Miljøparametre til miljøindeks for emballageafgifter
IndholdsfortegnelseSammendrag (Sammenfattende artikel) 1 Indledning 2 Målsætning 3 Beskrivelse af emballagematerialer 4 Miljøvurdering af emballage-materialer 5 Scenarier for miljøvurdering 6 Miljøprofiler for emballagematerialer 7 Følsomhedsvurdering 8 Diskussion af metode og resultater 9 Konklusion Denne version indeholder ikke bilagsrapporten, da denne kun findes som PDF-fil. 1. IndledningEmballage anvendes i dag overalt, hvor varer/produkter omsættes eller transporteres. Emballagens primære formål er at beskytte produktet under håndtering, lagring og transport, samt at inddele produkterne i afgrænsede mængder til forbrugeren. Forbruget af emballage har inden for de seneste år været stigende, hvilket bidrager til et øget ressourceforbrug og affaldsfrembringelse. Som incitament til nedbringelsen af forbruget af emballage blev der den 1 januar 1999 indført en ny emballageafgift. Afgiften pålægges alene i forhold til emballagens vægt. Afgiften har til formål at tilskynde til at nedsætte forbruget af materialer til emballering og som direkte følge heraf reducerede affaldsmængder. Den nuværende afgift stiller i udgangssituationen den gennemsnitlige emballage til 1 liter vare afgiftsmæssigt ens uafhængigt af det valgte emballagemateriale. Vægten af emballagen er ikke direkte et udtryk for materialets miljøbelastning, så for at øge motivationen til at reducere miljøbelastning relateret hertil kan det være nødvendigt at inkludere miljøaspekter i afgiftfastsættelsen. Der skal i år 2000 fremføres et lovforslag vedrørende inddragelse af miljøparametre i emballageafgiften. I den forbindelse ønsker Miljøstyrelsen at få udført et metodestudie og gennemførelse af beregninger for opstilling af miljøprofiler for typiske salgsemballager. Formålet med dette projekt er at opstille en model til beregning af emballages miljøbelastning som et input til en miljøbaseret afgiftsmodel for emballage. Beregningerne foretages ikke for specifikke emballager, som f.eks. en flaske, men for produktion af 1 kg typisk emballage. 1.1 Incitamenter ved valg af emballageForbrugeren har sjældent indflydelse på valg af salgsemballage, hverken med hensyn til materialet, mængde af materiale, der indgår i emballagen, eller hvorvidt emballagen kan returneres til genbrug/genanvendelse eller til forbrænding. I nogen sammenhænge vil forbrugeren have en mulighed for at vælge mellem to ens produkter emballeret forskelligt, f.eks. ved læskedrikke emballeret i glas eller plast. Forbrugeren vil typisk vælge det produkt, der er lettest af hensyn til hjemtransporten, den billigste emballage eller den emballageform, der i brugssituationen er mest hensigtsmæssigt for forbrugeren. Denne valgmulighed eksisterer reelt kun for få produkter. For visse produkter er det et krav, at forbrugeren opbevarer originalemballagen for at bevare returret eller ret til reklamationer. Det gælder bl.a. for elektronik produkter. I sådanne tilfælde vil emballagen ikke kunne genbruges. Producenten vælger både materiale og form på den emballage, der skal benyttes til produktet. Incitamenter til reduktion af ressourceforbrug ligger umiddelbart i prisen på materialet og den afgift, der er på materialet sammenholdt med værdien af selve produktet. Hvis afgiften er lav i forhold til produktets pris, er valget af materiale måske mere betinget af, hvordan produktet bedst præsenterer sig. Det gælder for parfume, kosmetik o.lign. produkter. Inddragelse af materialets miljøbelastning i afgiften skaber incitament for producenten til at substituere til et mere miljøvenligt materiale og samtidig incitament til at reducere materialeforbruget til emballagen. Incitamentet til at substituere vil formodentlig være størst for produkter, hvor emballagens værdi udgør en ikke ubetydelig andel i forhold til værdien af selve produktet. Ved inddragelse af materialernes miljøforhold i afgiftsfastsættelsen er det oplagt, at det er materialernes miljøbelastninger gennem de væsentligste faser i livscyklus, der bør udgøre grundlaget for fastsættelse af afgiften. Materialernes samlede miljøbelastninger beregnes ved en LCA (Life Cycle Assessment) screening af de enkelte materialer, dog kun for udvalgte faser. Brugsfasen udgør for emballage generelt ikke en væsentlig fase i livscyklus og er derfor ikke inkluderet i screeningen. Det vurderes, at de samlede miljøbelastninger vil være nogenlunde ens for samme type materiale (pr. kg), der anvendes til emballering af forskellige produkter. 2. Målsætning2.1 Projektets formålFormålet med dette projekt er at udvikle en model til opstilling af miljøprofiler for udvalgte emballager, som kan indgå i forbindelse med fastsættelse af emballageafgiften for materialerne. Projektet er et metodestudie, hvor livscyklusvurdering anvendes som værktøj til at opstille miljøprofiler for emballage af et givet materiale, som danner en del af baggrunden for fastsættelse af afgift for typiske materialer til emballage. 2.2 Projektets anvendelseProjektet er et input til udvikling af en miljøbaseret afgiftsmodel for emballagematerialer. Det forventes ikke, at projektet kan danne basis for en komplet afgiftsmodel, men derimod, at projektet er et trin på vejen til inddragelse af materialernes miljøbelastninger ved fastsættelse af en afgift på salgsemballage. 2.3 Overordnede forudsætningerUdførelsen af projektet er underlagt forudsætninger og afgrænsninger ved gennemførelse af LCA screeninger. Nogle af disse er af generel karakter og andre vedrører mere specifikt de enkelte LCA screeninger. De generelle forudsætninger og afgrænsninger beskrives nedenfor, mens de specifikke forudsætninger gennemgås senere i kapitel 5. En overordnet forudsætning er, at der tages udgangspunkt i en fiktiv emballage af et specifikt materiale. Projektet opererer ikke med egentlige emballagetyper, men fokuserer på de væsentligste materialer, der anvendes til fremstilling af emballager. Beregningen af materialets miljøbelastning er baseret på brugen af UMIP-metoden /1/ og den tilhørende database. Alle LCA screeninger og beregninger er foretaget ved hjælp af UMIP’s LCV værktøj på baggrund af tilgængelige data i UMIP’s enhedsprocesdatabase /2/. Der er kun i meget begrænset omfang indhentet data fra andre kilder. Det skal dog understreges, at det ikke er formålet med dette projekt at indsamle nye data. UMIP modellens principper for allokering og systemudvidelse er anvendt i miljøvurderingen. Ved anvendelse af denne modellering efter UMIP modellen er der ingen signifikant miljømæssig forskel på, om der vælges primære eller sekundære råvarer til fremstilling af emballage. Der vil ved den valgte modellering i stedet være fokus på, om materialet ved affaldshåndtering går til forbrænding eller til genanvendelse. Godskrivning af miljøeffekter ligger således i affaldshåndteringen. Følgende forudsætninger er anvendt:
Disse forudsætninger betyder, at det overordnet set er ligegyldigt, om der vælges primære eller sekundære råvarer til fremstilling af emballagen. Derimod har det betydning hvorledes man vælger at bortskaffe materialerne. Hvis materialerne bortskaffes til genvinding vil disse kunne fortrænge andet primært materiale og herved spares ressourcer. Bortskaffes materialet til forbrænding tabes materialet fuldstændigt og der skal suppleres med primære ressourcer. De anvendte principper ved modellering efter UMIP er generelt i overensstemmelse med ISO 14040. Det gælder både systemudvidelsen og den anvendte allokering. 3. Beskrivelse af emballagenEmballagens primære formål er at beskytte produktet under håndtering, lagring og transport, samt at inddele produkterne i afgrænsede mængder til forbrugeren. Emballage opdeles ofte i to grupper: transportemballage og detailemballage. Transportemballage er emballage anvendt til at transportere produkter fra f.eks. producent til salgssted. Transportemballage er ikke en del af den salgsemballage, som produktet er emballeret i. Transportemballage er f.eks. paller, transportkasser etc. Detailemballage dækker i dette projekt over følgende typer:
Projektet omhandler udelukkende salgsemballage. Transportemballage og multipak emballage er ikke medtaget. Der beregnes ikke for specifikke emballager som fx. 33 cl glasflaske, men for 1 kg gennemsnits emballage af et givent materiale. 3.1 Forbruget af emballageI perioden fra 1994 til 1995 er der tale om en stigning i forbruget af emballage på ca. 16% /3, 4/. Forbruget af emballage er desuden i 1995 over 1990-niveauet. Det årlige emballageforbrug i Danmark af forskellige materialer til emballage opgøres af Rendan. Rendan's opgørelse er fordelt på 6 forskellige grupper:
De 6 grupper er yderligere inddelt i 19 materialetyper. Forbruget af emballage opgøres fordelt på de 19 materialer. Resultatet af opgørelsen er anført i tabel 3.1. Træ er dog udeladt i tabellen, fordi træ stort set kun anvendes til transportemballage. Tabel 3.1 De dominerende materialer til emballage er papir og pap, glas og plast. Dernæst følger metal og sluttelig tekstil. Bølgepap er klart det mest anvendte materiale (vægtmæssigt) til emballage. Indenfor materialegruppen plast er det LDPE, der er dominerende. Emballage i hvidblik er dominerende i materialegruppen metal. Hvidblik benyttes typisk til konservesdåser. I forbindelse med opfølgningen på aftalen vedrørende transportemballage er mængder for transportemballage angivet i tabel 3.2. Tabel 3.2 De dominerende mængder til salgsemballage er derfor glas, plast, pap/papir og metal (hvidblik og aluminium). Af tabel 3.1 og 3.2 fremgår det, at bølgepap til salgsemballage kun udgør ca. 15.000 tons. For papirets vedkommende er det 12.000 tons. Indenfor plast er det LDPE med ca. 77.000 tons der er dominerende. 3.2 EmballagematerialerNedenfor beskrives de væsentligste materialegrupper anvendt til emballage. 3.2.1 Papir- og papemballagePapir og pap behandles sammen, idet fremstillingsprocesserne er meget lig hinanden. I UMIP’s database findes desuden kun data for fremstilling af liner til produktion af bølgepap. Bølgepap og støbepap Forbrug Støbepap anvendes til formstøbt emballage som f.eks. ægbakker. Støbepap er i 1995 vurderet til at udgøre ca. 2.200 t. Fremstilling Affaldshåndtering Materialegenanvendelse kan finde sted, men der findes generelt ingen returtagnings- og indsamlingsordninger. Materialet kan endvidere være lamineret/lakeret, hvorved materialegenanvendelse udelukkes/vanskeliggøres. I praksis genanvendes emballagerne kun i begrænset udstrækning. Støbepap medtages ikke i miljøvurderingen, idet det samlet set anvendes i en forholdsvis beskeden mængde. Derudover vurderes miljøbelastningerne fra støbepap ikke umiddelbart at være afgørende forskellige fra pap og papir. Papir og karton Forbrug Fremstilling Affaldshåndtering Materialegenanvendelse vurderes at finde sted i begrænset omfang. Materialet kan endvidere være lamineret/lakeret, hvorved materialegenanvendelse udelukkes/vanskeliggøres. Ved forbrænding af både papir og karton kan energiindholdet udnyttes. 3.2.2 GlasForbrug Fremstilling Affaldshåndtering 3.2.3 PlastPlast anvendes til flasker, dunke, kasser, folier, film, poser og sække. Den dominerende mængde går til poser, sække, film og folier. Den mest anvendte plasttype er polyethylen - PE, som i 1995 udgjorde ca. 74% af den samlede mængde indenfor denne materialegruppe. Dernæst følger polypropylen - PP med ca. 14%. Polystyren - PS og ekspanderet polystyren - EPS udgjorde henholdsvis ca. 0,6% og ca. 3,5%. PET udgjorde ca. 3% og PVC kun ca. 0,5%. Forbrug Fremstilling Affaldshåndtering For alle plastmaterialer vil der være tale om udnyttelse af energiindholdet i materialet ved forbrænding. LDPE Forbrug HDPE Forbrug PP Forbrug EPS Forbrug Fremstilling Data anvendt i miljøvurderingen indeholder opskumningen af EPS, og der er ikke indlagt yderligere fremstillingsprocesser. Andet plast Forbrug Polycarbonat (PC) medtages ikke på grund af den begrænsede anvendelse til salgsemballage. PVC er medtaget på trods af den begrænsede anvendelse. Det skal bemærkes, at der er foretaget beregninger, hvor det antages at PVC emballage bortskaffes til genvinding, selv om dette ikke forekommer i dag. Bortskaffelse til genvinding er medtaget, som et hypotetisk eksempel, til at belyse forskellen ved valg af fremtidig bortskaffelse for PVC emballagen. Affaldshåndtering 3.2.4 MetalDe væsentligste metaller til emballage er stål, hvidblik (fortinnet stål) og aluminium. Metallerne anvendes primært til dåser, folier og bakker. Hvidblik Forbrug Fremstilling Affaldshåndtering Aluminium Forbrug Fremstilling Affaldshåndtering Materialegenanvendelse kan finde sted. I Danmark er der ikke etableret returtagningsordninger, og i praksis genanvendes emballagerne ikke. Vurderede emballagematerialer De vurderede emballager består således af følgende materialer:
4. Miljøvurdering af emballage-materialer4.1 Metode til miljøvurdering af materialerMiljøprofilen for et materiale kan opfattes som materialets miljømæssige fingeraftryk. Miljøprofilen er således et udtryk for hvor store miljøeffekter, ressourceforbrug og affaldsmængder, der genereres ved forbrug af materialet gennem livscyklus. Miljøeffekter, ressourceforbrug og affaldsmængder benævnes herefter under et som miljøparametre, med mindre andet er angivet. Miljøprofilen beregnes og opstilles på baggrund af en miljøvurdering af materialerne i en væsentlig del af livscyklus: udvinding af råstoffer, fremstilling af råvarer, fremstilling af emballage samt affaldshåndtering. Da der fokuseres på materialerne og ikke selve emballagen, indgår distribution og brugsfasen ikke. Som nævnt i kapitel 1 er de væsentlige parametre i brugsfasen relateret til slutbrugerens subjektive kriterier for valg, som bl.a. er pris, holdbarhed, vægt og æstetik. Miljøvurderingen foretages efter UMIP- metoden. Beregningerne er foretaget i UMIP’s LCV værktøjs betaversion 2.11 på baggrund af tilgængelige data i programmets tilhørende enhedsprocesdatabase /2/. Der er kun i meget begrænset omfang indhentet data fra andre kilder. Miljøvurderingen foretages enkeltvis for hvert materiale og med et gennemsnits scenarie for fremstilling af selve emballagen. Såvel materialefremstillingen, produktionen og bortskaffelsen er baseret på gennemsnitsbetragtninger. Til vurdering af konsekvensen af den forenklede model for opstilling af miljøprofilen ud fra gennemsnitsbetragtninger er der opstillet et antal scenarier, der illustrerer forskellige forhold vedrørende indholdet af primær/sekundær råvare i materialet, forskellige produktionsmetoder af emballage samt forskellige metoder til affaldshåndtering som forbrænding eller genanvendelse. Resultatet af beregningerne i UMIP PC værktøjet er summen af de vægtede miljøeffekter, summen af de vægtede ressourceforbrug og summen af de vægtede affaldsmængder. Vægtningen er baseret på politiske målsætninger, som er nærmere beskrevet i UMIP modellen /1/. Forud for vægtningen er der foretaget en normalisering af de beregnede miljøeffekter, ressourceforbrug og affaldsmængder. Resultaterne for miljøprofilen er endvidere opdelt på faser i bilagsrapport /19/ (distributions- og brugsfasen er ikke med), så det er muligt at vurdere de enkelte fasers bidrag til de samlede miljøeffekter, ressourceforbrug og affaldsmængder. Miljøprofilen præsenteres grafisk i figurer for henholdsvis de enkelte miljøparametre og de adderede miljøeffekter, adderede affaldsmængder og adderede ressourceforbrug. Addition af alle miljøeffekter, addition af alle ressourceforbrug og addition af affaldsmængder er ikke normalt brugt i international sammenhæng. Det vurderes dog at være en hensigtsmæssig fremgangsmåde i dette tilfælde for at skabe et overblik over de samlede effekter, ressourceforbrug og affaldsmængder for det enkelte materiale, og dernæst at kunne foretage en sammenligning imellem materialerne. 4.2 Miljøvurderingens objekt - funktionel enhedMiljøvurderingen udføres for de udvalgte materialer og udvalgte produktionsprocesser. Miljøvurderingen udføres for 1 kg typisk emballage - alle resultater er opgivet pr. kg emballage Ved livscyklusvurdering vil miljøpåvirkningerne for et produkt typisk opgøres i forhold til produktets funktion eller ydelse. I denne vurdering opgøres miljøpåvirkningerne ikke direkte i forhold til emballagens ydelse men i forhold til 1 kg typisk emballage. Dette skyldes, at emballageafgiften sættes i forhold til antal kg materiale der går til fremstilling af en given emballage type. For emballagen vil ydelsen derfor fremkomme i det øjeblik afgiften beregnes. Miljøprofilerne er vist i form af vægtede miljøprofiler, hvor miljøparametrene for 1 kg emballage er sat i forhold til en årlig gennemsnits persons miljøbelastning inden for hver parameter. Rent regneteknisk er levetiden således sat til 1 år. 4.2.1 VurderingsparametreUdfra drøftelserne i Miljøstyrelsen er følgende vurderingsparametrene for beregningerne valgt:
Energiforbrug Energiforbruget udgør den væsentligste kilde til potentielle miljøeffekter og ressourceforbrug. Dog gælder det for plasttyperne, at en væsentlig del af råolieforbruget skyldes, at plasten fremstilles af råolie. Til belysning af sammenhængen mellem energi og miljøbelastninger fremstilles der en energiprofil for primær energi for emballagerne. Bekræftes sammenhængen mellem energiprofilen og miljøbelastningerne, åbner dette mulighed for at energiforbruget (MJ) kan indgå som en nøgleparameter ved opstilling af en miljøbaseret emballageafgift. CO2-udledningen Politisk er der nationalt og internationalt stor fokus på drivhuseffekten, hvortil udledningen af CO2 fra energiproduktion er en af de væsentligste bidragydere. Til begrænsning af energiforbruget er der lovgivningsmæssigt etableret CO2 - afgifter. I forbindelse med de nye beregninger fremstilles der tillige en profil for CO2-udledningen. Da befolkningen allerede er bekendt med denne parameter, kan det analogt til energiforbrug være relevant at inddrage denne som nøgleparameter ved opstilling af en miljøbaseret afgift. Miljøeffektpotentialer De globale og regionale miljøeffektpotentialer drivhuseffekt, forsuring, fotokemisk ozondannelse (lav-NOx) og næringssaltbelastning indgår som vurderingsparametre. Ressourcer Udfra indledende beregninger til projektet fremgår det, at de dominerende vægtede ressourceforbrug er råolie, stenkul samt naturgas. Forbruget af aluminium, jern, mangan og brunkul har i det samlede billede kun betydning for aluminium- og stålemballage. For at forenkle antallet af vurderingsparametre opstilles der, jævnfør Miljøstyrelsens ønske, kun profiler for ressourcerne råolie, stenkul og naturgas. Det forudsættes, at træet anvendt i papir- og papemballage er træsorter, som ikke udgør en knap ressource. Træ udgår derfor som vurderingsparameter, idet vægtningsfaktoren for ressourcer er baseret på forsyningshorisonten. Faktoren bliver nul for ressourcer, der fornyes i takt med brugen. Vurderingsparametrene anvendt i dette projekt tager udgangspunkt i UMIP-metodens anbefalede vurderingsparametre. Foruden de nævnte fravalgte ressourcer indgår parametrene arbejdsmiljø og toksiske effekter (tox) ikke. Arbejdsmiljøeffekter er ikke medtaget på grund af ufuldstændigt datagrundlag. Data for arbejdsmiljø er endnu ikke fuldt integreret i UMIP’s enhedsproces database, og selve opgørelsesmetoden for arbejdsmiljø er under væsentlig ændring, hvorfor arbejdsmiljø ikke er vurderet. Toksiske effekter er ligeledes fravalgt på grund af ufuldstændigt datagrundlag. Tox-data er endnu ikke fuldt integreret i UMIP’s enhedsprocesdatabase. Usikkerheden på de eksisterende data er desuden forholdsvis store. Tox-effekterne medtages derfor ikke. Herved undgås også, at nogle af scenarierne bliver pålagt disse påvirkninger, mens andre ikke pålægges disse på grund af datamangel. 4.3 AllokeringUMIP-modellens principper for allokering og systemudvidelse er anvendt /1/. Ved anvendelse af modellering efter UMIP modellen er der ingen miljømæssig forskel på, om der vælges primære eller sekundære råvarer til fremstilling af emballage. Der vil ved denne modellering i stedet være fokus på, om materialet ved affaldshåndtering går til forbrænding eller til genanvendelse. Godskrivning af miljøeffekter ligger således i affaldshåndteringen. Den væsentligste konsekvens af dette er, at genanvendelse betragtes som et resultat af at produktet er designet, så det er egnet til genanvendelse og kun i beskeden grad som et resultat af efterspørgsel efter sekundære materialer. Dette betyder, at stort set hele miljøgevinsten ved genanvendelse godskrives til designet, hvorimod der ikke godskrives for brug af sekundære materialer. Resultatet er, at alle beregninger baseret på UMIP /1/ vil vise, at der ikke er nogen væsentlig gevinst ved at bruge sekundære materialer fremfor primære materialer. Dette spørgsmål har været diskuteret indgående blandt danske LCA specialister igennem dec/98-jan/99 indenfor rammerne af det danske LCA konsensus projekt. Der ventes en redegørelse herfor i år 2000. Resultatet af disse diskussioner er:
De anvendte principper ved modellering efter UMIP er herudover i overensstemmelse med ISO 14040. Det gælder både systemudvidelsen og den anvendte allokering. Hvorvidt det er designet eller efterspørgslen på sekundære materialer, der er styrende for markedet for de valgte materialer vides ikke i dag. Det vil kræve en større markedsundersøgelse at afklare dette, hvilket ligger uden for dette projekts rammer. Der foretages derfor ikke en egentlig vurdering af hvilken allokerings metode, der er korrekt for de enkelte materialers markedssituation. 4.4 Produktsystemet i miljøvurderingenI det følgende opstilles en generel model til beskrivelse af produktsystemerne for de enkelte emballagetyper. Det er valgt at operere med udvidede systemgrænser, hvilket er i overensstemmelse med ISO 14040. Figur 4.1 illustrerer de valgte systemgrænser, hvor under miljøvurderingen udføres Figur 4.1. Valgte systemgrænser I produktsystemet skelnes mellem om producenten vælger at basere emballagen på primære eller sekundære materialer. Fremstillingen af emballagen er således karakteriseret ved forholdet mellem primær og sekundær råvare, også kaldet P/S-forholdet. P/S-forholdet er beskrevet i afsnittet om de vurderede scenarier. Dette er i figuren illustreret ved, at producenten kan trække på en primær kilde, dvs. udvinding af råstofferne og/eller en sekundær kilde, dvs. træk på den til enhver tid tilgængelige pulje af genvundet materiale. Den tilgængelige pulje af genvundet materiale er defineret som markedet for genvundet materiale. For de fleste materialer er der tale om markeder, der geografisk strækker sig langt, idet indsamlede materialer som f.eks. papir og stålskrot handles globalt. Det antages, at der for alle emballagematerialer eksisterer en pulje af genvundet materiale, der kan nyttiggøres til fremstilling af emballage. Denne antagelse vurderes rimelig, idet der i dag eksisterer et marked for alle de emballagematerialer, der medtages i dette projekt. For hovedparten af de emballager, der vurderes i projektet, vil der være tale om engangsbrug, hvorefter emballagen betragtes som affald. I nogle tilfælde vil en emballage indgå i et lukket kredsløb og blive genbrugt i den oprindelige form et antal gange. Antallet af genbrug betegnes også som emballagens triptal. I dette projekt foretages udelukkende beregninger på emballagetyper med triptallet 1. Efter endt brug af emballagen håndteres den enten via forbrænding eller genvinding, hvilket benævnes F/G-forholdet for produktsystemet. F/G-forholdet er beskrevet under afsnittet om de vurderede scenarier. Der er valgt at se bort fra deponering af emballagen. Dette fravalg skyldes, at det ikke er tilladt at deponere forbrændingsegnet affald. Ved forbrænding antages det, at emballagens energiindhold udnyttes til produktion af el og varme. Nyttiggørelse af emballagens energiindhold er en systemudvidelse af produktsystemet. Produktionen af el og varme fra affaldsforbrændingen antages at fortrænge anden produktion af el og varme. Denne nyttiggørelse godskrives produktsystemet. Nyttiggørelsen beskrives mere detaljeret i afsnit 5.3. Ved genvinding sendes emballagen til puljen, hvor det oparbejdes til sekundær råvare. I forbindelse med genvinding af emballagematerialerne vil der ofte skulle kompenseres for kvalitetsforringelse og materialetab. Forekommer en kvalitetsforringelse eller et materialetab i forbindelse med genvinding af et materiale, skal der suppleres med en mængde primær materiale svarende til tabet. Det betyder, at valg af sekundært baseret emballage nødvendigvis også må indebære et træk på primære materialer som kompensation for kvalitetsforringelse og/eller materialetab. Det forudsættes, at materialer indsamlet til genvinding er homogene. I næste afsnit præsenteres de opstillede scenarier, hvorefter de materialespecifikke produktsystemer beskrives. Modellen er illustreret ved procesdiagrammer og beregningseksempel i bilag 1 for pap og LDPE. 5. Scenarier for miljøvurderingDer er for hvert materiale opstillet et antal scenarier, som er listet i tabel 5.1. Scenarierne adskiller sig fra hinanden ved følgende forhold:
Tabel 5.1. Oversigt over samtlige 38 scenarier. Notationen, p, betyder, at der er anvendt primære materialer til emballagefremstillingen, og tallet i kolonnen for materialer angiver om emballagen består af henholdsvis 0% eller 100% primære materialer. Notationen, s, betyder, at der er anvendt sekundære materialer til emballagefremstillingen, og tallet i kolonnen for materialer angiver om emballagen består af henholdsvis 0% eller 100% sekundære materialer. Notationen, f, betyder, at emballagen er bortskaffet ved forbrænding, og tallet i kolonnen for affaldshåndtering angiver, hvor stor en andel - henholdsvis 10%, 30% eller 100% - af emballagen, der er bortskaffet ved forbrænding. Notationen, g, betyder, at emballagen er bortskaffet ved genindvinding, og tallet i kolonnen for affaldshåndtering, angiver hvor stor en andel - henholdsvis 0%, 70%, eller 90% - af emballagen, der er bortskaffet ved forbrænding. I alle scenarier, hvor der indgår forbrænding i bortskaffelsen, er der foretaget en godskrivning af energiforbrug svarende til 75% af materialets energiindhold. Med undtagelse af scenarierne for glas. Forholdet 10% og 90% for forbrænding og genvinding er valgt udfra en antagelse om, at det er muligt at øge indsamling og genanvendelse i fremtiden. Det er dog urealistisk at 100% indsamles og genanvendes. Det derfor antaget, at 10% unddrages denne indsamling og genanvendelse. De 90% svarer desuden til hvad, der kan forventes opnået for glas i fremtiden. Begrundelsen for fordelingen på 30/70 og 10/90 for forbrænding/genbrug for glas nu og fremover fremgår af kapitel 5.1.3. 5.1 De materiale specifikke produktsystemerNedenfor beskrives de specifikke produktsystemer for de enkelte materialer. Beskrivelsen indeholder væsentlige antagelser og forudsætninger, der er indført i de respektive produktsystemer, samt angivelse af datagrundlaget. Der er generelt ikke medregnet miljøpåvirkninger for trykning eller anden mærkning af emballagerne. Det anses ikke for en væsentlig mangel, da processerne indebære et lavt ressourceforbrug og lave miljøbelastninger, og er undladt for alle emballagerne. Der regnes ikke med spild i forbindelse med fremstillingen af emballagen. 5.1.1 Papir/papPapir og pap er behandlet som ét materiale. Hertil er der flere grunde:
Materialer Produktion
Genindvinding Kvalitetsforringelsen ved genvinding af pap/papir består hovedsagelig i, at fibrene bliver kortere, hvilket betyder f.eks. ringere styrke af det færdige produkt. Denne kvalitetsforringelse kompenseres oftest ved at tilsætte primære fibre under oparbejdningen af de sekundære fibre. Alternativt skal der ofte anvendes mere sekundært materiale for at opnå samme egenskaber (f.eks. styrke) som primært baserede materialer. For pap og papir forekommer yderligere et regulært materialetab ved oparbejdningen af indsamlet pap og papir. Materialetabet skyldes dels udledning af opløste fibre med spildevandet og dels kasseret råvare. Erfaringsmæssigt har en fiber en levetid på 5 livscykler, inden den er så slidt, at den tabes for produktsystemet. Dette bevirker, at kvalitetsforringelsen sættes til 20% ved genvinding /14/. Forbrænding Forbruget af de primære råvarer der skal tilsættes for at bevare 1 kg materiale opregnes i forhold til kvalitetsforringelsen ved bortskaffelsen (se bilag 1). 5.1.2 PlastMaterialer Det miljømæssigt set væsentlige ved produktionen af plastemballage er energiforbruget til smeltning af granulatet. Energiforbruget varierer meget afhængigt af hvilken emballagetype, der skal fremstilles. Energiforbruget til produktionen udtrykker gennemsnitlige energiforbrug for branchen i Europa. APME’s data er regnet tilbage til råstofudvinding, f.eks. er energiforbruget omregnet til et forbrug af energiressourcer udtrykt i MJ. Dette svarer til energiindholdet i energiressourcerne, og for at omregne til det reelle elforbrug medgået til processen, er der anvendt en virkningsgrad for elproduktionen på 0,35. Produktion
Energiforbruget pr. kg plast opgives i disse kilder imellem 0,3 og 7 kWh/kg, hvor hovedparten af produktionsmetoderne ligger mellem 1 og 2 kWh/kg. Det er derfor valgt at anvende et energiforbrug på 1 kWh DK-el/kg plast til produktionen af plastemballager af materialerne HDPE, LDPE, PP, PET, PVC og PS. Der gennemføres følsomhedsberegninger med den aktuelle produktionsmetode og dermed det reelle energiforbrug til emballagetypen for at vurdere betydningen. For emballagematerialer af EPS regnes med data i UMIP, som indeholder produktionsfasen (ekspandering). Genindvinding Til genvinding af alle plastmaterialerne er der anvendt data fra UMIP /2/ for genvinding af landbrugsfolie fratrukket bidrag fra rensning af folien. Forbrænding -31,72 MJ/kg HDPE, -31,72 MJ/kg LDPE, -32,6 MJ/ kg PP, -29,35 MJ/kg EPS, -23,55 MJ/kg PET, -13,32 MJ/kg PVC og -29,35 MJ/kg PS. Energiforbrug stammer fra APME rapporter /8/, og udgør den høje brændværdi for materialerne. Forbruget af de primære råvarer der skal tilsættes for at bevare 1 kg materiale opregnes i forhold til kvalitetsforringelsen ved bortskaffelsen. 5.1.3 GlasMaterialer Genindvinding For glas består kvalitetsforringelsen i forurening med farvet glas, hvorved anvendelsesmulighederne for glasset generelt forringes. Selve glasset er i princippet ikke af dårligere kvalitet, men dets anvendelsesmuligheder forringes og vil således sjældent kunne anvendes til præcist det samme formål igen. Det antages imidlertid, at glasset ved genanvendelse vil fortrænge andet glas eller glasskår og således ikke være mindre egnet til genanvendelse. I miljøvurderingen regnes derfor ikke med en kvalitetsforringelse. Forbrænding 5.1.4 HvidblikMaterialer Produktion
Ved forbrænding af ståldåser er det antaget, at der sker en oxidering af 20% af materialet. Af det resterende materiale antages det, at 80% magnetsepareres og videresendes til genanvendelse. Dette svarer til, at i alt 64% af dåser, der bortskaffes via forbrændingsanlæg går videre til genvindingsprocessen. Transport er ikke inkluderet. Tin er et materiale med en kort forsyningshorisont på 17 år, men tin er ikke medtaget i vurderingen. Det skyldes, at der mangler data for udvinding og fremstilling af tin i UMIP-databasen. Ved genvinding af stålet i BOF-processen (tilsætning af genbrugsstål til primærstål) har tin ingen indflydelse på stålets kvalitet. Genindvinding Forbrænding 5.1.5 AluminiumMaterialetabet ved genvinding af aluminium skyldes primært oxidation ved omsmeltningen. Materialetabet er i det anvendte datamateriale sat til 5 %. Det er antaget, at primær og sekundær aluminium er 100% substituerbare, hvilket betyder, at kvalitetsforringelsen ved genvinding af aluminium er 0. Denne antagelse kan diskuteres, da en betydelig del af det genvundne aluminium pga. mange forskellige legeringer med dagens teknologi kun kan genanvendes til støbelegeringer og ikke erstatte primær "ren" aluminium. Der er ikke taget højde for dette i vurderingen. Data fra UMIP-databasen er anvendt for fremstilling og genanvendelse af aluminium. Produktion Forbrænding 5.2 TransportTransport er kun medtaget i produktsystemerne i det omfang, at transport er indeholdt i anvendte data fra UMIP-databasen. Det vil typisk være i forbindelse med transport af råvarer og indsamling af emballagematerialer med henblik på genvinding. Transport i forbindelse med indsamling af affald til forbrænding indgår ikke. 5.3 Energiudnyttelse fra affaldsforbrændingVed forbrænding af affald udnyttes energiindholdet i affaldet. Det antages, at 75% af energiindholdet i affaldet udnyttes til henholdsvis 80% varme og 20% elektricitet. De 20% elektricitet antages at fortrænge anden el produceret på et kulfyret kondensværk. Varme antages at fortrænge anden fjernvarme produceret på et kulfyret kraftvarmeværk. Alle oplysninger vedrørende energiudnyttelse og fortrængning er oplyst af Energistyrelsen og data beskriver gennemsnitstal for værker i Danmark. Tabel 5.2 viser hvilke emissioner 1 MJ udgående energi fra affaldsforbrændingsanlægget fortrænger. Tabel 5.2. Fortrængning fra 1 MJ fra forbrændingsanlæg /17/ 6. Miljøprofiler for emballagematerialerResultaterne for de beregnede miljøprofiler for de opstillede scenarier præsenteres i det følgende. Resultaterne er opdelt i fem kategorier:
Indenfor hver kategori præsenteres de enkelte miljøparametre for emballagerne. En oversigt over de 38 scenarier fremgår af figur 6.1 side 20. Data for miljøparametrene for scenarier er opdelt for faserne - materialer, produktion, forbrænding og genvinding i særskilt bilagsrapport. Da der er tale om sammenligninger af en række alternative emballagescenarier, og usikkerheden for resultaterne ikke er kendt, bør der som minimum være 50% forskel mellem to alternativer, for at det kan konkluderes, at det ene alternativ sandsynligvis er miljømæssigt bedre end det andet. Vil man være på den sikre side anbefales, at forskellen er 100%, før der kan træffes en overbevisende konklusion. 6.1 EnergiforbrugEnergiforbruget gennem livsforløbet for de forskellige scenarier opgøres i primærenergi pr. kg emballage. Den primære energi omfatter procesenergi og brændværdi for materialerne. Materialernes brændværdi omfatter den energi, som er bundet i materialerne, og som kan udnyttes ved forbrænding med energi udnyttelse. Beregningen af det primære energiforbrug foretages analogt til de øvrige profiler ved hjælp af UMIP-LCV-programmet. Figur 6.1. Primært energiforbrug i MJ/kg emballage. Det primære energiforbrug relateret til materialefasen udgør gennemgående halvdelen af energiforbruget eller derover. Dette er årsagen til at forbruget er større for scenarierne med 100% primært materiale. Specielt for aluminium er materialefasens energiforbrug dominerende. For EPS udgør procesenergien i materialefasen godt halvdelen af energien og resten er bundet i materialet. For de øvrige plast ligger materialeenergien på samme niveau, men procesenergien er lavere, hvorfor profilerne er lavere. For pap udgør procesenergien over halvdelen og for glas stort set hele den primære energi. 6.2 CO2-emissionCO2-emissionen er opgjort pr. kg typisk emballage, og angives i enheden gram. Udledning af CO2 hidrører primært fra energiproduktion og bidrager til dannelse af drivhuseffekt, hvorfor profilerne for primær energi, CO2 -emission og drivhuseffekt viser samme tendens. Figur 6.2. Gram CO2 -emission pr. kg emballage. For pap er profilerne for primær energi og CO2-emissionen dog ikke ens, hvilket skyldes en kombination af at pap regnes for CO2 neutralt ved forbrænding og godskrivningen er baseret på energi fremstillet ved kul kondens, som udleder CO2 ved bortskaffelsen. Pap regnes CO2 neutralt fordi råvaren træ optager samme mængde CO2 under vækst, som der udledes ved forbrænding af træ. 6.3 MiljøeffekterMiljøeffekterne er opgjort pr. kg emballage og beregnet som vægtede miljøeffektpotentialer. Ved vægtningen opgøres data i milli personækvivalenter (mPEM). En milli personækvivalent svarer til en promille af den årlige belastning for en gennemsnits person. mPEMwdk2000 Miljøeffekterne dækker over de forskellige scenariers bidrag til:
Resultatet af beregningerne af de enkelte effekter ses i figur 6.3 - 6.6 Figurer kan ikke umiddelbart sammenlignes, da det af hensyn til læsbarheden er valgt at forstørre figurerne til et rimeligt niveau. Hvis der ønskes at foretage en sammenligning på det samlede niveau henvises til figur 6.7, hvor der er foretaget en addition af effekterne til en samlet miljøprofil for miljøeffekter. Figur 6.3. Vægtet drivhuseffekt i mPEMwdk2000 pr. kg emballage. Bidraget til drivhuseffekten er angivet i figur 5.3 for de enkelte emballager. Bidraget til drivhuseffekt er størst for aluminium, fremstillet af primær aluminium og uden genvinding (Al-p-f). Dernæst følger EPS emballage bortskaffet alene til forbrænding (EPS-p-f, EPS-s-f). De øvrige plastemballager samt stål/hvidblik emballage ligger på det samme niveau, hvor drivhuseffekten er omkring 0,4 til 0,6 mPEM pr. kg emballage. Pap/papir og glas repræsenterer det laveste bidrag til drivhuseffekten pr. kg emballage. For pap af primær eller sekundær ressource efterfulgt af forbrænding (pap-p-f, pap-s-f) er bidraget til drivhuseffekten negativ på grund af udnyttelse af energiindholdet i materialet og fordi forbrænding af pap regnes CO2 neutralt. Figur 6.4. Vægtet forsuring i mPEMwdk2000 pr. kg emballage. Plasttyperne PVC og EPS giver det største bidrag til forsuring pr. kg materiale. Det gælder for begge materialer, når der er tale om primære råvarer og forbrænding, dvs. ikke genvinding af materialet. Hvis de to materialetyper genvindes, kan bidraget til forsuring reduceres med over 50%. For PVC's vedkommende er der tale om en reduktion på ca. 80%. Dernæst følger aluminium, som går til forbrænding. For scenariet med 90% genvinding af aluminium er bidraget til forsuring reduceret til under halvdelen. For de øvrige materialer er niveauet med hensyn til forsuring lavere. De laveste bidrag kommer fra pap og glas. For den resterende gruppe er der ikke så stor forskel på, om materialet genvindes eller ikke, når det gælder bidrag til forsuring. Figur 6.5. Vægtet fotokemisk ozondannelse i mPEMwdk2000 pr. kg emballage. Bidraget til fotokemisk ozondannelse er størst for aluminium, der ikke genvindes. Hvis der er tale om genvinding, er bidraget reduceret til et væsentligt lavere niveau. For de øvrige materialer varierer niveauet fra 0 til ca. 0,05 mPEM. Der er ikke nogle væsentlige forskelle på, om materialet genvindes eller ikke, når det gælder fotokemisk ozondannelse. Figur 6.6. Vægtet næringssaltbelastning i mPEMwdk2000 pr. kg emballage. De laveste bidrag til næringssaltbelastning kommer fra pap og glas. For genvundet pap er bidraget lidt større end for pap, der forbrændes. For glas er der ikke forskel på, om der anvendes mere genvundet glas end i dag. De største bidrag til næringssaltbelastning kommer fra HDPE, LDPE, PP, PS, PET og PVC med 90% genvinding samt fra EPS (med og uden genvinding), PS og aluminium uden genvinding. For en del af plasttyperne er der således tale om et større bidrag, hvis materialet genvindes, end hvis det bortskaffes ved til forbrænding. Figur 6.7. Adderede vægtede miljøeffekter i mPEMwdk2000 pr. kg emballage. Udfra de adderede vægtede miljøeffekter ses det, at EPS, PVC og aluminium bortskaffet ved forbrænding giver de største bidrag til miljøeffekterne, og at pap og glas bidrager med mindst. De øvrige materialer ligger alle på et niveau, der er det ca. det halve af belastningen fra EPS, PVC og aluminium. 6.4 RessourceforbrugRessourceforbrugene er opgjort pr. kg emballage og beregnet som vægtet ressourceforbrug. Ved vægtningen opgøres data i milli personækvivalenter: mPRw90 Ressourceforbrug er opgjort for de forskellige scenariers forbrug af:
Naturgas og stenkul hidrører hovedsageligt fra energiproduktion, hvor forbruget af råolie foruden at hidrøre fra energiproduktionen også indgår som hovedråvarer i plastmaterialerne. Resultatet af beregningerne for forbruget af de enkelte ressourcer ses i figur 6.8. - 6.10. Figurerne kan ikke sammenlignes indbyrdes, da der ikke er anvendt samme forstørrelse. Der henvises i stedet til figur 6.11, hvor summen af ressourceforbrug er illustreret. De følgende figurer repræsenterer forbruget af de forskellige ressourcer til fremstilling af energi (naturgas, råolie, stenkul) samt råolie som ressource til fremstilling af plastgranulater. Figurerne repræsenterer således de data, der indgår i beregningerne for de enkelte scenarier med hensyn til ressourceforbrug til energifremstilling Figur 6.8. Vægtede forbrug af ressourcen naturgas i mPRw90 pr. kg emballage. Det største forbrug af ressourcen naturgas ses til EPS og PS efterfulgt af LDPE, HDPE , PET og PVC, alle til 100 % forbrænding. De laveste forbrug af naturgas ses for pap og glas. Figur 6.9. Forbrug af ressourcen råolie i mPRw90 pr. kg emballage. Forbruget af ressourcen råolie er størst for EPS, PP, PET, aluminium og PS, alle til 100 % forbrænding. Dernæst følger HDPE og LDPE. For plastemballagerne gælder, at råolie også er ressourcen til selve materialet. De laveste forbrug af råolie ses for pap, glas og stål. Figur 6.10. Vægtet forbrug af ressourcen stenkul i mPRw90 pr. kg emballage. De negative værdier for forbrug af stenkul for plastmaterialer, der bortskaffes ved forbrænding, stammer fra det valgte scenario for godskrivning af energi ved forbrænding. Her forudsættes det, at forbrændingen af materialerne fortrænger el og varme produceret på basis af stenkul. Fortrængningen er størst for EPS, PP, LDPE, HDPE, PS og mindst for pap og PET bortskaffet ved 100 % forbrænding. Figur 6.11. Adderede vægtede forbrug af ressourcer i mPRw90 pr. kg emballage. EPS (forbrændt) og PS (forbrændt) har det største ressourceforbrug. Pap/papir og glas repræsenterer det laveste niveau med hensyn til ressourceforbrug. Det skal bemærkes, at ressourcerne aluminium og stål ikke indgår som selvstændige miljøparametre i nærværende miljøprofil. 6.5 AffaldsmængderAffaldsmængderne dækker over de forskellige scenariers bidrag til deponi af:
Radioaktivt affald, slagge og aske er affald fra energifremstilling. Resultatet af beregningerne af de enkelte elementer ses i figur 6.12 - 6.15. Af hensyn til læsbarheden af figurerne er der ikke anvendt samme skalering på y-aksen. For sammenligning af materialerne indbyrdes henvises til figur 5.16, hvor de samlede bidrag til affald er anført. Figur 6.12 Vægtede mængder volumenaffald (mPEMdk2000) pr. kg emballage. For nogle af materialerne er der tale om et større bidrag til volumenaffald, hvis materialet genvindes. Hvilket bl.a. skyldes, at der for materialer som forbrændes godskrives for volumenaffald ved energiproduktion. Det gælder materialerne: pap/papir, HDPE, LDPE, PP, EPS og PET. For de øvrige materialer er der tale om en reduktion i volumenaffald, hvis materialet genvindes. Den største mængde volumenaffald forekommer ved aluminium (forbrændt). Figur 6.13.Vægtede mængder af farligt affald (mPEMwdk2000) pr. kg emballage. Der er kun bidrag til farligt affald fra stål (begge scenarier) og fra aluminium (genvundet). Bidraget fra PVC er ikke synligt i forhold til bidraget fra stål og aluminium. Det store bidrag fra stål skyldes, at slagge og aske fra fremstilling af stål, i henhold til de tyske kilder, der indgår i UMIP databasen, klassificeres som farligt affald. Figur 6.14 Vægtede mængder af radioaktivt affald fra energi fremstilling (mPEMwdk2000) pr. kg emballage. Bidragene til radioaktivt affald er størst for EPS (forbrændt) og aluminium (forbrændt). Det radioaktive affald stammer fra produktion af el, da der regnes med et gennemsnitsscenario for produktion af europæisk el. Figur 6.15 For pap/papir og størstedelen af plastmaterialerne er der ikke forskel på mængden af slagge og aske, hvis materialet forbrændes eller genvindes. Der er derimod forskel, hvis der er tale om øget genvinding af glas (glas-frem) samt genvinding af PVC, stål og aluminium. I disse situationer er mængden af slagge og aske væsentligt lavere, hvis emballagen bortskaffes til genanvendelse. Figur 6.16. Affaldsmængderne er størst for stål og aluminium (forbrændt). Som nævnt under farligt affald, skyldes det store bidrag for stålets vedkommende klassificeringen af affaldet i Tyskland. For de øvrige materialer er niveauet for affaldsmængder væsentligt under niveauet for henholdsvis stål og aluminium (forbrændt). 7. FølsomhedsvurderingDer er foretaget følsomhedsvurdering af følgende forhold:
7.1 Fremstilling af plastemballageI det følgende præsenteres følsomhedsberegninger for forskellige scenarier med hensyn til fremstilling af plastemballage af LDPE, HDPE, PET, PP og PVC. Derved kan det vurderes, hvor stor betydning det har, hvis der opereres med gennemsnitsbetragtninger ved fastsættelse af afgiften for materialer frem for de enkelte emballageformer. Følgende produktionsprocesser er anvendt:
Energiforbruget for disse processer anvendes for at vise produktionsfasens varierende andel af de samlede miljøbelastninger. Processerne anvendes også til andre plasttyper end dem de stammer fra, f.eks. benyttes processen "fremstilling af LDPE folie" også til foliefremstilling af PVC og PET. Det vurderes , at energiforbruget til foliefremstilling af disse plasttyper ikke er afgørende forskelligt end for LDPE folie. Figur 7.1 Scenarier for fremstilling af plast Følgende specifikke scenarier er anvendt i de enkelte produktsystemer: LDPE
HDPE
PP
PET
PVC
Datagrundlaget for profilerne fremgår af bilagsrapport /19/. Hvert scenarie er opgjort særskilt. Figur 7.2 viser de beregnede miljøeffekter for de opstillede scenarier med hensyn til fremstilling af forskellige emballageformer. Figur 7.2 Miljøprofil for miljøeffekter (mPEMWDK2000) for forskellige metoder til produktion af plastmaterialer Resultaterne i figur 7.2 viser hvilken betydning, det valgte gennemsnitsscenarie for fremstilling af emballagemateriale har på de samlede miljøeffekter i forhold til de enkelte produktionsprocesser. For HDPE vil der være en fordel ved at benytte gennemsnitscenariet, hvis materialet reelt er blæsestøbt. Blæsestøbning giver reelt et yderligere bidrag til miljøeffekterne svarende til ca. 25 - 30%. Det samme er tilfældet for LDPE og PET. For PP vil alle relevante produktionsmetoder medføre et større bidrag til miljøeffekter end gennemsnitsscenariet. De to af scenarierne for PVC (ekstrudering og foliefremstilling) resulterer i et lidt lavere bidrag end gennemsnitsscenariet. Sprøjtestøbning giver et lidt større bidrag. Den relative forskel er dog under 10% af de samlede miljøeffekter. Figur 7.3 Miljøprofil for affaldsmængder (mPEMWDK2000) for forskellige metoder til produktion af plastmaterialer Blæsestøbning af HDPE, LDPE og PET giver en større affaldsmængde end gennemsnitsscenariet for produktion af disse materialer. Produktionen af PP giver for alle scenarier et større bidrag til affald end gennemsnitsscenariet. Sprøjtestøbning af PVC giver ligeledes et større bidrag til affald end gennemsnitsscenariet. Forskellen for produktionen af PVC er relativt lille i forhold til gennemsnitsscenariet. Figur 7.4 Miljøprofil for ressourcer (mPRW90) for forskellige metoder til produktion af plastmaterialer Når det gælder ressourceforbrug, afviger gennemsnitsscenariet i nogle tilfælde en del fra de reelle produktionsmetoder. Det skyldes primært forskelle i energiforbruget til produktionen og det deraf følgende forbrug af ressourcer til energifremstilling. For emballager af LDPE, HDPE og PET vil der samlet set være en forskel afhængigt af, om der reelt anvendes blæsestøbning eller en anden produktionsmetode i forhold til gennemsnitsscenariet. Gennemsnitsscenariet har et noget gunstigere udfald end med hensyn til miljøeffekter og affald. For materialer af PP er der generelt tale om lavere niveauer for miljøeffekter og affald, hvis gennemsnitsscenariet anvendes. For alle scenarier, med undtagelse af sprøjtestøbning af PVC, gælder, at gennemsnitsscenariet er lidt mere gunstigt eller på samme niveau som de reelle produktionsmetoder. 7.2 Følsomhedsvurdering for aluminiumVed forbrænding af aluminium forekommer der jvf. forslag til CEN standard /11/ en energigevinst ved forbrænding af aluminium med en godstykkelse under 50 m m og ingen energigevinst ved forbrænding af aluminium med en godstykkelse over 50 m m. I de foregående beregninger er der regnet med energigodskrivning ved forbrænding. Der udføres her en beregning for aluminiumsemballager med en godstykkelse over 50 m m fx. dåser, hvor der ikke regnes med en energigodskrivning ved forbrænding. I det følgende sammenholdes miljøprofilerne for aluminium under og over 50 m m i godstykkelse. Data for de vægtede profiler findes i bilagsrapport /19/. I dette tilfælde sammenlignes to alternativer, hvor kun energigodskrivningen adskiller de to, alle øvrige afgrænsning og data er identisk, og usikkerheden herfor ligeledes ens. Den væsentligste forskel mellem de to scenarier med og uden energigodskrivning ses for forbruget af stenkul. Forbruget af stenkul er væsentligt mindre for aluminiumsemballage bortskaffet ved forbrænding (100 %) med energigodskrivning (Al-p-f). Bortskaffes aluminium delvist til genvinding og forbrænding (Al-p-fg), er forskellen mindre. Figur 7.5. Vægtede ressourceforbrug i mPRw90 for 1 kg Al-emballage. Ved sammenligning af scenarierne med og uden energigodskrivning er der ingen forskel for ressourcerne råolie og naturgas. Ved energigodskrivningen, godskrives for kul som brændsel, hvorfor ressourceforbruget for kul er større ved scenarierne uden energigodskrivning. For Al-p-f er kulforbruget mere end dobbelt op og for Al-p-fg er kulforbruget ca. 17% større, når der ikke godskrives for energigevinst ved forbrænding. For de øvrige parametre, som beskrives i det følgende, er der en mindre forskel på om der godskrives for energi ved forbrænding. Figur 7.6. Vægtede miljøeffektpotentialer i mPEMwdk2000 for 1 kg Al-emballage. For miljøeffektpotentialerne er bidraget til drivhuseffekten godt 25% større for Al-p-f uden energigodskrivning end for Al-p-f med energigodskrivning. For de øvrige 3 miljøeffektpotentialer er der ingen væsentlig forskel. I scenarierne Al-p-fg er forskellen mellem scenariet med energigodskrivning og scenariet uden energigodskrivning minimalt eftersom mængden, der sendes til forbrænding er mindre end i scenariet for Al-p-f, og derfor godskrives mindre energi. Figur 7.7 Vægtede affaldmængder i mPEMwdk2000 for 1 kg Al-emballage. Forskellene i affaldsmængderne mellem scenarierne med energigodskrivning og uden energigodskrivning skyldes udelukkende udvinding af stenkul, som der godskrives for. Udvinding af stenkul giver anledning til en væsentlig mængde volumenaffald, hvorfor der kan ses en forskel herfor mellem scenarierne med og scenarierne uden energigodskrivning. De øvrige affaldstyper ændres ikke nævneværdigt. Alt i alt er aluminiumsemballage under 50 m m i godstykkelse altså lidt mindre miljøbelastende grundet energigevinsten opnået ved forbrænding af emballagen, men ikke gennemgående signifikant mindre. Aluminiumsemballagen er både med og uden energigodskrivning, mere miljøbelastende end de fleste emballagescenarier (plast og pap), som der sammenlignes med. 7.3 EU marginal elSom følsomhedsvurdering for valg af energi scenario gentages beregningerne, hvor der er anvendt gennemsnit for energiforbrug til produktion af plastemballage, men med ændring af energiscenario for elektricitet gennem livsforløbet. Ændringerne gennemføres ved at de ellers anvendte el-scenarier for Dansk el, Tysk el etc. erstattes med et scenario for marginal elproduktion i Europa. Det marginale europæiske el-scenario udgøres af kulkondens kraftværker med indfyring af hårdt kul /16/. I /16/ er de terminerede data for ressourcer og emissioner opstillet i g/MJ out. Det vil sige de totale forbrug af ressourcer og den totale udledningen af emissioner samt affald som opstår fra råstofudvinding til og med elproduktionen er oplyst pr. MJ som forbrugeren bruger. Der er således i data taget højde for effektivitet ved elproduktionen. 1 kWh svarer til 3,6 MJ out, for at omregne ressourceforbrug, emissioner samt affald pr. kWh er data i /16/ derfor ganget med den 3,6. I bilagsrapport /19/ findes opgørelsen af ressourcer, emissioner og affald for EU marginal el (kul kondens) med angivelse af de fra UMIP anvendte miljøudvekslinger. I /16/ er den radioaktive emission oplyst i kBq, og i UMIP PC værktøjet anvendes gram for denne emission, derfor er der ikke medregnes data for radioaktiv emission i EU marginal el-scenariet. I de anvendte materialer og processer fra UMIP databasen, som er anvendt i dette projekt indgår der væsenligst følgende el-scenarier:
Disse scenarier er udskiftet med scenariet for EU marginal el. Det har dog ikke været muligt at trække elforbruget ud for fremstilling af materialerne HDPE, LDPE, PP, PET, PVC og PS i beregningerne. Det skyldes, at data for disse plastmaterialer er termineret dvs. opgjort i endelige ressourceforbrug, emissioner og affald, og det er ikke oplyst, hvilke af disse parametre som stammer fra elektricitet. Data kan derfor ikke trækkes ud og erstattes af data for EU marginal el scenariet. Den primære energi for elektricitet alene i materialefasen, set i forhold til den totale mængde primære energi for de vurderede livsfaser for emballage af 100% primær materiale bortskaffet til forbrænding (-p-f) er vist i tabel 7.1, for LDPE, HDPE, PP, PET og PVC. Det har ikke været muligt at finde data for PS i referencen.. Den primære energi omregnes til kWh ved at gange med nyttevirkningsgraden for elproduktion og dividerer med 3,6 for at komme fra MJ til kWh. Den manglende substituering af el i materialefasen er af størst betydning for scenarierne, hvor emballagen sendes 100% til forbrænding, da der her indregnes mest materiale. Hvor stor fejlen er, kan ikke vurderes eksakt, da den eksisterende energikilde, som skal erstattes ikke kendes. Tabel 7.1 Primær energi i materialefasen. (1), (2), (3) Boustead, APME, 1993, reference anvendt i UMIP-databasen.(4) Boustead, APME, 1995, reference anvendt i UMIP-databasen(5) Boustead, APME, 1994, reference anvendt i UMIP-databasen(6) Data er for LDPE-p-f, HDPE-p-f, PP-p-f, PET-p-f, PVC-p-f, hvor der er fratrukket energi for affaldsforbrænding.Energiscenariet for EF el, 1990, er i UMIP-databasen anvendt i mange af genbrugsprocesserne, affaldsforbrænding og til fremstillingen af de primære materialer. Dansk el, 1990 indgår i flere af affaldsforbrændingsprocesserne og i materialerne stål og pap samt genbrugsprocesserne. Tysk el, 1990, indgår primært ved stålproduktionen og Aluminiums-el for aluminiumsproduktionen. Dansk el, 1992 er anvendt til produktionsprocessen for emballagerne. Derudover er det i afsnit 5.3 opstillede energiscenario anvendt til godskrivning ved affaldsforbrænding. 1 MJ energigodskrivningen ved forbrænding erstatter 0,2 MJ el og 0,8 MJ varme, jævnfør afsnit 5.3. Dette medfører, at der godskrives for 0,2 *(1/3.6) = 0,0556 kWh EU marginal el og 0,8 MJ varme. Det ændrede scenario er vist i tabel 7.2. Tabel 7.2. Energigodskrivning EU marginal el/17/ I det følgende sammenlignes resultaterne fra kapitel 6 med scenarierne med EU marginal el, der her har notationen (3). . 7.3.1 EU marginal el anvendt i scenariernePrimær energi er signifikant lavere for scenarierne HDPE-p-fg (3), LDPE-p-fg (3), PP-p-fg (3), PET-p-fg (3), PET-s-fg (3), Al-p-f (3), Al-p-fg (3) og PS-fg (3), hvor der er regnet med EU marginal el (kul kondens). For de øvrige scenarier regnet med EU marginal el er resultaterne på niveau eller lidt højere end i de oprindelige beregninger. Variationen i primær energi skyldes forskel i sammensætningen af energibærernes energiindhold- stenkul, naturgas, olie, brunkul, uran etc. For CO2-emission er der ikke signifikant forskel ved anvendelse af EU marginal el. Det negative bidrag for CO2-emissionen for pap skyldes, at træ er CO2 neutralt ved affaldsforbrænding af pap, men der godskrives for CO2 ved energigodskrivningen fordi energigevinsten erstatter kulkraft. For scenarierne hvor der indgår genbrug er belastningen lidt mindre med EU marginal el for CO2-emission og miljøeffektpotentialerne (stadig med undtagelse for pap) og ressourcerne råolie og naturgas. Total set for de summerede profiler for miljøeffektpotentialer og affald giver det ikke nogen signifikant forskel ved anvendelsen af EU marginal el i emballagescenarierne. På affaldssiden er derimod signifikant forskel. For emballager af HDPE, LDPE, PP, EPS, PET, EPS og PS, som sendes til forbrænding (-p-f (3)/-s-f (3) ), er der signifikant mindre affald ved anvendelse af EU marginal el. Til gengæld er affaldsmængden signifikant større for de samme emballager, hvis emballagen bortskaffes til genbrug (p-fg/-sfg). For pap er der signifikant mindre affald ved anvendelse af EU marginal el. Disse udfald skyldes hovedsageligt parameteren farligt affald i scenariet for EU marginal el. De summerede profiler fremgår af figur 7.8 - 7.12. Figurerne og data for de enkelte miljøeffektpotentialer, ressourcer og affald findes i særskilt bilagsrapport. Figur 7.8. Primær energi i MJ pr. kg emballage - UMIP el og EU marginal el. Figur 7.9 Gram CO2 emission pr kg emballage - UMIP el og EU marginal el Figur 7.10 Summerede vægtede miljøeffektpotentialer i mPEMwdk2000 pr. kg emballage - UMIP el og EU marginal el Figur 7.11 Summeret vægtet ressourceforbrug i mPRw90 pr. kg emballage - UMIP el og EU marginal el Figur 7.12 Summerede vægtede affaldsmængder i mPEMwdk2000 pr. kg emballage - UMIP el og EU marginal el 8. Diskussion af metode og resultater8.1 MetodeDen anvendte metode bygger på miljøvurdering baseret på en LCA screening efter UMIP metoden og efterfølgende summering af data til miljøprofiler for miljøeffekter, affald og ressourceforbrug. UMIP metoden til miljøvurdering er en dansk udviklet metode, der på alle væsentlige punkter følger den internationale serie af standarder i ISO regi. Ved den anvendte modellering efter UMIP metoden er der ingen miljømæssig forskel på, om der vælges primære eller sekundære råvarer til fremstilling af emballage. Dette forhold kan virke ulogisk, men bygger på følgende forudsætninger:
Accepteres disse forudsætninger, vil det overordnet set være ligegyldigt, om der vælges primære eller sekundære råvarer til fremstilling af emballagen. Forklaringen er, at vælger producent A sekundære råvarer, vil producent B blive nødsaget til at vælge tilsvarende mere primær, og således vil den samlede miljøpåvirkning være uændret. Det er dog vanskeligt at motivere producent A til fortsat at bruge sekundære råvarer, hvis han ikke får nogen godskrivning for det. Det har betydning, hvorledes man vælger at bortskaffe materialerne. Hvis materialerne bortskaffes til genvinding, vil disse kunne fortrænge andet primært materiale, og herved spares ressourcer. Bortskaffes materialet til f.eks. forbrænding, tabes materialet fuldstændigt, og der skal suppleres med primære ressourcer. Disse antagelser diskuteres løbende i LCA kredse, hvor der pågår en stadig udvikling af metoderne til gennemførelse af livscyklusvurdering. Der eksisterer imidlertid andre modeller til godskrivning i forbindelse med brug af sekundære materialer. Det er i nærværende projekt valgt at anvende UMIP's allokering, da metoden er i overensstemmelse med ISO standarden. I modelleringen er der anvendt godskrivning fra forbrænding, således at 75% af energiindholdet i affaldet udnyttes til henholdsvis varme og elektricitet. Det kan diskuteres, om der reelt er tale om en energiudnyttelse på 75% for de enkelte materialer. Der kan således være en usikkerhed forbundet hermed. Det samme gælder den energi (elektricitet), der fortrænges. Andre scenarier vil kunne give et andet resultat. Det vurderes dog, at den anvendte forudsætning med hensyn til energiudnyttelse er realistisk i forhold til den danske strategi for affaldshåndtering og fremtidig etablering af kraftvarmeværker. Sådanne anlæg forventes kun at blive etableret, hvor de kan fortrænge eksisterende kulfyrede kraftvarmeværker. 8.2 Resultater8.2.1 Pap/papirBeregningerne viser, at pap/papir generelt er det mindst miljøbelastende materiale i forhold til de valgte miljøparametre: miljøeffekter, affald og ressourcer. Dette skyldes primært, at materialet er en fornyelig ressource og samtidig CO2 neutral ved forbrænding. Genvinding af pap/papir medfører en lidt større miljøbelastning end forbrænding. Det skyldes især den tidligere nævnte godskrivning af energi ved forbrænding. Derudover er energien til genvinding fremstillet ved brug af flere fossile brændsler end energien til produktion af primær pap/papir, hvor bl.a. træaffald anvendes til el og varme produktion. 8.2.2 GlasBeregningerne for glas viser i lighed med pap/papir en generel lav miljøbelastning. Dog vil affaldshåndtering af glas til forbrænding medføre uhensigtsmæssige affaldsmængder. Glas betragtes som en uudtømmelig ressource. 8.2.3 PlastBeregningerne for plasttyperne HDPE, LDPE, PP og PET viser en miljøbelastning på linie med hinanden og samtidig en middel miljøbelastning sammenlignet med de andre materialer. Det gælder for alle de vurderede miljøparametre. For disse plasttyper er der ikke væsentlig forskel på, om der vælges forbrænding med energiudnyttelse eller genvinding i forhold til miljøeffekter og affald. I forhold til ressourceforbruget vil forbrænding være at foretrække på grund af sparede råolie og naturgas ressourcer. Miljøbelastningen for produktionen afhænger af produktionsmetode. Der ses en variation, primært på grund af variationer i energiforbruget. Hvis der ses på den samlede belastning er fejlen som følge af at regne på gennemsnitsscenarier dog minimal. Beregningerne for EPS viser et højere bidrag til miljøeffekter end de ovenstående plasttyper. Dette skyldes formentlig et stort bidrag fra energiforbrug til ekspandering i materialefasen. I de anvendte data er materialefasen og produktionsfasen imidlertid integreret, så det er svært at afgøre nøjagtigt hvorfor. Beregningerne for PVC (forbrændt) viser markant højere miljøeffekter i forhold til de andre plasttyper. Årsagen hertil er de problematiske stoffer, der dannes ved forbrænding af PVC. Stofferne fjernes fra røggassen men ender som farligt affald. 8.2.4 HvidblikMiljøbelastningerne for hvidblik er domineret af det store bidrag fra affaldsmængderne. Den primære kilde til dette afgørende bidrag er jernholdig slagge fra ovnene, som er klassificeret som farligt affald i datamaterialet, der stammer fra tyske stålværker. Miljøprofilen for henholdsvis miljøeffekter og ressourceforbrug er ikke væsentlige og i øvrigt på linie med de fleste plasttyper. 8.2.5 AluminiumBeregningerne for aluminium (forbrændt) viser miljøeffekter på højde med PVC og for affald på højde med hvidblik. Bidragene til miljøbelastningerne er relativt store for miljøprofilen for affald. For bidraget fra miljøeffekterne er materialefasen afgørende, formentlig pga. det høje energiforbrug til fremstilling af aluminium. I scenariet for affaldshåndtering antages det, at aluminium brænder ved den lave godstykkelse og dermed giver et bidrag til energiudnyttelse. Følsomhedsvurderingen viser, at denne forskel er af mindre betydning for det samlede billede. 8.3 UsikkerhedMiljøprofilerne for emballagerne er opstillet udfra LCA-screninger af de enkelte materialer. Beregningerne er behæftet med en vis usikkerhed bl.a. foranlediget af følgende forhold:
Skal miljøprofilerne udgøre en væsentlig del af grundlaget for emballageafgiften, vil det af hensyn til valg af allokering være nødvendigt at se på genvindingsmarked for de enkelte materialer, og få belyst om det er designet eller efterspørgslen, som styrer indsamlingen og markedet for sekundære materialer eller måske manglende teknologi til genvinding. Til LCA beregningerne er anvendt data fra UMIP-databasen suppleret med energitillæg for produktion af emballage, samt ændret scenario for energigodskrivning ved forbrænding. Data i UMIP- databasen er hovedsageligt baseret på referencedata fra 1991 - 1993 for de i dette projekts indgående materialer, processer og energiscenarier. Usikkerheden for brugen af disse data er ikke nærmere undersøgt, men det formodes, at der med de anvendte data er regnet på worst case, da der gerne skulle være sket en reduktion og ikke en stigning i miljøpåvirkningerne relateret til materialer og processer siden 1993. Energiscenarierne stammer væsentligst fra 1990 og 1992. Der er således anvendt lige "gamle" data for de forskellige scenarier, så fejlen her anses for at være gennemgående for alle scenarierne. Scenarierne er således behandlet ens. De i UMIP indgående beregningsfaktorer til fx. normalisering og vægtning er ligeledes omkring 10 år gamle. Dette medfører en systematisk fejl for alle scenarierne. Såfremt der er sket væsentlig indbyrdes ændringer i forsyningshorisonter for ressourcerne, eller blandt de forskellige miljøeffektpotentialer, i de politiske målsætninger eller for fremstilling og borstkaffelse af de vurderede materialer, kan dette give anledning til en indbyrdes forskydning blandt de vurderede emballagers miljøprofiler. Der er gennemgående regnet med en kvalitetsforringelse på 20% for plastmaterialerne, yderligere er der regnet med et produktions tillæg på 1 kWh, og der er anvendt samme genvindingsproces for alle plasttyperne, hvilket kan medføre en usikkerhed. Dette medvirker til, at der ikke er så stor forskel på resultaterne for plastmaterialerne. Vurdering af toksicitet er ikke omfattet af vurderingen. Usikkerheden herfor vurderes umiddelbart at være begrænset, idet energiforbruget er en dominerende parameter ved alle produkterne. Der indgår desuden ikke væsentlige mængder kemikalier i materialerne. Endvidere tages der forbehold over for de fejl og mangler, som måtte være i den anvendte betaversion, 2.11 af UMIP PC-værktøjet. 9. Konklusion9.1 Konklusion på metodeMetoden anvendt i dette projekt vurderes at være god til at skabe et overblik over de forskellige emballagematerialers miljøbelastninger. Det er klart, at der direkte ud fra de beregnede miljøprofiler ikke kan fastsættes en afgift men derimod, at miljøprofilerne kan tjene til opstilling af nogle kategorier, hvori emballagetyperne efterfølgende kan placeres. Anvendelse af en anerkendt metode vurderes afgørende for brugbarheden af resultaterne. Dog bør man holde øje med udviklingen indenfor LCA metoder. Vægtningen af de opnåede normaliserede værdier for effekter og ressourcer er et følsomt trin i beregningen, idet det forudsætter, at bl.a. klassificeringen af affald er korrekt. Antagelsen om fortrængning af energi har betydning for de fleste plastmaterialer, pap/papir og aluminium. Det vurderes dog at være en realistisk antagelse i forhold til de politiske udmeldinger på dette område. Anvendelsen af gennemsnitsscenarier for produktion af plastmaterialer (undtaget EPS) indebærer, at miljøeffekter og affald giver et lidt mindre bidrag. Fejlen varierer i størrelse (5 - 25%) med hensyn til ressourceforbrug, miljøeffekter og affald. For nogle scenarier er variationen således begrænset. Brugen af sekundære materialer godskrives ikke ved de her gennemførte beregninger, idet det er designet der er afgørende. Usikkerhed Det har ikke inden for projektets rammer været muligt at undersøge størrelsen af usikkerhederne nævnt i kapitel 8. Da der er tale om sammenligninger af en række alternative emballagescenarier, og usikkerheden for resultaterne ikke er kendt, bør der som minimum være 50% forskel mellem to alternativer, for at det kan konkluderes, at det ene alternativ sandsynligvis er miljømæssigt bedre end det andet. Vil man være på den sikre side anbefales, at forskellen er 100%, før der kan træffes en overbevisende konklusion. I de følgende sammenligninger benævnes en forskel mellem to resultater kun som signifikant, hvis differencen mellem resultaterne som minimum er 50% eller derover. EU marginal el For CO2-emissionen og de summerede miljøeffektpotentialer og ressourcer er der ingen signifikant forskel mellem scenarierne. Det samme er gældende for affald for emballager af glas og stål samt for PVC, forudsat at PVC emballagen bortskaffes til forbrænding (-p-f/-s-f). For emballager af HDPE, LDPE, PP, EPS, PET og PS, som sendes til forbrænding (-p-f/-s-f), er der signifikant mindre affald (negativt i profilen) ved anvendelse af EU marginal el. Til gengæld er affaldsmængden signifikant større for de samme emballager, hvis emballagen bortskaffes til genbrug (p-fg/-s-fg). For pap er der signifikant mindre affald ved anvendelse af EU marginal el. Disse udfald skyldes hovedsageligt bidragene i form af farligt affald. I miljødata for plastgranulaterne er det ikke oplyst, hvor meget elektricitet der er anvendt. Energiforbruget er opgjort i kul, olie, og CO2 men ikke særskilt for el. Der er oplyst summerede data for el, varme, ressourcer, kemi m.m. Derfor har det ikke været muligt at ændre energiscenario i materialefasen for plastmaterialerne (på nær EPS). Dette kan udgøre en del af årsagen til, at der er forskel på udfaldene i ved brug af EU el. Samtidig skal det bemærkes, at materialefasen udelukkende er baseret på processerne affaldsforbrænding og genvinding. 9.2 Konklusion på resultaterUdfra en overordnet sammenligning blandt de enkelte emballager, fremstår pap og glas emballage med den laveste miljøbelastning. Emballager af HDPE, LDPE, PP, PET og PS bidrager signifikant mere end pap og glas, men ligger samtidig signifikant lavere end aluminium og delvist lavere end EPS, PVC og stål. EPS og aluminium giver gennemgående de største bidrag til de forskellige vurderede miljøparametre. Bidraget til de summerede ressourcer er ikke markant for aluminium. Det skyldes dog, at ressourcen aluminium ikke indgår som vurderingsparameter. Denne fordel er tillige gældende for stålemballage, hvor forbruget af jernmalm heller ikke indgår. Resultaterne viser desuden, at genvinding af PVC, EPS, aluminium og til dels hvidblik vil betyde en lavere miljøbelastning med hensyn til miljøeffekter, affald og ressourcer, end hvis materialet forbrændes. For de øvrige plastmaterialer er der ikke tale om denne entydige forskel på, om materialet genvindes eller ej. For PVC skal det dog bemærkes, at der her er tale om et tænkt regneeksempel, idet PVC teknologisk set ikke kan genanvendes til emballage. Generelt viser profilerne for de forskellige miljøparametre sig at være energirelaterede. 10. Referencer/1/ UMIP. Udvikling af miljøvenlige industriprodukter. Instituttet for Produktudvikling. DTU, Miljøstyrelsen og Dansk Industri, 1996 /2/ UMIP PC værktøj. Betaversion 2.11, 1998 /3/ Emballageforsyningsmængden i Danmark 1994. Rendan, 1997 /4/ Emballageforsyningsmængden i Danmark 1995. Rendan, 1998 /5/ Affald 21. Udkast til affaldsplan 1998-2000. Høringsudkast 25. september 1998. Miljøstyrelsen. /6/ Returpapir 1995. Massestrømsovervågning. Rendan, 1996 /7/ Statistiske data om affald og genanvendelse i Danmark i 1995. Rendan, 1997 /8/ Association of Plastic Manufacturers in Europe. Rapporter om livscyklusvurdering af PE, PET, PP og PVC. /9/ Miljøprojekt nr. 403. Miljøstyrelsen, 1998 /10/ Arbejdsrapport nr. 73, Miljøstyrelsen, 1995 /11/ Dansk standard, prEN 13431:1999, Annex B. /12/ Bilag 1, afgiftsloven pr. 1. januar 1999. Lovbek. nr. 623 af 30. juni 1994 om afgift af visse emballager samt visse poser af papir eller plast mv. /13/ Thomas Drivsholm, COWI Vejle. /14/ B. Mortensen, Instituttet for Produktudvikling. /15/ Niels Frees, Instituttet for Produktudvikling. /16/ Arbejdsrapport nr. 406, 1998. Life Cycle Assessment of Packaging Sy stems for Beer and Soft Drinks, Energy and Transport Scenarios. Institut tet for Produktudvikling. /17/ Malene Hein, Energistyrelsen, 1998 /18/ Life Cycle Inventories for Packagings, volume II, Environmental series No. 250/II, SAFLE 1998. /19/ Miljøparametre til miljøindeks for emballageafgifter. Bilagsrapport. Miljøstyrelsen, maj 2000. Bilag 1 Eksempel på beregning efter UMIP model til allokeringModel til allokering med udvidede systemgrænser Det materiale input, som skal tilskrives materialefaser svarer til det lødighedstab, der forekommer ved bortskaffelsen af produktet. Bortskaffelse af primært og sekundært materiale til forbrænding Primært materiale Sekundært materiale Bortskaffelse af primært og sekundært materiale til genvinding Primært materiale Eksempel for LDPE-p-fg LDPE-p-fg betegner, at der anvendes 1 kg primært materiale, og at 10% af produktet bortskaffes til forbrænding (= 0,10 kg) og 90% bortskaffers til genvinding (= 0,90 kg). Materialetab ved bortskaffelsen bliver således: Ved forbrænding af primært materiale 0,10 kg Ved genvinding (20% tab) 20% af 0,90 kg = 0,18 kg Samlet tab 0,28 kg Beregningsmodellen for livsforløbet bliver således: Materialefasen Produktionsfasen Bortskaffelse Der sendes 0,90 kg materiale gennem genvindingsprocessen. Eksempel for LDPE-s-fg LDPE-s-fg betegner, at der anvendes 1 kg sekundært LDPE, hvor 10% af plasten bortskaffes til forbrænding (= 0,10 kg) og 90% bortskaffers til genvinding (= 0,90 kg). Materialetab ved bortskaffelsen bliver således: Ved forbrænding af sekundært materiale 0,10 kg - 20% = 0,08 kg Ved genvinding (20% tab) 20% af 0,90 kg = 0,18 kg Samlet tab 0,26 kg Beregningsmodellen for livsforløbet bliver således: Materialefasen Produktionsfasen Bortskaffelse Der sendes 0,90 kg materiale gennem genvindingsprocessen. Eksempel for pap-p-f Pap-p-f betegner, at der anvendes 1 kg primært materiale, og at 100% af produktet bortskaffes til forbrænding (1,0 kg). Materialetab ved bortskaffelsen bliver således: Ved forbrænding af primært materiale 1,0 kg Samlet tab 1,0 kg Beregningsmodellen for livsforløbet bliver således: Materialefasen Produktionsfasen Bortskaffelse Eksempel for pap-s-f Pap-s-f betegner, at der anvendes 1 kg sekundært materiale, og at 100% af produktet bortskaffes til forbrænding (1,0 kg). Materialetab ved bortskaffelsen bliver således: Ved forbrænding af sekundært materiale 1,0 kg - 20% = 0,80 kg Samlet tab 0,80 kg Beregningsmodellen for livsforløbet bliver således: Materialefasen Produktionsfasen Bortskaffelse
|