|
Miljøvurdering af plastdrikkebægre 4. Miljøvurdering
4.1 Formålet med miljøvurderingenFormålet med miljøvurderingen, som er rapporteret i dette kapitel, er at finde svar på følgende spørgsmål:
Følgende scenarier beregnes:
4.2 Forudsætninger, afgrænsninger mv.Livscyklusvurderingen i dette projekt er baseret på UMIP-metoden (Udvikling af Miljøvenlige Industriprodukter), som er udviklet af Instituttet for Produktudvikling, Danmark Tekniske Universitet. UMIP-metoden er en IT-baseret livscyklusvurderingsmetode, der vurderer miljøforholdene ved givne produkter fra vugge-til-grav. Igennem hele produktets livscyklus (råvarefremstilling, halvfabrikata, produktion, transport, brug og bortskaffelse) sker der udledninger af stoffer, som har en potentielt skadelig virkning på miljøet indenfor følgende miljøeffekttyper:
UMIP metoden er primært en metode til at oversætte mængden af miljømæssige udledninger fra produktets livscyklus til mål for potentielle effekter på miljøet. IT-værktøjet, LCV (LivsCyklusVurdering), opgør de samlede miljømæssige udledninger i produktets livscyklus, og foretager oversættelsen af disse udledninger til disse miljøprofiler. Når man i denne rapport taler om den samlede miljøeffekt, menes der en sammenlægning af de potentielle effektbidrag for ovennævnte effekttyper. LCV opgør også trækket på ressourcer, som olie og metaller. Miljøprofilerne for de forskellige bægre kan sammenlignes, hvorved de enkelte bægres miljømæssigt svage og stærke sider fremstår. De enkelte søjler i miljøprofil-diagrammerne er desuden opdelt på de enkelte faser i livscyklus'en, så man kan få et indtryk af om det f.eks. er transporten, produktionen eller bortskaffelsen, der bidrager mest til miljøbelastningen. Ved hjælp af vægtningsfaktorer for de enkelte miljøparametre, baseret på den politiske prioritering af de enkelte miljøeffekter, er det desuden muligt via UMIP-metoden at sammenregne de forskellige miljøparametre, således at der fremkommer ét tal for de enkelte produkters miljøbelastning i deres fulde livscyklus. På den måde er de fire bægertyper rangordnet ud fra en miljømæssig synsvinkel. 4.2.1 SystemafgrænsningMed hensyn til systemafgrænsninger henvises til figurerne i kapitel 3. 4.2.2 DatakilderDen primære datakilde har været UMIP databasen. Herudover er for bægrenes råvareproduktion (plasttyperne PP, PC, PS) brugt de seneste APME data, som er frigivet i 1999 (www.apme.org). Endelig er bortskaffelse af bægrene ved forbrænding modelleret i.h.t. de nyeste principper beskrevet i rapporten "Technical data for waste incineration - background for modelling of product-specific emissions in a life cycle assessment context", som kan findes på adressen www.ipt.dtu.dk/~mic Oplysninger om bægrenes vægt, materiale, produktionssted, produktionsenergi, transportdistancer, emballage mv. kan findes i kapitel 3. 4.3 Modellering4.3.1 RåvarestadietRåvaren til de enkelte bægre er følgende:
Råvarestadiet er modelleret for hver materialetype i henhold til de nyeste data fra APME (Association of Plastics Manufacturers in Europe). 4.3.2 ProduktionsstadietProduktionsstadiet dækker elektricitetsforbrug til produktion (sprøjtestøbning og overhead), samt emballage til forsendelse. Produktionsstedet er afgørende for det brugte elektricitetsscenarie, dog er det engelske produktionsstadie for engangsbæger 1 modelleret med et EU gennemsnit, da specifikke elektricitetsdata for England ikke har været tilgængelige. Elektricitetsforbruget til produktion (sprøjtestøbning og overhead) er opgivet af producenterne. Elektricitetsscenarierne er alle scenarier i UMIP databasen. Produktionsstederne er som følger:
Returløb ved produktion (internt genanvendt produktionsaffald) er sat til 0,9% for genbrugsbæger 2 (polycarbonat) og 1% for resten af bægrene. Transportemballagen er primært PE og bølgepap - de specifikke mængder fremgår af tabel 3.2. 4.3.3 TransportstadietMedtaget i transportstadiet er transport af granulat til produktionen samt distribution af det færdige produkt fra produktionsstedet til Dansk Flaskegenbrug i Danmark. Den enkelte transportafstande fremgår af tabel 3.2. Transport af granulat til produktionen er modelleret som transport ad motorvej med lastbil mellem 3,5 og 16 tons last, mens transport af det færdige produkt fra produktionsstedet til Dansk Flaskegenbrug er modelleret som lastbil, over 16 tons last, motorvej. Færgetransport er modelleret som RO-RO (roll-on/roll-off) skib, 2 takt, 3900 DWT. Transportafstanden i distribution er ganget med en faktor 1,5 for at tage højde for at drikkebægre er særligt voluminøst gods. 4.3.4 BrugsstadietBrugsstadiet omfatter transport fra Dansk Flaskegenbrug til brugsstedet, samt i tilfælde af genbrugsbæger både vask og transport tilbage til Dansk Flaskegenbrug. De enkelte parametre fremgår af tabel 3.2. Det forudsættes at brugsstedet er i Danmark, og det antages at transportafstanden i genbrugsmodellerne er 10 km til brugsstedet, samt at vaskevand med sæbe mv. går til et typisk dansk rensningsanlæg.. For genbrugsbægrene er modelleret scenarier for stationær vask (type A) og mobil vask (type B). Ved mobil vask transporteres vaskeanlægget til brugsstedet, mens vasken foregår hos Dansk Flaskegenbrug ved stationær vask. Der medgår således transport af vaskeanlægget (vægt: ca. 3 500 kg) til og fra brugsstedet i type B beregninger, mens selve vaskeprocessen er den samme for type A og type B. 4.3.5 BortskaffelsesstadietDer er to generelle modeller for bortskaffelsesstadiet, nemlig forbrænding og genanvendelse af bægrene. Transport fra Dansk Flaskegenbrug til det nærmeste forbrændingsanlæg er medtaget i begge modeller. 4.3.5.1 Forbrænding Ved forbrænding brændes hele bægeret og transportemballagen i et gennemsnitligt dansk forbrændingsanlæg. Dette gennemsnitlige anlæg er et teoretisk gennemsnit af de danske forbrændingsanlæg, som er modelleret efter principperne i publikationen " Technical data for waste incineration - background for modelling of product-specific emissions in a life cycle assessment context", som kan findes på internet-adressen www.ipt.dtu.dk/~mic. Denne publikation indeholder de seneste data for bl.a. dansk affaldsforbrænding, og disse data er anvendt i stedet for de gængse data i UMIP-databasen. Kun luftformige emissioner er medtaget, idet bægrene og transportemballagen regnes fuldt forbrændt, således at der ikke opstår støv, aske og slagge. Dette skønnes at være en forsvarlig tilnærmelse, idet der er tale om fuldt brændbare materialer. Der regnes med varmegenvinding i form af fjernvarme og elektricitet. Fordelingen af varmeudnyttelse på 69,79% fjernvarme (procent af materialets brændværdi) og 7,99% elektricitet er taget fra ovennævnte publikation. Der er i modellerne regnet med, at fjernvarme erstatter naturgasfyret varme (virkningsgrad 75%), og at elektricitet produceret ved affaldsforbrænding erstatter dansk gennemsnitselektricitet. 4.3.5.2 Genanvendelse Ved genanvendelse af bægrene regnes bægerets materiale genanvendt til et nyt produkt. Der er derfor brug for i modellen at allokere såkaldte fælles processer mellem bægeret og de(n) efterfølgende anvendelse. I dette tilfælde er de fælles processer råvareproduktionen og den endelige bortskaffelse ved forbrænding. Derimod er selve genanvendelsen ikke en fælles proces, idet bægeret "betaler" for genanvendelsen mod at få en "rabat" på råvareproduktion og endelig bortskaffelse af materialet ved forbrænding. Dette er i tråd med UMIP's retningslinier. Der regnes med, at materialet fra bægrene finder én og kun én yderligere anvendelse. Dette er en rimelig antagelse med dagens genanvendelsesteknologi og dagens genanvendelsesscenarier for plast. Dette fører i en første tilnærmelse til, at miljøbelastningen ved de fælles processer deles ligeligt mellem drikkebægeret og det sekundære produkt. Denne allokering er derfor gennemført i praksis ved, at drikkebægeret tildeles halvdelen af miljøbelastningen ved de to fælles processer (råvareproduktion og forbrænding), mens hele miljøbelastningen ved selve genanvendelsen tildeles drikkebægeret. Selve genanvendelsesprocesserne for de forskellige bægres materialer findes ikke i UMIP-databasen, så genanvendelse er groft modelleret ved et dansk scenarie for omsmeltning af PE plast /N. Frees, IPU, 2000/. 4.4 Præsentation af resultaterI dette afsnit er de fleste af resultaterne af miljøvurderingerne præsenteret. Først vises miljøprofilerne for de enkelte bægre ved et triptal på 1. Dernæst følger miljøprofiler for genbrugsbæger 1 ved dels stationær, dels mobil vask for at belyse forskellen ved de to alternative genbrugskoncepter. Endelig præsenteres de fire bægres miljøbelastning på aggregeret form, dvs. som ét og kun ét tal for den livscyklusmæssige miljøbelastning for hvert scenarie/produkt, efter UMIP vægtning. De aggregerede miljøopgørelser vises for forskellige afstande til brugsstedet, 10, 50, 100 og 200 km. Enheden for miljøprofilerne er mPEW – milli person equivalent weighted. Fortolkningen af en person equivalent eller personækvivalent på dansk er som følger. En PE er defineret som den årlige miljøbelastning i referenceåret (1990) indenfor en given effekttype, som en gennemsnitsborger har i det område, som miljøeffekten omfatter (for drivhuseffekt og ozonlagsnedbrydning er dette område hele jorden, mens det er Danmark for de andre effekttyper). Man kan sige at vi hver især har en "kvote" på 1 PE hvert år indenfor hver effekttype. For at tage højde for den miljøpolitiske prioritering af den pågældende effekttype, ganges målet for potentiel miljøeffekt (PE) med en faktor, som er proportional med den miljøpolitiske vægtning, og enheden PEW (person equivalent weighted - vægtet personækvivalent) fremkommer. Der opereres i denne rapport med enheden mPEW - en tusindedel af en vægtet personækvivalent. Enheden for ressourceprofilerne er mPR – milli person reserve. Fortolkningen af en personreserve er, at en PR er den mængde ressource, som stadig er tilgængelig for en gennemsnitlig verdensborger og alle dennes efterkommere. Vi kan altså hver især bruge 1 PR til os selv og alle vores efterkommere. Der opereres i denne rapport med enheden mPR - en tusindedel af en personreserve. Ved læsning af miljøprofilerne skal man være opmærksom på at enhederne på den lodrette akse varierer fra diagram til diagram. Om usikkerheden på LCA modellerne og beregningerne kan siges, at der overalt er brugt state-of-the-art data, men at disse generelt er omkring 5 år gamle eller ældre. Beregningerne hviler altså på den antagelse, at teknologien, og dermed de tilknyttede miljøbelastninger, ikke har udviklet sig nævneværdigt i den mellemliggende periode. Data for miljøudvekslingerne ved råvareproduktion er gennemsnitsdata for en række anlæg. Dvs. data stammer ikke fra et specifikt produktionsted, hvilket er korrekt i LCA sammenhæng, da man ikke altid specifikt kan sige hvor et råmateriale kommer fra, ihvertfald ikke over en længere periode. De brugte data er resultatet af et stort projekt gennemført af APME (Association af Plastics Manufacturers in Europe), og må betragtes som pålidelige. Specifikationen af energiforbrug mv. i bægerproduktionen er helt specifik for de pågældende bægre, men det skal siges at data for energiproduktion er i nogle tilfælde 10 år gamle. Der er dog generelt brugt de nyeste data tilgængelige i UMIP-databasen. Da UMIP-databasen ikke indeholder tal for engelsk elektricitetsproduktion er i et tilfælde brugt et EU gennemsnit som en tilnærmelse. Det kan ikke siges præcist hvor god denne tilnærmelse er. Alle transportprocesser er baseret på UMIP-databasen, og må siges at være pålidelige. Transportprocesserne betyder dog generelt mindre i den samlede miljøbelastning, på nær transporten i forbindelse med distribution af genbrugsbægre til brugsstedet. Derfor opereres i beregningerne også med flere transportdistancer for distribution af genbrugsbægre. For brugssituationen, hvor det kun er vasken af genbrugsbægre, som har en egentlig miljømæssig udveksling, er brugt målte og specifikke data for energi- vaskemiddelforbrug, som må siges at være pålidelige. Bortskaffelsen af bægrene er modelleret med energigenvinding fra forbrænding og selve forbrændingsprocesserne er modelleret efter den nyeste state-of-the-art (Se afsnit 5.3.5.1). For genvinding er foretaget en tilnærmelse til genvindingen af PE plastfolie. Det kan ikke siges hvor god denne tilnærmelse er. Datagrundlaget for toksicitets effekttyperne (human toksicitet, øko-toksicitet og persistent tokcisitet) må generelt betegnes som spinkelt i forhold til baggrundsdata for de andre effekttyper. 4.4.1 Genbrugsbæger 14.4.1.1 Miljøprofil for genbrugsbæger 1. Figur 8: Ved nærlæsning af miljøprofilen for genbrugsbæger 1 med stationær vask og forbrændingsbaseret bortskaffelse, fremkommer følgende sekundære konklusioner:
4.4.1.2 Ressourceprofil for genbrugsbæger 1 Figur 9: Ressourceprofilen for genbrugsbæger 1 med stationær vask og forbrændingsbaseret bortskaffelse er karakteriseret ved:
4.4.2 Genbrugsbæger 24.4.2.1 Miljøprofil for genbrugsbæger 2 Figur 10: Ved nærstudie af miljøprofilen for genbrugsbæger 2 med stationær vask og forbrændingsbaseret bortskaffelse kan følgende sekundære konklusioner fremføres:
4.4.2.2 Ressourceprofil for genbrugsbæger 2 Figur 11: De samme konklusioner gælder, som for genbrugsbæger 1. 4.4.3 Engangsbæger 14.4.3.1 Miljøprofil for engangsbæger 1 Figur 12: Man kan læse følgende sekundære konklusioner fra miljøprofilen for engangsbæger 1 og forbrændingsbaseret bortskaffelse:
4.4.3.2 Ressourceprofil for engangsbæger 1 Figur 13: Ressourceprofilen for éngangsbæger 1 ved forbrændingsbaseret bortskaffelse er karakteriseret ved:
4.4.4 Engangsbæger 24.4.4.1 Miljøprofil for engangsbæger 2 Figur 14: Livsforløbet af engangsbæger 2 adskiller sig kun fra livsforløbet for engangsbæger 1 ved det lidt større materialeforbrug og at produktionsstedet er i Sverige. Det sidste giver sig udslag i et altdominerende bidrag til effektkategorien radioaktivt affald fra produktionen af bægeret, som skyldes at svensk elektricitet tildels er baseret på atomkraft. Herudover bruges vandkraft i svensk elektricitetsproduktion. Vandkraft er næsten helt miljøneutralt, og derfor ses ikke bidrag til f.eks. drivhuseffekten fra produktionsstadiet, og det er også brugen af vandkraft til produktion, som gør det ellers tungere engangsbæger 2 mere miljøvenligt end engangsbæger 1. 4.4.4.2 Ressourceprofil for engangsbæger 2 Figur 15: På grund af ovennævnte særpræg ved svensk elektricitetsproduktion domineres ressourcetrækket af brugen af naturgas og råolie til råvaren, samt af rabatten på naturgastrækket, som stammer fra fjernvarmeproduktion ved forbrænding. 4.4.5 Er der forskel på stationær og mobil vask af genbrugsbægre?Der er meget lille miljømæssig forskel på stationær og mobil vask af genbrugsbægre, set i forhold til genbrugsbægrenes totale livscyklusmæssige miljøbelastning. Miljøprofilerne for genbrugsbæger 1 ved stationær vask (scenarie 1A, se Fig. 5.1 ovenfor) og ved mobil vask (scenarie 1B, se Fig. 5.9 nedenfor) viser, at der stort set ingen miljømæssig forskel er på de to vaskescenarier. De to ressourceprofiler er også nærmest identiske. Begge dele gælder ligeledes for genbrugsbæger 2. Konklusionen er, at det fra et miljømæssigt synspunkt er valgfrit hvilket vaskescenarie, der vælges, og dette afgøres således alene af praktiske og økonomiske forhold. Transporten af det tunge vaskeudstyr til brugsstedet opvejer den fordel der er ved at spare transporten af bægrene mellem brugssted og det stationære vaskeri. Figur 16: 4.4.6 Betydningen af genanvendelsesbaseret bortskaffelseGenanvendelsesbaseret bortskaffelse og forbrændingsbaseret bortskaffelse ligger miljømæssigt tæt på hinanden, med en tendens til at genanvendelsesbaseret bortskaffelse er lidt ringere. Dette gælder også for ressourcetrækket. Se figuren nedenfor for den samlede miljømæssige sammenligning, der inkluderer alle miljøeffekter, vægtet og lagt sammen. Figur 17:
At genanvendelsesbaseret bortskaffelse er en smule ringere end forbrænding i de nærværende modeller, skyldes primært, at forbrændingen i Danmark foregår med energigenvinding. Man kan imidlertid se, at de to bortskaffelsesalternativer ligger forholdsvist tæt på hinanden, og afgørelsen af bortskaffelsesskæbnen kan hvile på ikke-miljømæssige forhold, som f.eks. at bevare den økonomiske materialeværdi. 4.4.7 Sammenligning af de 4 bægre.Ligevægtspunkterne mellem genbrugsbægre og engangsbægre, i form af det gennemsnitlige triptal, som genbrugsbægeret skal op på for at være det miljømæssigt bedste alternativ, er som følger for de forskellige transportdistancer: Tabel 4.1:
Figur 18:
Figur 19:
Figur 20:
Figur 21:
|
