Miljøparametre til miljøindeks for emballageafgifter

7. Følsomhedsvurdering

7 Følsomhedsvurdering
7.1 Fremstilling af plastemballage
7.2 EU marginal el
7.3 Følsomhedsvurdering for aluminium

Der er foretaget følsomhedsvurdering af følgende forhold:

• anvendelse af gennemsnit for energiforbrug til fremstilling af plastemballage
• energigevinst for aluminium ved forbrænding
• valg af elscenarier

7.1 Fremstilling af plastemballage

I 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:

• Fremstilling af fleksibelt PP folie
• Fremstilling af LDPE folie
• Sprøjtestøbning af PP
• Sprøjtestøbning af PVC
• Ekstrudering af PVC-rør
• Ekstrudering af HDPE-rør
• Blæsestøbning af HDPE
• Blæsestøbning af PET

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:

• Standardprocessen, baseret på en gennemsnitsbetragtning (LDPE-p-f)
• Blæsestøbning, baseret på blæsestøbning af HDPE (LDPE-B-p-f)
• Ekstrudering, baseret på ekstrudering af HDPE (LDPE-E-p-f)
• Foliefremstilling, baseret på foliefremstilling af LDPE (LDPE-F-p-f)

• Standardprocessen, baseret på en gennemsnitsbetragtning (HDPE-p-f)
• Blæsestøbning, baseret på blæsestøbning af HDPE (HDPE-B-p-f)
• Ekstrudering, baseret på ekstrudering af HDPE (HDPE-E-p-f)

• Standardprocessen, baseret på en gennemsnitsbetragtning (PP-p-f)
• Blæsestøbning, baseret på blæsestøbning af HDPE (PP-B-p-f)
• Sprøjtestøbning, baseret på sprøjtestøbning af PP (PP-S-p-f)
• Foliefremstilling, baseret på foliefremstilling af fleksibelt PP folie (PP-FF-p-f)

• Standardprocessen, baseret på en gennemsnitsbetragtning (PET-p-f)
• Blæsestøbning, baseret på blæsestøbning af PET (PET-B-p-f)
• Foliefremstilling, baseret på foliefremstilling af LDPE (PET-F-p-f)

• Standardprocessen, baseret på en gennemsnitsbetragtning (PVC-p-f)
• Ekstrudering, baseret på ekstrudering af PVC (PVC-E-p-f)
• Foliefremstilling, baseret på foliefremstilling af LDPE folie (PVC-F-p-f)
• Sprøjtestøbning, baseret på sprøjtestøbning af PVC (PVC-S-p-f)

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 (mPEM_WDK2000) 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 (mPEM_WDK2000) 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 (mPR_W90) 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 aluminium

Ved 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.

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.

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 mPEM_wdk2000 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 el

Som 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:

• Dansk elproduktion, 1992, termineret (L32719T98)
• Dansk elproduktion, 1990 (L32765)
• Tysk elproduktion, 1990 (L32764)
• EF elproduktion, 1990 (L32758)
• Aluminium elproduktion (L32757)
• Hele jorden elproduktion, 1989 (L32756)

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.