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

Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast

5. PE transportemballage

Dette kapitel beskriver LCA vurdering af de transportemballager, som blev udpeget i afsnit 2.3, og som det teknologisk og potentialemæssigt er relevant at genvinde. Det drejer sig om LD-PE stræk- og krympefolie o.lign. samt HD-PE transportkasser. Resultaterne er præsenteret i grafer, og værdierne for disse grafer er vist i bilag E.

Spørgsmålet, som LCA vurderingen skal svare på i dette kapitel, er, hvordan genvinding forholder sig i forhold til affaldsforbrænding vist for 100 % genvinding og 100 % affaldsforbrænding. Disse scenarier er i praksis hypotetiske, men tjener altså her til sammenligning.

En del plastaffald afhændes til genvinding i Fjernøsten (Kina). Dette er taget ind i sammenligningen for LD-PE folier for at få en belysning af især transportens rolle. For LD-PE folie er der ligeledes sammenlignet med situationen, at plast ikke genvindes, dvs. bliver deponeret. Denne situation forekommer ikke i praksis, men sammenligningen tjener dels til en absolut forståelse af gevinsten ved genvinding henholdsvis affaldsforbrænding, og skal også illustrere, om genvinding i Kina i det hele taget kan svare sig.

5.1 LD-PE folie

Den sammenlignende resultatpræsentation for genvinding og affaldsforbrænding findes i afsnit 5.1.4, hvori også indgår sammenligning med deponi. Scenarierne og resultaterne af LCA vurderingerne er beskrevet i afsnit 5.1.1 - 5.1.3.

5.1.1 Genvinding, 100%, i Danmark

5.1.1.1 Scenarie

Figur 6 viser scenariet for genvinding af transportemballage med fokus på folier genvundet i Danmark.

Se her!

Figur 6
Scenarie for genvinding af transportemballage, folie

Transportafstande og mængder er opsummeret fra afsnit 4.2.2 og 4.3:

Mulighederne f og h praktiseres givetvis i et vist omfang, men betydningen heraf er blot, at dette gør miljøbelastningen fra indsamlingsscenariet lidt mindre, som diskuteret i afsnit 4.2.2.

Da der er et produktionstab på 7,4 % i forhold til den indsamlede mængde målt som ren plast, bliver den producerede mængde genvundet plast 0,926 kg per kg indsamlet plast, ren. Mængden af indsamlet plastaffald kan være større end 1 kg, da skrottet indeholder urenheder, labels m.v., men mængden heraf er beskeden for transportfolier, som derfor regnes som "ren".

Der regnes med et lødighedstab på 10 %, se afsnit 3.3.6.1, og derfor bliver den undgåede produktion af primær plast 0,833 kg (0,9 x 0,926 kg).

5.1.1.2 Resultatdiskussion, genvinding vs. affaldsforbrænding

Resultaterne er vist i afsnit 5.1.4, Figur 8 - Figur 12. Resultaterne er sammenlignet med genvinding i Kina og med affaldsforbrænding. Resultaterne for genvinding i Kina diskuteres i næste afsnit, hvorimod det er mest naturligt at diskutere resultaterne for affaldsforbrænding her, sammen med resultaterne for genvinding.

De samlede resultater af miljøeffekt vurderingerne, hvor alle faser er lagt sammen, er vist i Figur 8. Figur 9 og Figur 10 viser de samlede resultater for henholdsvis affald og ressourcer. Alle resultater er præsenteret vægtet, som forklaret i rapportens kapitel 3.

I figurerne for miljøeffekter er kun vist resultater for effekterne næringssaltbelastning, fotokemisk ozondannelse, forsuring og drivhuseffekt. Der er ikke præsenteret data for toksicitet, da disse er for usikre som beskrevet i afsnit 3.5.3. Således har det ikke i særlig høj grad været muligt at vurdere toksicitet af primær plastproduktion og affaldsforbrænding, hvorimod der er angivet en lang række toksiske udledninger for de energiscenarier som fortrænges, hvilket giver et urealistisk negativt toksicitetsbidrag for affaldsforbrænding.

Samlet set er det klart mest fordelagtigt at genvinde den "rene" transportemballage, når der ses på miljøeffekter og ressourcer. Fortrængning af stenkul ved affaldsforbrænding synes måske ikke så stor, men man må tænke på, at resultaterne er vægtede, og at stenkul er en ressource, som er tilgængelig i langt større mængder og med væsentlig længere forsyningshorisont end olie og naturgas. Målt i faktuelle mængder, f.eks. tons, er den fortrængte mængde olie og naturgas mindre end kulmængden. Olie- og naturgasforbruget skyldes især tabet af plastressourcen ved forbrænding. Med hensyn til affaldsmængden synes affaldsforbrænding mest favorabel, da der fortrænges en stor mængde volumenaffald fra stenkulsproduktion.

Resultaterne er sammenlignet med deponi, hvilket illustrerer situationen, at plasten ikke blev genvundet hverken som materiale eller som energi. Dette illustrerer, hvor stor fordelen er ved genvinding eller affaldsforbrænding, men deponi af plast er urealistisk i Danmark.

Figur 11 viser resultatet af miljøvurderingerne opdelt i materialer, transport, bortskaffelse og undgået produktion. Materialefasen dækker produktion af primær PE plast. Undgået produktion ved genvinding er primær PE plast og en mindre mængde energi ved forbrænding af produktionsaffald. Ved affaldsforbrænding omfatter undgået produktion udelukkende energi.

Figur 11 viser, at der er et væsentligt bidrag fra undgået produktion for henholdsvis genvinding og forbrænding. Med hensyn til affaldsforbrændingen synes bidraget fra den undgåede energiproduktion at være større end bidraget fra selve forbrændingen af plastemballagen. Dette skyldes, at energien som fortrænges for en stor del udspringer af kul, som giver et væsentligt bidrag til især forsuring, men også til CO2. Dette betyder også, at jo mere "grøn" den danske energiproduktion bliver, f.eks. som følge af regeringens handlingsplan Energi 21, jo mindre bliver bidraget fra den fortrængte energi, og jo mindre kan det følgelig svare sig at affaldsforbrænde set fra et rent miljømæssigt synspunkt, se kapitel 7.

Transportens andel ses at være meget lille for genvinding og affaldsforbrænding i Danmark.

Figur 12 viser tilsvarende Figur 11 resultatet af ressourcevurderingerne opdelt i materialer, transport, bortskaffelse og undgået produktion. Der knytter sig nogenlunde samme kommentarer hertil, dog tilføres der ikke andre ressourcer til affaldsforbrændingen (bortskaffelse under "Forbrænding") end dem, som ligger bundet i materialet.

5.1.2 Genvinding, 100%, i Kina

Der tages udgangspunkt i scenariet Figur 6, men transporten fra sorteringscentral til genvinding i Kina antages at ske med 400 km lastbil, 16000 km containerskib og 500 km tog. Denne transport omfatter kørsel fra "midt i Danmark" til Hamborg, sejlads med containerskib til Kina og transport med tog til genvindingsvirksomhed i Kina. Sidstnævnte antagelse er et rent gæt.

For lastbil og skib er benyttet opdaterede data (se afsnit 4.3), men for togtransport i Kina er benyttet de ældre data i UMIP databasen, da denne togtransport antages at ske med ældre teknologi.

Der findes kun sparsomme oplysninger om genvindingsteknologi i Kina. Sammenlignet med Danmark er den præget af brug af manuelt arbejde fremfor maskiner til sortering, hvilket giver mindre miljøbelastning, og brug af ældre teknologi til ekstrudering og pelletering, hvilket giver større miljøbelastning. Der er set eksempler på, at opvarmning til nedsmeltning af plasten sker ved kulfyring frem for el (Christensen, 2000).

Det er valgt at gå ud fra data for genvinding i Danmark, men det danske elscenarie er erstattet med ren kulbaseret elproduktion. Dette antages at være rimeligt repræsentativt for, at elproduktionen i Kina er overvejende, dvs. 74 % kulbaseret (IEA, 2000), og at opvarmning kan ske ved kulfyring med et ovntab, som antageligt svarer til tabet ved elproduktion. Endelig antages produktionsaffald at blive deponeret fremfor affaldsforbrændt. Det er dog uvist, om plast produktionsaffaldet bruges til en eller anden form for energiudnyttelse.

Der er benyttet samme lødighedstab som for genvinding i Danmark, da der nok ikke er belæg for at antage, at kvaliteten af det recirkulerede produkt er påviseligt ringere i Kina end i Danmark.

Arbejdsmiljøforhold i Kina er ikke vurderet.

I modsætning til transport ved genvinding i Danmark ses transporten til genvinding i Kina at betyde noget.

Transporten til Kina medfører især øget forsuring og næringssaltbelastning. Umiddelbart kan det se ud som om, at de samlede miljøeffekter ved genvinding i Kina er på niveau med de samlede miljøbelastninger ved affaldsforbrænding i Danmark, se Figur 8. Størrelsesordenen af den øgede forsuring og næringssaltbelastning tillige med fotokemisk ozondannelse er dog diskutabel, da den for en stor del finder sted over åbent hav, hvor de miljømæssige effekter er mindre end i kystnære områder.

Bidraget til drivhuseffekten og forbruget af brændselsressourcer har en mere beskeden øgning end ovennævnte effekter, dvs. størrelsesorden 30 %, hvilket ikke er negligeabelt. Noget af øgningen kan tilskrives, at produktionsaffald ikke affaldsforbrændes.

Mængden af farligt affald ser ud til at være væsentligt øget, hvilket kan tilskrives raffineringen af fuelolie til skibstransporten og mindre undgået produktion fra affaldsforbrænding. Mængden af farligt affald er dog meget usikker.

Af Figur 11 kan det se ud, som om bortskaffelsesfasen i Kina har en mindre miljøbelastning i Kina end i Danmark. Dette skyldes, at der ikke finder affaldsforbrænding af produktionsaffald sted med tilhørende forurening, men det mere end opvejes til gengæld af en mindre undgået produktion fra affaldsforbrænding og en større mængde volumen affald. Af figuren ses også, at transporten til Kina vejer tungere end bortskaffelsen, med de forbehold der er nævnt for effekternes størrelsesorden over åbent hav.

Af Figur 12 ses det, at ressourceforbruget til transporten til Kina er beskeden sammenlignet med scenariernes øvrige ressourceforbrug, og dette er medvirkende til, at transport til Kina er økonomisk rentabel.

5.1.3 Affaldsforbrænding

Figur 7 viser scenariet for affaldsforbrænding af plastaffald i Danmark. Scenariet er generelt gyldigt for transportemballage og husholdningsaffald.

Se her!

Figur 7
Scenarie for affaldsforbrænding af plastemballage

Afhentning fra brugssted (1 kg, 70 km) sker med 24 t komprimatorvogn.

Beregning af den undgåede produktion ved affaldsforbrænding er beskrevet i afsnit 4.6.

Resultaterne for affaldsforbrænding er diskuteret sammen med genvinding i afsnit 5.1.1.2.

I direkte relation til resultaterne for affaldsforbrænding er der yderligere nogle væsentlige bemærkninger:

Stratosfærisk ozonnedbrydning er udeladt som beskrevet i afsnit 3.5.3. Der har mod forventning vist sig et væsentligt negativt bidrag til denne effekt, der kan tilskrives brug af trichlorethan i den fortrængte elproduktion. Dette diskuteres i kapitel 7.

Som nævnt i afsnit 3.5.3 er der ikke præsenteret data for toksicitet, da disse er for usikre. Således har det ikke i særlig høj grad været muligt at vurdere toksicitet af primær plastproduktion og affaldsforbrænding, hvorimod der er angivet en lang række toksiske udledninger for de energiscenarier som fortrænges, hvilket giver et urealistisk negativt toksicitetsbidrag for affaldsforbrænding.

5.1.4 Resultater

Se her!

Figur 8
Samlede resultater for miljøvurdering af 4 scenarier for PE-LD transportfolie. Resultatet for Genvinding, Kina skal tages med forbehold, se resultatdiskussion.
  

Se her!

Figur 9
Samlede resultater for affaldsvurdering af 4 scenarier for PE-LD transportfolie.
  

Se her!

Figur 10
Samlede resultater for ressourcevurdering af 4 scenarier for PE-LD transportfolie.
  

Se her!

Figur 11
Opdelte resultater for miljøvurdering af 3 scenarier for PE-LD transportfolie. Resultatet for Genvinding, Kina skal tages med forbehold, se resultatdiskussion.
  

Se her!

Figur 12
Opdelte resultater for ressourcevurdering af 3 scenarier for PE-LD transportfolie.

5.2 HD-PE kasser

Den sammenlignende resultatpræsentation for genvinding og affaldsforbrænding findes i afsnit 5.2.2, hvori også indgår sammenligning med deponi. Scenarierne og resultaterne af LCA vurderingerne er beskrevet i afsnit 5.2.1.

5.2.1 Regranulering vs. genvinding og forbrænding

Som i afsnit 5.1 er scenarierne for hypotetisk 100 % indsamling til genvinding henholdsvis affaldsforbrænding.

Scenariet for regranulering er i princippet som scenariet vist i Figur 6, der er regnet med et produktionstab på 3 % i forhold til den indsamlede mængde målt som ren plast. Derfor bliver den producerede mængde genvundet plast 0,97 kg per kg indsamlet plast, ren.

Transport direkte fra brugssted til genvinding (rute h) er sandsynligvis udbredt, men grundet den lille betydning af transport er gennemsnitsscenariet for indsamling af transportemballage anvendt.

Scenariet for genvinding er som vist i Figur 6 og scenariet for forbrænding er som vist i Figur 7.

De samlede resultater af miljøeffekt vurderingerne, hvor alle faser er lagt sammen, er vist i Figur 13. Figur 14 viser de samlede resultater for ressourcer.

Der knytter sig samme komme½ntarer til genvinding vs. affaldsforbrænding som i afsnit 5.1.1.2. Af figurerne ses, at det er en absolut fordel at regranulere frem for at omsmelte og pelletere, men regranulering er kun mulig for produkter med en hvis godstykkelse. Sammenlignet med affaldsforbrænding er fordelen markant.

En stor del af miljøbelastningen og ressourceforbruget til regranulering skyldes vaskeprocessen, som kan ligge hos brugeren, som leverer skrottet eller hos genvindingsvirksomheden. Det kan diskuteres, om denne vaskeproces kan undværes for nogle typer produkter, men det er vigtigt, at skrottet er rent før granulering, dvs. fri for labels, lim, lak, fedt o.lign., da dette ellers kan medføre et lødighedstab af det genvundne produkt, se afsnit 3.3.6, som er større end det her antagede 10 %.

5.2.2 Resultater

Se her!

Figur 13
Samlede resultater for miljøvurdering af 3 scenarier for PE-HD transportkasser
  

Se her!

Figur 14
Samlede resultater for ressourcevurdering af 3 scenarier for PE-HD transportkasser