| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast

4. Dataindsamling

Til beregning af scenarierne beskrevet i kapitel 5 og 6 er benyttet Miljøstyrelsen program for LCA beregning, UMIP PC-værktøj (Miljøstyrelsen, 1999b). De processer, der benyttes i scenarierne fremgår af Tabel 6. Data for processer indsamlet til nærværende projekt er beskrevet i det følgende. For de eksisterende data i UMIP PC-værktøjet (Miljøstyrelsen, 1999b i kolonnen "Kilde" i Tabel 6) henvises til procesbeskrivelsen i dette værktøj. Med hensyn til den eksakte datapræsentation henvises i alle tilfælde til databasen for dette projekt. Databasen kan læses fra UMIP PC-værktøjet. Udeladte processer er beskrevet generelt i afsnit 3.3.4. Specifikke udeladelser er oplyst i kapitel 5 og 6.

Tabel 6
Oversigt over de processer, der er inkluderet i beregningerne.

4.1 Opdateringer af UMIP PC-værktøjet

En ny udveksling for VOC fra dieselmotorer er oprettet, og effektfaktorer for toksicitet heraf er beregnet og lagt ind (Miljøstyrelsen, 2000).

Data for plasttyperne PE-LD, PE-HD og PP er opdateret med nyere oplysninger i (Boustead, 1999). De nye data har baggrund i Bousteads oprindelige dataindsamling, som præsenteret i UMIP database (Miljøstyrelsen, 1999b), men fejl i disse data er rettet og nogle er præciseret eller detaljeret ud. Dette gælder ikke mindst hydrocarboner (HC), hvor methan andelen nu er specificeret.

4.2 Indsamlingssystemer

4.2.1 Drift af genbrugspladser

Der har i projektet været søgt at indsamle data for drift af genbrugspladser, men det har ikke været muligt at tilvejebringe repræsentative data, bl.a. fordi plastindsamlingen kun udgør et udsnit af en genbrugsplads, hvorfor der ikke er registreret noget særskilt energiforbrug.

Et overslag viser imidlertid, at energiforbruget til driften er negligeabel. Plast indsamles p.t. i poser eller containere, som ikke har noget energiforbrug. Egentlig energi bruges til oplysning af genbrugspladsen og er kun relevant i vintermånederne. Hvis man f.eks. har 50 W lavenergipærer eller lysstofrør til oplysning af området for plastindsamling og antal åbningstimer i vinterperioden sættes til 800, bliver energiforbruget 40 kWh, som udgør det årlige energiforbrug. Da den årlige omsætning af plastaffald er 15 – 100 tons opgjort for forskellige genbrugsstationer (Ottosen og Tønning, 2000) bliver energiforbruget 0,0004 – 0,0027 kWh per kg plast, hvilket er uden betydning sammenlignet med de øvrige energiforbrug.

4.2.2 Indsamlingsscenarier og transportafstande

For plastgenvinding optræder transport i indsamlingssystemet i hente- eller bringeordninger fra forbruger til affaldsø, genbrugsstation og sorteringscentral eller i nogle tilfælde direkte til genvindingsvirksomhed. Fra genbrugsstation eller sorteringscentral transporteres plasten videre til genvindingsvirksomhed. De mulige transportveje er vist i Figur 4 og beskrevet i det følgende.

Se her!

Figur 4
Mulige transportveje for plast husholdningsaffald og transportemballage til genvinding.

1. henteordning

Rute for afhentning hos forbrugere: 80 km. Beregnet fra oplysninger i (Miljøstyrelsen 1999c) midlet for enfamiliehuse og landområde. Oplysningen gælder husstandsindsamling, men antages at være repræsentativ for erhverv også.

2. bringeordning, lokal, bringning

Bringning til affaldsø vil antageligt ikke medføre ekstra transport, da den sker lokalt til fods eller i forbindelse med anden kørsel.

3. bringeordning, lokal, til sortering

Rute for indsamling af affald bragt til affaldsø: 50 km. Der er benyttet oplysninger i (Miljøstyrelsen 1999c) for etageboliger, da det især er her, man finder disse ordninger. (Sørensen, 2001) oplyser 75 km for Reno-fyn, men deres bringeordning dækker også enfamiliehuse. Er kun relevant for husstandsindsamling.

4. bringeordning, station, bringning

Bringning fra husholdning til en genbrugsstation sker normalt i forbindelse med anden kørsel i personbil, men der gættes på, at det vil medføre et ekstra kørselsbehov på 5 km (diskuteret med Ottosen og Tønning, 2001, som nævnte 7 km for Århus, der imidlertid er en stor kommune). For let erhverv vil bringningen antageligt ske direkte, dvs. uden andet kørselsformål, og her er regnet med afstanden 10 km.

5. bringeordning, station, til sortering

Blandet plast, dvs. flasker, bægre, folie o.lign. bragt til genbrugsstation transporteres til sortering. Afstanden er vanskelig at vurdere. Genbrugsstation og sortering kan ligge samme sted, eller sorteringscentralen kan hente fra flere genbrugsstationer. Der gættes på 25 km sv.t. transport efter indsamling i (Miljøstyrelsen 1999c).

6. bringeordning, station, til genvindingsvirksomhed

Folier kan sendes direkte fra genbrugsstation til genvindingsvirksomhed, hvis mængderne er tilstrækkelige til at fylde en lastbil. Dette gælder især folier fra handel/service & industri. Afstanden er skønnet til 150 km (Kjølhede, 2001) for genvinding i Danmark.

7. sorteringscentral til genvindingsvirksomhed

Afstanden er skønnet til 150 km (Kjølhede, 2001) for genvinding i Danmark.

8. indsamlingsordning, bruger til genvindingsvirksomhed

Brugte folier og kasserede transportkasser kan sendes direkte fra større handels-, service- og industrivirksomheder til genvindingsvirksomhed, hvis mængderne er tilstrækkelige til at fylde en lastbil. Afstanden er skønnet til 150 km (Kjølhede, 2001) for genvinding i Danmark.

Med hensyn til husholdningsaffald er følgende fordeling af affaldsmængden estimeret, med henvisning til Figur 4:

d: Skønsmæssigt ca. 25 % af a+b+d (Ottosen, 2001)(Tønning, 2001)

a & b: Skønsmæssigt ca. 75 % af a+b+d (Ottosen, 2001)(Tønning, 2001). Fordelingen mellem a og b antages ligelig. Dette kan retfærdiggøres ved at bringeordning til affaldsøer antageligt vil blive brugt i tæt bebyggelse (boligblokke etc.) med ca. halvdelen af boligmassen og henteordning i mindre tæt bebyggelse (enfamiliehuse), igen med ca. halvdelen af boligmassen.

Transportemballage følger ruterne a, d og h. Det har ikke været muligt at estimere en fordeling mellem disse, men den er antaget at følge husholdningsaffald, således at 25 % bringes (d) og 75 % hentes (a). Der er altså regnet med, at al transporten til genvinding går via sortering, og der er således ikke regnet med direkte bringning fra brugssted til genvinding (h). Dette betyder at transportarbejdet til sortering, og dermed det samlede transportarbejde for scenariet, er noget for højt estimeret. Dette gælder især for transportkasser, hvor en stor del antageligt vil gå direkte fra bruger til genvinding. I det samlede resultat betyder dette dog mindre, da den miljømæssige betydning af indsamlingsscenariet for genvinding i Danmark har vist sig at være lille i forhold til plastfremstilling og genvinding.

Der vil i praksis være et tab, X, fra sorteringscentralen til forbrænding ved frasortering af fraktioner, der er uegnede til genvinding (eller hvis der ikke er afsætningsmulighed). PVC frasorteres til deponi eller særlig behandling. Mængden X kan sættes til 0, hvis man ønsker at beregne på det hypotetiske 100% effektive indsamlingssystem, eller man kan indsætte faktuelle værdier. Tabet kan blive meget lille i et vel planlagt indsamlingssystem.

For affaldsforbrænding optræder transport fra dagrenovation til forbrændingsanlæg, samt fra indsamling af erhvervsaffald til forbrændingsanlæg. Afstanden er skønnet til 70 km, beregnet fra transportafstandene for henteordninger i (Miljøstyrelsen, 1999c) midlet for etageboliger, enfamiliehuse og landområde. Afstanden svarer godt til oplysning fra Reno-fyn (Sørensen, 2001), som siger 60 km.

4.2.3 Indsamlingseffektivitet

Erfaring med indsamlingseffektivitet for plastaffald fra husholdninger er sparsom herhjemme, da indsamling kun er praktiseret ret få steder og gennem kort tid, på nær få undtagelser. I dette projekt arbejdes med scenarier, som skal have en vis fremtidig gyldighed, f.eks. 5 år, og der er derfor behov for et estimat af den nær fremtidige plastindsamling, som kan forventes praktiseret i Danmark. Dette er diskuteret med (Ottosen, 2001) og (Tønning, 2001), og der er indhentet synspunkter fra (Kjær, 2001).

Indsamlingseffektiviteten vil overordnet afhænge af, om der er tale om en bringeordning eller en henteordning, hvor erfaring både for plast og andre affaldstyper viser, at henteordningen giver de bedste resultater, men også er dyrest at etablere.

Erfaringer fra indsamling af andre affaldstyper, f.eks. aviser og glas, skal bruges med varsomhed, da der er større barrierer for plastindsamlingen, fordi plast fylder og er uhåndterligt at opbevare indtil bringning/hentning og på grund af krav til rengøring af plasten (Tønning, 2001). Endelig viser dette projekt, at plastemballage, som via restindhold af nogle emballerede produkter vil give et stort COD bidrag, ikke bør indsamles til genvinding, men bør affaldsforbrændes. Dette betyder et loft over hvor stor en indsamlingsmængde, der er ønskelig til genvinding. Loftet er vanskeligt/umuligt at finde ud fra tilgængelige statiske oplysninger, som diskuteret i kapitel 6.

(Ottosen, 2001) mener generelt, at gode brugervenlige bringeordninger med en god informationsindsats kan nå en indsamlingseffektivitet på 40 eller måske 50 %. Med brugervenlig menes, at der ikke må være for langt til indsamlingsstederne.

(Tønning, 2001) peger på, at de bringeordninger, som har fungeret herhjemme gennem længere tid, ligger på 10 – 15 % indsamlingseffektivitet. Resultater fra et nylig afholdt forsøg i Nyborg (Ottosen og Tønning, 2000) nåede en indsamlingseffektivitet på over 40 % sidst i forsøget. Forsøget var rettet mod flasker/dunke/bøtter som i dette projekt, men andre fraktioner blev også afleveret. Kendetegnende for forsøget var fokus på brugervenlighed og information.

Generelt gælder, at det potentiale, som indsamlingseffektiviteterne er beregnet ud fra, er temmelig usikkert at bestemme, hvilket også gør indsamlingseffektiviteterne usikre. Det kan heller ikke udelukkes, at en mængde erhvervsaffald afleveres foruden husholdningsaffaldet.

(Kjær, 2001) har diskuteret indsamlingseffektiviteten for bringeordninger med kolleger i Miljøstyrelsen, der som et godt gæt mener, at en bringeordning med kuber vil give ca. 40%. På baggrund af ovenstående diskussion er det i dette projekt valgt at regne på indsamlingseffektiviteterne 25 % og 40 % til at repræsentere bringeordninger fra husholdninger.

Det lave bud er konservativt i forhold til vurderingen fra (Ottosen, 2001) og (Kjær, 2001), men tager hensyn til hidtidige erfaringer og de omtalte barrierer for plastaffald i forhold til andre affaldstyper. Det høje bud retter sig mod, hvad der realistisk kan tænkes i fremtidige systemer.

Indsamlingseffektiviteten for henteordninger afhænger af, om dette finder sted fra "fast opsamlingsmateriel", dvs. en beholder som brugeren løbende kan fylde i, eller ved at brugeren med mellemrum, f.eks. på faste datoer, stiller affald til afhentning. Man regner almindeligvis med at indsamling fra fast opsamlingsmateriel giver det bedste resultat.

(Ottosen, 2001) mener generelt at man i en brugervenlig henteordning og med en god informationsindsats kan nå en indsamlingseffektivitet 60 - 80 %. Brugervenligt betyder her bl.a. fast opsamlingsmateriel.

De henteordninger, man har erfaring med herhjemme, fungerer ved, at brugeren stiller affaldet til afhentning på bestemte datoer. I det mindste én kommune udleverer en særlig sæk til formålet. Indsamlingseffektiviteten ligger på ca. 45 % for flasker/dunke/bøtter. Indsamlingen kan være direkte rettet mod flasker/dunke/bøtter eller mod flere plastfraktioner, hvorfra indsamlingseffektiviteten for flasker/dunke/bøtter så er beregnet.

(Tønning, 2001) mener, at man med fast opsamlingsmateriel kan nå en højere indsamlingseffektivitet, og har her samme vurdering som (Ottosen, 2001). Tønning tvivler dog på, at fast opsamlingsmateriel til plastaffald vil blive særlig udbredt herhjemme, da potentialet er for lille. Måske vil det blive etableret i etageejendomme, hvor man i affaldsskurene kan opstille en særlig beholder til plast, ligesom det i dag er ret almindeligt med særlige beholdere til glas og papir. Tønning peger imidlertid på, at indsamlingseffektiviteten fra fast opsamlingsmateriel er mindre for etageejendomme end fra parcelhusområder. For papir er det ca. 75 % vs. 90 %.

(Kjær, 2001) har diskuteret indsamlingseffektiviteten for henteordninger med kolleger i Miljøstyrelsen, der som et godt gæt mener, at man med henteordning kan opnå ca. 60%.

På baggrund af ovenstående diskussion er det i dette projekt valgt at regne på indsamlingseffektiviteterne 50 % og 60 % til at repræsentere henteordninger fra husholdninger.

Disse indsamlingseffektiviteter er tænkt at dække et mix af begge de nævnte henteordninger, men tager højde for, at henteordning fra fast opsamlingsmateriel antageligt får en begrænset udbredelse, samt at visse typer plastemballage bør til affaldsforbrænding frem for til genvinding. Som for bringeordninger er det lave bud baseret på hidtidige erfaringer, og det høje bud er for fremtidige systemer.

4.2.3.3 Indsamling fra erhverv

Det har ikke været muligt at indhente oplysninger om indsamlingseffektivitet fra erhverv, men den må formodes at være højere end for husholdninger eller på niveau med henteordning fra husholdninger med fast opsamlingsmateriel.

Små erhvervsvirksomheder vil nok i en vis udstrækning benytte sig af bringeordninger, også hvor disse er møntet på husholdninger, men ellers må det antages, at henteordninger vil være mest udbredt blandt erhvervsvirksomheder, og at dette vil ske fra fast opsamlingsmateriel. Mængdeandelen af plastemballage fraktioner, som det i dette projekt skønnes relevant at genvinde, er høj for erhverv i forhold til husholdninger (68% vs. 14 %), se afsnit 2.1.3. Indsamlingseffektiviteten målrettet plastemballage fra erhverv vil antageligt ligeledes kunne blive høj. Man kan måske gætte på en indsamlingseffektivitet på 70 % eller mere for de fraktioner, det er relevant at indsamle til genvinding.

4.3 Transport

Følgende mulige biltyper og deres udnyttelse er udpeget med henvisning til Figur 4:

1. Henteordning, affaldsforbrænding:

Dette antages at finde sted med komprimatorvogn med 24 t totalvægt og en middellast på 3 tons (Tønning et.al., 1997). Middellasten svarer til en kapacitetsudnyttelse på 20 - 25 % af komprimatorvognenes lasteevne på ca. 12 – 14 tons. Kapacitetsudnyttelsen har betydning for miljøbelastningen og for valg af transportproces i UMIP databasen.

2. Henteordninger, genvinding (a):

For husholdningsaffald antages dette at finde sted med komprimatorvogn, 24 t totalvægt og middellast 3 tons (Tønning et.al., 1997). Middellasten svarer til en kapacitetsudnyttelse på 20 - 25 %.

Afhentning til genvinding fra særskilt beholder, også kaldet fast opsamlingsmateriel, vil med stor sandsynlighed finde sted med denne vogntype. Affald som stilles til afhentning kan dog også blive indsamlet med ladvogn, der typisk er indrettet med adskilte rum til forskellige affaldstyper (f.eks. plast, pap, papir, glas) (Tønning, 2001). Se bemærkningen under punkt 4) om den miljømæssige forskel på komprimatorvogn og ladvogn.

Afhentning af transportemballage fra erhverv antages at finde sted med ladvogn eller ophalervogn (containervogn), da denne situation nok minder om indsamling fra bringeordning til sortering, se punkt 4), og der er benyttet samme ladvognstype som i punkt 4). Ladvognen kan være rumopdelt, se ovenover.

3. Bringeordning til genbrugsstation (d):

Fra private husholdninger antages dette at finde sted i benzindreven personbil med motorstørrelse 1,4 – 2 l. Man vil typisk have flere affaldsprodukter med end plastaffald, f.eks. brugte flasker og aviser. Der er antaget 5 kg affald.

Fra lidt mindre virksomheder er antaget dieseldreven varebil, og det er antaget, at denne medbringer 100 kg affald til genbrugsstationen.

4. Bringeordninger til sortering (c og e):

Dette antages at finde sted med ladvogn, 11 t totalvægt og middellast 2,5 tons (Tønning et.al., 1997). Middellasten svarer til en kapacitetsudnyttelse på ca. 45 %.

Komprimatorvogn og ophalervogn er ligeledes mulige. Disse vogne har større totalvægt end ladvognen (25 t vs. 11 t) men antages dårligere udnyttet (ca. 25 % vs. 45 %), så den miljømæssige forskel mellem de to alternativer vil næppe være stor. Derfor er kun ladvognen benyttet i beregningerne.

5. Transport til genvindingsvirksomhed (g, f og h):

Ifølge (Kjølhede, 2001) ankommer transportemballage på lastbiler med 40 t totalvægt og med en typisk last på ca. 16 t, sv. t. en kapacitetsudnyttelse på 65 – 70 %. Lastbilerne kører i speditionstrafik, hvilket vil sige, at de udnyttes til et andet job på hjemturen, dvs. der er ikke nogen tom retur. Dette er ligeledes forudsat i beskrivelsen af transportafstande i afsnit 4.2.2. Den skitserede transport vil nok ligeledes være repræsentativ for plast fra husholdninger, som sendes fra sorteringscentral til genvindingsvirksomhed.

Med hensyn til rene foliefraktioner kan disse presses i baller, som man typisk modtager 22 tons af ad gangen sv. t. 90-100 % kapacitetsudnyttelse på en 40 t lastbil.

Et antal nye transportprocesser er oprettet, da de eksisterende data i UMIP PC-værktøj er forældede. Processerne er blevet til i forbindelse med et transportprojekt (Miljøstyrelsen, 2000) og er baseret på udregning af typiske transporter i TEMA2000 (Trafikministeriet, 2000). De anvendte transportprocesser er listet i nedenstående skema. Disse processer benytter opdaterede data for brændselsproduktion nævnt i Tabel 6, da brændselsproduktion ikke er indeholdt i TEMA.

For 11 t ladvogne er anvendt TEMA´s lastbil på 10 t totalvægt, da denne er repræsentativ. I stedet for de 45 % udnyttelse er der tilnærmet benyttet lastgraden 48% (TEMA2000 default) svarende til gennemsnitsudnyttelsen i Danmark. For 24 t komprimatorvogne er anvendt TEMA´s lastbil på 25 t totalvægt beregnet for lastudnyttelsen 25 %. 40 t lastbilen til genvinding med 65 - 70% udnyttelse svarer godt til udnyttelsen ved eksportkørsel og til langturskørsel i Danmark med store biler. Lastgraderne er repræsentative for speditionskørsel. Forkortelsen EU2 i skemaet står for emissionsnormen EURO 2 gældende fra 1996. Vægtene er totalvægt.

De angivne laster af lastbilerne skal tages med forbehold, da de afhænger af den eksakte lastbiltype. Med hensyn til blandet kørsel i Danmark er denne skønnet ud fra tur eksempler i TEMA2000 for lange ture, dvs. over Storebæltsbroen eller yderpunkter i Jylland. Der kan i praksis være stor variation i køremønstret, især lokalt og regionalt. Det normale svovlindhold for dieselolie for landtransport er 0,005% (lav svovl), og dette er benyttet ved beregningerne.

4.4 Rengøring og spildevandsrensning vs. affaldsforbrænding

Rengøring af husholdningsemballager medfører vand- og energiforbrug samt øget spildevandsbelastning med især BOD og COD og dermed ekstra energiforbrug til spildevandsrensning. Spildevandsrensningen er uafhængig af, om det er de enkelte husholdninger eller genvindingsvirksomheden, som skal foretage rengøringen. Af hygiejniske årsager er man mest interesseret i, at rengøringen foretages af husholdningen, før den tomme emballage sendes til genvinding, men genvindingsvirksomheden kan antageligt foretage rensningen med et mindre vand- og energiforbrug.

For at få indtryk af størrelsesordenen af belastningen fra rengøring er der udført et forsøg, hvor et antal relevante husholdningsprodukter emballeret i plastflasker og bøtter er tømt for indhold. Den resterende produktmængde er renset ud og vægten bestemt. De fleste emballager blev vasket i varmt vand, og energiforbrug til vandopvarmning er beregnet. COD af de udrensede produkter er beregnet på basis af nøgletal (Henze et. al., 1992) for kulhydrat, protein, fedt, eddike etc. Mængden af disse indholdsstoffer er taget fra varedeklarationerne. Energiforbrug til nedbrydning af COD i spildevandsrensning og efterfølgende slambehandling er beregnet ud fra nøgletal for spildevandsrensningsanlægget Lynetten (Jørgensen, 2000)(Lynettefællesskabet I/S, 2000). Disse data kan forventes at være bedre end gennemsnittet for spildevandsrensning.

Som alternativ til rengøring af emballagerne med henblik på genvinding er energigevinsten ved affaldsforbrænding af restprodukterne i emballagerne beregnet. Energigevinsten er beregnet ud fra brændværdi af restprodukterne bestemt ud fra varedeklarationerne.

Der er gjort rede for forsøgene og beregningerne i bilag D, og resultaterne indgår i scenarierne behandlet i kapitel 6. Forsøgsresultaterne er behæftet med væsentlig usikkerhed, da de afhænger af forbrugeradfærd ved tømning og rengøring af emballagen, som diskuteret i kapitel 7. Der har her kun været en enkelt testperson til at udføre forsøgene. Testpersonen har nok tømt emballagerne mindre grundigt og rengjort dem mere grundigt, end mange brugere ville gøre, og der er derfor tale om worst case. Rengøringen er foretaget enkeltvis, hvor mange brugere ville udføre rengøringen i forbindelse med opvask (manuelt eller i maskine), hvorved forsøgets vandmængde er for stor. Da opvarmningen af vandet er miljømæssigt afgørende, er beregningerne tillige udført for uopvarmet (koldt) vand for at undgå forskelle i vandforbrug som et usikkerhedsmoment.

Tabel 7
Energi til opvarmning af vaskevand og energigevinst ved affaldsforbrænding for forskelligt COD indhold i plastemballage, husholdningsaffald.

Se her!

4.5 Plastgenvinding

4.5.1 Omsmeltning

Replast A/S genvinder PE folier og i mindre omfang flasker og dunke ved omsmeltning i ekstruder efterfulgt af pelletering til granulat, og data for plastgenvinding er leveret herfra. Ældre data (ca. 1991) fra Replast A/S findes allerede i UMIP PC-værktøjet, men disse data må anses for forældede. Desuden omhandler de ældre data kun landbrugsfolier, hvilket er utilfredsstillende til generelle formål.

Virksomheden har i dag to produktionslinier, en for relativt ren plastaffald (transportemballage, produktionsaffald o.lign.) og en for landbrugsfolie. Det har derfor været muligt at lave en opdeling af data for de to linier. Opdelingen baserer sig i nogen grad på beregnede og skønnede fordelinger af energiforbrug og emissioner.

Sammenlignet med de ældre data må de nye data anses for mere repræsentative, og især har data for transportemballage været savnet. For landbrugsfolie er energiforbruget nogenlunde som før, hvorimod især affaldsmængden er betydeligt reduceret. Der er som ventet kun en begrænset mængde affald fra transportemballagen.

Det skal bemærkes, at affaldsmængderne fra landbrugsfolier især skyldes sand, jord, ler etc., som er bragt ind med folien. Som forklaret i afsnit 3.3.6 skal denne mængde affald, i lighed med hele genvindingsprocessen, tilskrives leverandøren af plastaffald, som er den, der forårsager såvel genvindingsproces som affald. Replast har ingen indflydelse på mængden af affald, som skyldes forurening af plastråvaren.

Mængden af produktionsaffald fra genvindingsprocessen er 7,4 % af den behandlede mængde målt som ren plast, hvilket ikke er væsentligt forskelligt fra det, man forventer fra andre genvindingsbrancher, f.eks. glas og aluminium. Al produktionsaffaldet antages affaldsforbrændt med energiudnyttelse. I perioder er det ikke muligt at forbrænde al produktionsaffald grundet manglende forbrændingskapacitet, hvilket betyder at noget affald må deponeres. Dette antages at være et forbigående problem.

Plastgenvinding kan groft inddeles i følgende procestrin:

Figur 5
Massestrømme og energi for plastgenvinding på Replast

4.5.2 Regranulering

For rimeligt rene fraktioner af produkter, som har en tilstrækkelig godstykkelse, er det muligt at foretage en direkte regranulering, dvs. at man undgår omsmeltningen. Kasserede HD-PE transportkasser, f.eks. kasser til transport af øl/vand, mælk, brød o.lign. vil typisk kunne regranuleres direkte.

Replast A/S udfører ikke i dag direkte regranulering, men det har været muligt at estimere data ud fra et sandsynligt procesforløb på Replast. Et springende punkt er, hvorvidt vask af produkterne er nødvendig eller ej. Vask er nødvendig for at sikre, at der ikke kommer snavspartikler eller rester fra det transporterede produkt med i granulatet. Sidstnævnte problem er størst for transportkasser til f.eks. fersk kød. Mange kasser vaskes rutinemæssigt af leverandøren (brugeren), og man kan sige, at vask af en kasseret kasse ikke er nødvendig for kassens brug men for genvindingen. Med andre ord indregnes vasken hvad enten den finder sted hos leverandøren eller hos genvindingsvirksomheden.

4.6 Affaldsforbrænding

Plastaffald som ikke genvindes samt produktionsaffald fra genvinding bliver affaldsforbrændt. Som udgangspunkt er UMIP databasens processer for affaldsforbrænding af PE og PP benyttet (Miljøstyrelsen, 1999b). Disse processer er af ældre data, men er verificeret i forhold til nyere oplysninger (Energi E2, 2001). Problemet med at anvende nyere data er, at disse er for dansk gennemsnitsaffald, hvorimod UMIP databasens data som krævet i LCA er beregnet per materialetype, der affaldsforbrændes.

I UMIP databasens affaldsforbrændingsprocesser antages nogle emissioner at være fælles for forbrændingsanlægget, uanset hvad der forbrændes, og andre emissioner er produktspecifikke. Til fælles emissioner er regnet NOx og dioxin, og disse svarer størrelsesordensmæssigt rimeligt godt til oplysninger i (Energi E2, 2001). CO emission er væsentlig højere end i (Energi E2, 2001), hvor den til gengæld også forekommer påfaldende lav.

I UMIP databasen er der ikke regnet med elproduktion fra affaldsforbrænding, da dette stort set ikke fandt sted på tidspunktet for den daværende dataindsamling. I dette studie er der regnet med, at affaldsforbrændingens energiproduktion fordeler sig på 80 % varme og 20 % el. Der er ikke allokeret mellem el og varme, men da elproduktionen er lille, har dette kun mindre betydning. Varmen antages at fortrænge fjernvarme fra det centrale system i Danmark (Energi E2, 2001), hvilket vil sige kraftvarme og varme fra centrale elværker. El antages at fortrænge gennemsnits dansk elproduktion (Energi E2, 2001). Der er regnet med allokering efter energikvalitet (exergi) for den fortrængte el og varme.

Der er regnet med samme totale virkningsgrad på 75 % for affaldsforbrænding med elproduktionen som for ældre data uden elproduktion, men da virkningsgraden på elproduktion er væsentlig ringere end for varmeproduktion, er den uændrede totale virkningsgrad udtryk for en bedre virkningsgrad på forbrændingen i anlægget, hvilket man regner med i dag.

Forbrænding af restprodukter er oprettet med udgangspunkt i UMIP databasens eksisterende processer og følger ovennævnte beskrivelse for el og varme.

Forbrænding af slam er oprettet med udgangspunkt i UMIP databasens eksisterende processer med hensyn til selve forbrændingen, men ikke med hensyn til energiproduktion, da denne er opgjort separat i data for spildevandsbehandling og slamforbrænding (Lynettefællesskabet, 2000). Slam og biogas kommer fra forrådnelse af organisk materiale i spildevandet.

4.7 Energi

Et antal nye processer for energi og produktion af brændsler (pre-combustion) er oprettet. Det drejer sig om følgende processer:

For energiprocesserne gælder, at både de traditionelt omfattede emissioner til luft og f.eks. tungmetalemission er medtaget. For brændselsproduktion er alle tilgængelige emissioner ligeledes medregnet.

Dansk el- og fjernvarmeproduktion er fra en LCA af dansk elproduktion 1997 udført af elværkerne ved ENERGI E2 (Energi E2, 2001). Der har vist sig nogle fejl i de offentliggjorte data, som er korrigeret af IPU i dette projekt. Fejlene er af systemmæssig karakter og har meget lille værdimæssig betydning. Der er benyttet data, hvor allokering mellem el og varme er udført efter exergi (energikvalitet), og der er regnet med data for energiproduktion og ikke forbrug, dvs. tallene er ikke korrigeret for import/eksport. Problemet med den måde der er korrigeret for import/eksport på af Energi E2 i overensstemmelse med Energiministeriets politik, er at der godskrives en miljøgevinst hver gang i løbet af året, Danmark har import af vandkraft, til trods for at Danmark netto har eksport af forurenende kulkraft.

Nye data for brændselsproduktion er oprettet i forbindelse med et projekt for transport (Miljøstyrelsen, 2000) og anvendt her, da de eksisterende data i UMIP PC-værktøj må anses for forældede. Brændselsproduktionen repræsenterer EU gennemsnit, hvor en stor del af råolien udvindes i bl.a. Mellemøsten, og data er ikke nødvendigvis repræsentative for danske forhold (hvad de tidligere data heller ikke var). Dette kommer mest synligt til udtryk for VOC emission