Miljøparametre til miljøindeks for emballageafgifter

6. Miljøprofiler for emballagematerialer

6 Miljøprofiler for emballagematerialer
6.1 Energiforbrug
6.2 CO₂-emission
6.3 Miljøeffekter
6.4 Ressourceforbrug
6.5 Affaldsmængder

Resultaterne for de beregnede miljøprofiler for de opstillede scenarier præsenteres i det følgende. Resultaterne er opdelt i fem kategorier:

• Energiforbrug

• CO₂-emission

• Miljøeffekter (drivhuseffekt, forsuring, fotokemisk ozondannelse og næringssaltbelastning)

• Ressourceforbrug (stenkul, råolie, naturgas)

• Affald (volumenaffald, farligt affald, radioaktivt affald samt slagge og aske)

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 Energiforbrug

Energiforbruget 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.

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-emission

CO₂-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.

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 Miljøeffekter

Miljøeffekterne 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.

mPEM_wdk2000
Effektpotentialerne udtrykkes i forhold til de politisk fastsatte mål i Danmark for udledninger pr. person i år 2000.

Miljøeffekterne dækker over de forskellige scenariers bidrag til:

• Drivhuseffekten
• Forsuringen
• Fotokemisk ozondannelse
• Næringssaltbelastningen

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 mPEM_wdk2000 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.

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.

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.

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 mPEM_wdk2000 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 Ressourceforbrug

Ressourceforbrugene er opgjort pr. kg emballage og beregnet som vægtet ressourceforbrug. Ved vægtningen opgøres data i milli personækvivalenter:

mPR_w90
Forbruget er udtrykt som andele af den anvendte kendte reserve af den pågældende ressource pr. person i 1990.

Ressourceforbrug er opgjort for de forskellige scenariers forbrug af:

• Naturgas
• Råolie
• Stenkul

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

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.

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.

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.

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 Affaldsmængder

Affaldsmængderne dækker over de forskellige scenariers bidrag til deponi af:

• Volumenaffald

• Farligt affald

• Radioaktivt affald

• Slagge og aske

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.

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 (mPEM_wdk2000) 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 (mPEM_wdk2000) 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
Vægtede mængder af slagge og aske fra energifremstilling (mPEM_WDK2000) pr. kg emballage.

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.
Miljøprofil for summerede affaldsmængder (mPEM_wdk2000) pr. kg emballage.

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).