Miljøprojekt, 896 – Affaldshåndtering af udvalgte engangsemballager

Denne rapport sammenfatter resultaterne af projektet, ”Affaldshåndtering af udvalgte engangsemballager”, hvis formål har været at belyse de:

konsekvenser ved alternativ affaldshåndtering af ikke-pantbelagte engangsemballage til drikkevarer og covenience-produkter.

Projektet er igangsat på foranledning af Detailhandelspanelet og finansieret af midler fra Program for Renere Produkter, der administreres af Miljøstyrelsen.

I forbindelse med projektet har været nedsat en følgegruppe med følgende repræsentanter:

Desuden har Jens Haue, Carlsberg, repræsenteret Dansk Dagligvare Leverandørforening ved et møde i følgegruppen, men er senere udtrådt af følgegruppen.

Sammenfatning og konklusioner

konsekvenser ved alternativ affaldshåndtering af ikke-pantbelagte engangsemballage til drikkevarer og covenience-produkter (færdigretter m.v.).

Der er udvalgt 5 engangsemballagetyper med væsentlige salgsvoluminer til belysning af konsekvenserne ved en række alternative håndteringssystemer, der kan øge genanvendelsen af emballagerne.

Projektet er gennemført som en sammenligning af konsekvenserne af den eksisterende affaldshåndtering af de pågældende emballager med konsekvenserne ved alternative håndteringssystemer for de samme emballager.

Projektet skal således ses som et bidrag til at sikre den miljømæssigt, økonomisk og praktisk mest optimale affaldshåndtering af engangsemballage, blandt andet med henblik på opfyldelse af EU-målene for genanvendelse af emballage.

Afgrænsning

Projektet er afgrænset til ikke-pantbelagte engangsemballagetyper til drikkevarer og convenience-produkter, som omsættes i betydelig mængder, og som samtidig opfylder et eller flere af følgende kriterier:

På denne baggrund er følgende ikke-pantbelagte emballagetyper udvalgt til de nærmere vurderinger:

I hele rapporten forudsættes at de mineralvandsemballager, der indgår i beregningerne er emballager til mineralvand uden kulsyre og derfor ikke indgår i det pant- og retursystem, der i dag omfatter øl, sodavand og mineralvand med kulsyre. Der tages udgangspunkt i den nuværende omsætning af de pågældende emballager, bortset fra glasflasker til alkoholdrikke som stiger meget i disse år. Grænsehandlen, som er ret omfattende for visse af emballagetyperne, indgår ikke i beregningerne.

Rapportens kapitel 2 redegør for valget af emballagetyper. Kapitel 3 beskriver de eksisterende og alternative affaldshåndteringssystemer for de fem emballagetyper. Kapitel 4 beskriver de fem emballagetyper nærmere og redegør for de fælles beregningsforudsætninger for miljø- og økonomivurderingerne.

Kapitel 5 indeholder miljøvurderingerne af de fem valgte emballagetyper, hvor den eksisterende bortskaffelse sammenlignes med alternative bortskaffelsesscenarier, hvor genanvendelsen er øget. Miljøvurderingerne er baseret på livscyklusvurderinger på et screenings-niveau.

Der er kun medtaget miljøeffekter for de processer, der ligger efter distribution fra butikkerne, da de forudgående faser forudsættes at være ens for både de eksisterende og de alternative systemer. Desuden er kun medtaget processer, der er forskellige for de alternative systemer. I kapitel 5 redegøres nærmere for de metodemæssige forudsætninger samt de detaljerede resultater og fortolkningerne af dem.

Resultaterne af miljøvurderingerne er sammenfattet i to diagrammer nedenfor med de enkelte scenariers miljø- og affaldseffekter. Fælles for de to typer effekter gælder, at jo lavere effekter, jo bedre er det miljømæssigt. Som det fremgår har nogle af scenarierne for plastemballager en miljø- eller affaldseffekt lavere end nul. Disse resultater fremkommer, fordi der kun er medtaget effekter for faserne efter distribution. I disse faser får emballagerne godskrevet de miljømæssige ”positive” effekter, der fremkommer ved bortskaffelse af plastmaterialerne, eksempelvis energifremstilling ved forbrænding og mindre produktion af plastråmaterialer ved genanvendelse. Hvis alle faserne i livscyklussen blev medtaget, ville de samlede miljøeffekter sandsynligvis være over nul for alle scenarier.

I det nedenstående præsenteres først resultater og konklusioner for de enkelte scenariers miljøeffekter, herefter præsenteres resultater og konklusioner for affaldseffekterne.

Resultaterne af beregningerne af de sammenvejede miljøeffekter pr kg emballagemateriale er vist i nedenstående diagram.

Som det fremgår af diagrammet er det samlet set en miljømæssig fordel at påbegynde eller øge genanvendelsen af alle de undersøgte emballager i alle de vurderede alternativer.

De miljømæssige fordele er markant størst for plastemballagerne (mineralvandsflasker, mælkedunke og bakker til convenience-produkter), indsamlet via butikkerne (privat system). De miljømæssige fordele ved de private systemer frem for de kommunale ligger i en højere indsamlings-effektivitet, som igen er begrundet i at emballagerne i de private systemer er pantbelagte. Resultaterne for glasemballagerne (flasker til alkoholdrikke og vin) viser, at der kun er marginale miljøfordele ved de alternative systemer i forhold til de eksisterende systemer.

Følgegruppen har vurderet at indsamlingseffektiviteten bliver størst for mineralvandsflasker og lavest for færdigbakker. Dette skyldes dels, at mineralvandsflaskerne minder meget om de typer emballager, der allerede findes genanvendelsessystemer for, dels at forbrugeren sandsynligvis vil opfatte mineralvandsflasker som mere hygiejniske at aflevere, modsat både mælkedunke og plastbakker til convenience-produkter.

For mineralvandsflasker opnås størst miljømæssige fordel pr kg emballagemateriale ved at oprette et genanvendelsessystem, såvel privat som kommunalt.

For mælkedunkene og plastbakker til convenience-produkter ses det, at det er miljømæssigt fordelagtigt at gennemføre et privat pantsystem, om end ikke så markant som for mineralvand, mens resultaterne for de kommunale systemer ikke kan siges at være signifikant forskellige fra de eksisterende systemer, når usikkerheden i datagrundlaget tages i betragtning.

Resultaterne for mælkedunke og plastbakker påvirkes af, at de skal tømmes og skylles, før de afleveres til genvinding. Det har især stor betydning for plastbakkerne til convenience-produkter, da de vurderes at indeholde en del madrester, der skylles af med varmt vand og sæbe.

De eksisterende affaldsordninger for henholdsvis plast og glas er meget forskellige, og denne forskel påvirker naturligvis resultaterne for de enkelte emballager. I de eksisterende systemer forbrændes de af undersøgelsen omfattede plastemballager, mens meget af glasemballagerne allerede i dag genvindes og smeltes om til nye emballager; det gælder især for vinflasker. Der er således et større vækstpotentiale i indsamlingen af plast end af glas. Det ses på resultaterne for plastemballagerne, at der er store miljømæssige fordele ved at påbegynde indsamling til genanvendelse, mens der ikke opnås så væsentlige fordele for glasflaskerne til alkoholdrikke. Sikre konklusioner kan dog ikke drages på baggrund af resultaterne for vinflasker, når usikkerheden i datagrundlaget tages i betragtning.

Resultaterne af beregningerne af affaldseffekterne pr kg emballagemateriale, der ses i nedenstående diagram, viser at glasemballagerne (flasker til alkoholdrikke og vin) har de største affaldseffekter pr. kg for alle indsamlingssystemerne, bortset fra engangsbakker til convenience-produkter i privat system. Ved sammenligning mellem de eksisterende systemer og de alternative, opnås der størst reduktion i affaldseffekten for glasemballagerne.

Grunden til, at der ses en stor forskel i affaldseffekter mellem glas- og plastemballagerne er, at glas danner slagge ved forbrændingen, hvilket plasten ikke gør. Ved at øge genanvendelsen af glasemballager kan mængden af forbrændingsslagge reduceres betydeligt.

For mineralvandsflasker og mælkedunke er resultaterne mellem de eksisterende og de kommunale systemer så tæt på hinanden, at det på grund af usikkerheden i datagrundlaget ikke kan siges at der er betydende forskel på affaldseffekterne for de forskellige systemer.

Forskel i affaldseffekterne er der til gengæld for plastbakkerne til convenience-produkter. Her har det private indsamlingssystem en noget større affaldseffekt end de to andre systemer. Dette skyldes, at rensningen af plastbakkerne før genanvendelse giver anledning til et energiforbrug, der danner volumenaffald, samt bortskaffelse af spildevandsslam.

Beregningerne af både miljø- og affaldseffekterne er forbundet med visse usikkerheder. De væsentligste usikkerhedsfaktorer er knyttet til skønnene over:

Det er dog vanskeligt at foretage mere kvalificerede skøn over disse forhold uden at gennemføre praktiske forsøg over en længere periode.

De seneste års øget anvendelse af engangsemballage til bl.a. drikkevarer og convenience-produkter har øget opmærksomheden omkring problemet med henkastning af affald på offentlige arealer og i naturen (littering-problemet).

Det har ikke været muligt at foretage en kvantitativ vurdering af problemet, bl.a. fordi der ikke foreligger kvantitative opgørelser over problemets omfang. Vurderingen er således baseret på skøn og udenlandske erfaringer på området.

I tabellen nedenfor er effekten, som de forskellige affaldshåndteringssystemer vil have på henkastning af affald skønnet.

Som det fremgår skønnes det, at der kan opnås væsentlige reduktioner i henkastning af emballagerne for de systemer, hvor der indføres et pantsystem, idet det vurderes, at det økonomiske incitament der ligger i en pant, vil sikre at en stor del af emballagerne leveres tilbage til butikkerne. Det skønnes dog, at motivationen i en vis udstrækning begrænses for de emballagetyper, som kræver rengøring inden returnering (plastbakker til convenience-produkter).

Der skønnes ingen reduktion af henkastning af vinflasker og mælkedunke, da der i dag praktisk talt ikke er problemer med henkastning af disse emballagetyper.

Generelt vurderes det, at den fysiske miljøeffekt ved henkastning af affald er begrænset, men at det henkastede affald til gengæld har en stor negativ æstetisk effekt. Dette kan indirekte medføre en negativ miljøeffekt, hvis det generelt bidrager til en ringere opmærksomhed om genanvendelse og korrekt affaldshåndtering.

Økonomivurderingen inddrager kun real-økonomiske størrelser, altså forhold der direkte kan sættes et omkostnings- eller indtjeningsbeløb på.

Som udgangspunkt er beregningerne gennemført som beregning af marginalomkostninger i forhold til de eksisterende affalds- og håndteringssystemer – altså som mere eller mindre omkostninger i forhold til de eksisterende systemer. Der er kun medtaget de omkostninger, som varierer væsentligt i forhold til den nuværende håndtering.

Resultaterne af økonomivurderingerne er sammenfattet i diagrammerne nedenfor. De første sæt diagrammer angiver de samlede årlige udgifter ved drift af de alternative systemer for de fem emballagetyper, mens det efterfølgende sæt diagrammer viser meromkostningerne pr. emballage. Det sidste sæt diagrammer viser meromkostningerne pr. kg emballage.

Samlede årlige merudgifter pr. år for de alternative systemer, inkl./ekskl. husleje og omsætningsstab

Figurerne nedenfor viser de samlede årlige udgifter ved at drive de alternative håndteringssystemer for de fem emballagetyper, inklusiv henholdsvis eksklusiv beregnet husleje og omsætningstab ved opmagasinering af øgede mængder returemballager i butikkerne.

Hvis butikkerne skal modtage emballager returneret af forbrugerne, skal der i butikkerne afsættes plads til modtagelse og lagring af emballagerne indtil de afhentes. Hos langt de fleste dagligvarebutikker er der ikke fysiske muligheder for at udvide det samlede butiksareal. Den nødvendige plads må således tages fra det eksisterende areal. Derfor skal der indregnes et beløb til husleje baseret på det areal, som emballagerne beslaglægger. I det omfang at det nødvendige areal må tages fra salgsarealet, skal der også indregnes et tab af dækningsbidrag som følge af en reduktion i omsætningen. Hvis det er teknisk muligt at udvide butikken, skal der ikke indregnes et omsætningstab, men dette anses ikke at være en realistisk løsning for mange butikker.

De pågældende flasker til mineralvand og alkoholdrikke udgør anslået kun ca. 5% af den eksisterende mængde emballager butikkerne i dag modtager, jf. afsnit 6.1.3.4. En eventuel udvidelse vil derfor kunne ske uden afgørende ændringer i butikkernes behov for plads, nye automater eller øvrigt udstyr.

Som det fremgår af figuren, hvor husleje og omsætningsstab er medtaget, vil returnering af emballagerne til vin, mælk og convenience-produkter via butikkerne betyde væsentlige årlige merudgifter. Det er især de private indsamlingssystemer via butikkerne, der er dyre. Disse merudgifter er især knyttet til de øgede pladskrav til opmagasinering af tomme emballager i butikkerne, idet det antages, at det vil være nødvendigt at tage denne plads fra salgsarealet og som minimum kræve betydelige investeringer i flaskerummet.

Spørgsmålet om hvorvidt øget pladskrav til opmagasinering af tomme emballager vil kræve plads fra salgsarealet, er mere udtalt hos nogle butikker end andre.

Hvis husleje og omsætningstab ikke medtages i opgørelsen af merudgifterne vil merudgifterne for de forskellige systemer, bortset fra vinflaskerne, ligge mellem 10 og 22 mio. kr. pr. år. Merudgifterne ved øget returnering af pantbelagte vinflasker gennem butikkerne vil ligge på omkring 75 mio. kr.

For mælkedunke og plastbakker til convenience-produkter vil det private system betyde højere merudgifter end for det kommunale indsamlingssystem. For mineralvandsflasker vil det være omvendt.

Meromkostninger pr. emballage for de alternative systemer, inkl./ekskl. husleje og omsætningstab

Hvis man ser på meromkostningerne pr. emballage, inklusiv henholdsvis eksklusiv husleje og omsætningstab (jf. figurerne nedenfor) ses det, at det især er indsamlingen af mælkeemballagerne og plastbakkerne til convenience-produkter, der er dyre.

De private indsamlinger er billigst for så vidt angår emballager til mineralvand, både når husleje og omsætningstab er medregnet og når det ikke er medregnet.

For vinflaskerne er meromkostningerne betydelig højere når husleje og omsætningstab indregnes, fordi et øget antal flasker kræver megen lagerplads. Desuden vil kapacitetsbehovet til flaskeautomater i detailhandelen stige kraftigt med betydelige investeringer til følge.

Meromkostninger pr. kg emballage for de alternative systemer, inkl./ekskl. husleje og omsætningstab

I diagrammerne nedenfor er vist meromkostningerne pr. kg indsamlet emballage, dels inklusiv husleje og omsætningstab, dels eksklusive husleje og omsætningstab.

Som det fremgår, er det billigst at indsamle plastemballage til mineralvand pr. kg plast, og især via butikkerne. Meromkostningerne ved indsamling af glasemballagerne er marginale, især hvis husleje og omsætningstab ikke inkluderes.

I tabellen nedenfor er givet en oversigt over de beregnede omkostninger pr. emballage ved etablering af butiksbaserede indsamlingssystemer.

Af Miljøbeskyttelseslovens § 9 fremgår det, at Miljøministeren kan fastsætte regler om pant- og rabatordninger for bestemte produkter. For så vidt angår emballagerne til mineralvand, alkoholdrikke og vin vil det f.eks. være teknisk muligt at benytte en model i lighed med den, der fungerer for engangsemballager til øl- og sodavand. Hvis emballage til nye produktgrupper skal medtages i det nuværende system, vil det kræve en forhandling med parterne bag Dansk Retursystem A/S samt en ændring af ”pant-bekendtgørelsen” (”Bekendtgørelsen om pant og indsamling mv. af emballager til øl og visse læskedrikke”).

For emballagerne til mælk og convenience-produkter, vil der være visse lovmæssige problemer, hvis disse forudsættes afleveret inde i selve butikkerne. Fødevaremyndighedernes krav til håndtering af emballagerne vil i henhold til fødevarelovgivningen givetvis være så omfattende, at det vil gøre en håndtering så besværlig og dyr, at man vil vælge en anden løsning.

Med hensyn til EU-lovgivning vil en ændring af de danske pant-regler kræve notifikation. Til sammenligning kan nævnes, at der i Sverige, Tyskland og Norge allerede er pantsystemer for emballager til mineralvand uden kulsyre. En genanvendelse af de plastemballager, som indgår i projektet, vil i et vist omfang kunne bidrage til at nå kravene til genanvendelse af plastemballageaffald i EU's emballagedirektiv.

Det har ikke været muligt at kvantificere de praktiske problemer med at indføre de beskrevne alternative affaldshåndteringssystemer, men tabellen nedenfor giver en oversigt over de væsentligste praktiske problemer, der skal tages højde for, hvis systemerne realiseres.

Væsentlige praktiske problemer ved alternativ håndtering af de udvalgte emballagetyper

Som det fremgår af tabellen, vil der især for mælkedunkene og plastbakkerne være problemer ved genanvendelsen. Ligeså vil der være problemer med anvendelse af de eksisterende automater til visse af emballagetyperne. Det er dog ikke muligt at kvantificere de pågældende parametre, så det har ikke været muligt at foretage en sammenvejning af de enkelte faktorer til en samlet bedømmelse.

Udover de her nævnte forhold vil indførelse af et pantsystem for alle vinflasker give øget besvær i importørleddet, fordi flaskerne skal påsættes specifikke danske pantmærker og stregkoder, for at kunne håndteres korrekt i det danske pantsystem.

Der er behov for en revision af afgrænsningerne af pantsystemet, hvis flere produktkategorier skal belægges med pant. Repræsentanter fra dagligevarehandelen har undervejs i projektet givet udtryk for, at mange kunder i dag har svært ved at overskue og forstå de gældende pantregler. I dag er nogle flasker til alkoholdrikke med pant – andre ikke. Emballager til mineralvand med kulsyre er pantbelagt, mens emballagerne til mineralvand uden kulsyre ikke er pantbelagt. Det er derfor vigtigt, at forbrugerne bliver informeret om systemet og at emballagerne har tydelig mærkning om pant m.v. Hverken følgegruppen eller Panel for Detailhandel har i forbindelse med projektet vurderet, hvordan fremtidige afgrænsninger kan fastsættes.

Miljøvurderingerne af emballagebortskaffelsessystemerne er foretaget på et screenings-niveau. Dette betyder, at resultaterne kun kan bruges til at give et fingerpeg om, hvilke miljøpåvirkninger der er væsentlige for de enkelte bortskaffelsessystemer og om der - overordnet set – er miljømæssige fordele eller ulemper ved at gå fra det eksisterende system til et alternativt med øget genanvendelse. De tendenser, der ses i resultaterne vurderes dog ikke at ændres væsentligt ved en evt. forbedring af datagrundlaget.

Til alle de basisdata, der er benyttet i de økonomiske beregningsmodeller, er der knyttet usikkerheder. Der vil altid være en usikkerhed, når data skal tages som et gennemsnit på landsplan. For at illustrere denne problemstilling kan nævnes, at den gennemsnitlige afstand, en indsamlingsbil skal køre til en modtagecentral – i visse dele af landet er stor, mens den andre steder er mindre. For at kunne udregne et rigtigt landsgennemsnit skal man kende alle indsamlingsstederne og de tilhørende mængder samt indsamlingsfrekvensen.

Dertil skal nævnes, at en faktor som salgsprisen af det genvundne materiale meget hurtigt kan ændre sig – afhængig af de aktuelle udbuds- og efterspørgselsforhold samt verdensmarkedsprisen.

Endvidere kan selv mindre forskydninger i returprocent og pantbeløb få store konsekvenser for beregningerne om økonomi og især den beregnede ”overskudspant.”

Som det fremgår af vurderingerne ovenfor, er det vanskeligt at opnå et entydigt billede af fordelene og ulemperne ved de alternative affaldshåndteringssystemer, idet de miljøvurderingerne i visse tilfælde trækker i én retning, mens økonomivurderingerne trækker i en anden retning.

Etablering af et privat genanvendelsessystem for plastflasker til mineralvand indebærer største samlede fordele, efterfulgt af glasflasker til alkoholdrikke. Der synes at være både miljømæssige, forbrugermæssige og økonomiske perspektiver i et privat system frem for et kommunalt system. Disse to emballager bør derfor have en høj prioritet i det videre arbejde.

Vinflasker vurderes det ikke at være aktuelt at arbejde videre med på nuværende tidspunkt, da de miljømæssige fordele er begrænsede og da de samlede omkostninger er relativt høje.

For mælkedunke og plastbakker til convenience-produkter vurderes tilbagetagning via butikkerne ikke at være en realistisk løsning på grund af hygiejniske og tekniske problemer. Emballagerne vil være relativt dyre pr. kg plast at samle ind, både i et privat og i et kommunalt system.

Summary

This report summarizes the results of the project “Waste management of selected disposable packagings”. The purpose of the project has been to assess:

consequences of alternative management of disposable packaging for beverage and convenience products.

The project was initiated by the Retail Panel (Detailhandelspanelet) and financed through the Cleaner Products Programme, administrated by the Danish Environmental Protection Agency (Miljøstyrelsen).

In connection with the project a steering committee was established, including the following representatives:

In addition to this Mr Jens Haue, Carlsberg, representing the Danish Domestic Product Supplier Association has participated in one meeting, and afterwards withdrawn from the committee.

The following five types of packaging were selected for the assessments of the consequences of implementing alternative waste management systems with increased recycling:

The assessments are based on comparisons between the impact of the existing waste management systems and the impact of the proposed alternative systems for each of the five types of packaging.

The purpose of the project is to contribute to the implementation of the environmentally, financially and practically most feasible waste management of disposable packaging, and at the same time contribute to the fulfillment of the EU targets for recycling of packaging.

The environmental assessments are based on Life Cycle Assessments (LCA) of the various types of packaging, handled in the different existing and alternative waste management systems. The assessments include calculations of environmental effects (global warming, acidification, discharge of nutrients to the aquatic environment and photochemical ozone formation), waste generation effects (solid waste, hazardous waste as well as slag and ashes) and resource depletion effects (mineral oil, natural gas, lignite and pit coal).

The financial assessments are based on estimates of the actual marginal costs of implementing the alternative systems for each of the packaging types.

For the environmental as well as the financial assessments, the estimates are made both for the whole systems, per packaging and per kg packaging material recycled.

It has not been possible to establish clear-cut conclusions for the various types of packaging, as in some cases the alternative system is environmentally beneficial but financially unfavourable, and in other cases the opposite. However, the following general conclusions for the various types of packaging can be made:

Based on the above assessments it seem to be most beneficial to establish recycling systems for plastic bottles for non-carbonated mineral water and glass bottles for alcoholic soft drinks. Hence, these types of packaging should be given highest priority in the further considerations.

Wine bottles should not be given high priority in the near future, as only minor environmental benefits are achieved by increased recycling of the bottles, and the cost of doing so is relatively high.

Establishment of recycling systems for plastic milk bottles as well as plastic trays and boxes for convenience products, returned through the retail shops, seems not realistic at the moment, due to hygienic and technical problems. The cost of recycling these kinds of packaging is relatively high, both via the retail shop systems and municipal systems.

1 Indledning

1.1 Formål

konsekvenser ved alternativ affaldshåndtering af ikke-pantbelagte engangsemballage til drikkevarer og covenience-produkter.

Der er udvalgt 5 engangsemballagetyper med væsentlige salgsvoluminer til belysning af konsekvenserne ved en række alternative håndteringssystemer.

Projektet er gennemført som en sammenligning af konsekvenserne af den eksisterende affaldshåndtering af de pågældende emballagetyper med konsekvenserne ved alternative håndteringssystemer for de samme emballagetyper. Det forudsættes, at de alternative systemer er tekniske realisable.

1.2 Baggrund

Danmark indførte i september 2002 et pant og retursystem for engangsemballage til øl og sodavand, som supplement til det eksisterende pant og retursystem for genbrugsemballage til de samme drikkevarer. De tomme engangsemballager returneres af forbrugerne til butikkerne – ligesom de tomme genbrugsemballager – hvor panten refunderes og emballagerne opmagasineres indtil de kan sendes videre til genbrug eller materialegenvinding. Den videre håndtering foretages af et retursystem, der også refunderer panten til butikkerne. Systemet indebærer, at forbrugerne kan komme af med deres engangsemballage til øl og sodavand, uanset hvilken butik emballagen er købt i. Tom emballage fra andre varer, som forbrugerne har købt i butikkerne bortskaffes i dag i hovedsagen via det kommunale affaldssystem.

Danmark har et af verdens højeste niveauer for affaldsproduktion pr. indbygger. Affaldsmængderne er steget jævnt gennem de sidste tredive år. I slutningen af 1990'erne var der en tendens til at stigningen var stagnerende, men i de seneste år er affaldsmængderne igen stigende.

Ifølge ”Affaldsstatistik 2001” [Miljøstyrelsen, 2002a] fremkom der i 2001 ca. 7 mio. tons affald fra husholdninger, institutioner, handel, kontor og fremstillingsvirksomhed. Heraf kommer ca. 3 mio. tons fra husholdningerne.

Brugen af emballager i Danmark, undtaget genbrugsemballager, beløber sig til rundt regnet 1 mio. tons pr. år, hvoraf ca. 43% udgøres af salgsemballager (ca. 430 000 tons), og ca. 57% af transportemballager [Miljøstyrelsen, 2000b]. En del af emballagen genvindes allerede, især papir-, pap- og glasemballage, mens resten primært går til forbrænding.

Ud over at engangsemballage i betydelig grad bidrager til den affaldsmæssige tonnage, er der også et problem med borgernes henkastning af brugt emballage i naturen, på gader og langs veje.

Historisk set har engangsemballager i høj grad været betragtet som et ”littering”-problem (henkastning af brugt emballage i naturen, på gader og langs veje), såvel nationalt som internationalt. Brugen af virkemidler overfor engangsemballage har længe været anvendt i USA, hvor man allerede tilbage i 70'erne introducerede pant på engangsdåser samt bøder for henkastning af affald. I dag koster det i mange stater 1.000 USD i bøde, hvis man pågribes i at smide affald ved f.eks. motorveje. Mange andre lande har kørt ”Hold naturen ren”- og ”Hold byen ren”-kampagner for at begrænse henkastning af affald. Virkemidlerne er stort set altid en kombination af oplysning og økonomiske virkemidler.

På trods af emballage- og affaldsafgifter samt udbredelsen af genanvendelsessystemer for en lang række produkter og materialer, synes mængden af engangsemballage, der ender i dagrenovationen, ikke at være aftagende.

Nogle trends i forbrugsmønstrene tyder på at stigningen i bruget af engangsemballage vil fortsætte, bl.a. på grund af det et stigende forbrug af de drikkevarer, der forhandles i engangsemballage (bl.a. mineralvand, alkoholdrikke, sportsdrikke), samt convenience-fødevarer (færdigretter, færdiglavede sandwich etc.). Dette skal ikke mindst ses i lyset af, at en stadig større andel af måltiderne indtages uden for hjemmene.

Endvidere er Danmark forpligtet af EU's affalds- og emballagedirektiver til at begrænse affaldsproduktionen og at opfylde visse niveauer for genanvendelse af en række emballagematerialer.

Der er derfor behov for at tænke i nye baner, der dels virker i forhold til det reviderede Emballagedirektivs krav om øget genanvendelse, dels i forhold til "littering"-problemet.

1.3 Afgrænsning og definitioner

Projektet er afgrænset til engangsemballagetyper til drikkevarer og convenience-produkter, som omsættes i betydelige mængder, og som dermed repræsenterer betydelige affaldsvoluminer.

Undtaget er de drikkevareemballager, som er omfattet af retur- og pantsystemet for emballage til øl og sodavand, hvilket vil sige øl og sodavand i dels genbrugsemballage (glas og plastflasker), dels i engangsemballage (dåser af aluminium og stål, flasker af plast og glas).

Desuden er der lagt vægt på engangsemballager, der udgør et væsentligt ”littering-problem”, dvs. emballager, der ofte ses henkastet på offentlige arealer eller i naturen.

I tabel 1.1 nedenfor er nogle af nøglebegreberne i rapporten defineret, for at klargøre, hvordan de er anvendt i denne rapport.

Geografisk er projektets vurderinger afgrænset til emballagesystemer, der håndteres i Danmark. Emballager, der tilføres Danmark via grænsehandel, er ikke medtaget i beregningerne. Hvor det er formålstjenligt, f.eks. i miljøvurderingerne, indgår data om genvinding af emballagerne i udlandet.

Tidsmæssig tager projektet udgangspunkt i de nuværende forhold for de udvalgte emballagetyper, men i miljø- og økonomivurderingerne indgår i et vist omfang skøn over det forventede udvikling i de kommende år i forbrugsmønsteret for de pågældende emballager (eksempelvis glasflasker til alkohol-drikke).

1.4 Metode

Der er udvalgt 5 emballagetyper og for hver af disse er der beskrevet et antal alternative håndteringssystemer, som er belyst med hensyn til deres miljømæssige, økonomiske og praktiske konsekvenser i forhold til den nuværende håndtering af dem.

Vurderingerne af de miljømæssige, økonomiske og praktiske forhold er gennemført som en sammenligning mellem de eksisterende og alternative affaldshåndteringssystemer for de enkelte emballagetyper. I beregningerne er der anlagt en marginal betragtning, således at det kun er forskellene i de miljømæssige og økonomiske effekter, der er opgjort. Effekterne af de enkelte håndteringssystemer er opgjort både pr. emballage, pr. kg emballage og hele emballagemængden.

2 Valg af emballagetyper

Dette kapitel redegør for de overvejelser, der er gjort ved valg de emballagetyper, der er undersøgt nærmere i projektet. Udvælgelsen er baseret på indledningsvis opstilling af kriterier for udvælgelsen emballagetyperne samt lister over relevante emballagetyper indenfor dels engangsdrikkevareemballage, dels engangsemballage til convenience-produkter. Efterfølgende er de enkelte emballager kommenteret i forhold til de opstillede kriterier.

Det bemærkes, at der ikke er tale om en dybtgående analyse, men en screening, der har dannet baggrund for drøftelse i Detailhandelspanelet og projektets følgegruppe, som herefter har truffet det endelige valg af emballagetyper.

2.1 Udgangspunkt for valg af emballager

Ud fra Miljøstyrelsens projektoplæg er det fastlagt, at emballagetyperne skulle vælges blandt engangsemballage til drikkevarer, der ikke er pantbelagte, samt engangsemballage til convenience-produkter. Desuden blev det anført, at der skulle være tale om engangsemballage, der i fremtiden kunne komme til at udgøre et væsentligt volumen.

Det er ligeledes ønsket, at der fokuseres på engangsemballage, der udgør et specielt ”littering”-problem, altså emballage, der i større omfang end andre henkastes udenom det etablerede affaldshåndteringssystem, og dermed udgør et både æstetisk og evt. miljømæssigt problem på offentlige arealer og i naturen.

Det forudsættes, at de emballagetyper, der udvælges til nærmere undersøgelse, tages for givne størrelser, og at de f.eks. ikke kræver nyt design for at indgå i de alternative affaldshåndteringssystemer. Ligeledes er det ikke undersøgt, om der kan opnås miljømæssige og økonomiske besparelser ved affaldsminimerende tiltag, som f.eks. ændret emballagedesign (tyndere emballager eller substitution til andet emballagemateriale).

I undersøgelsen indgår kun detailemballager (primær/salgs-emballager), og således ikke transport/sekundær emballager.

Endvidere er det aftalt, at der skal skeles til de reviderede målsætninger for genanvendelse i EU-direktivet om emballager og emballageaffald, for at inddrage emballagetyper, hvor Danmark kan have behov for at øge genanvendelsen eller affaldsforebyggelsen.

Desuden indgår der emballager til convenience-produkter, der typisk distribueres gennem dagligvarehandlen, samt via restauranter, fastfood restauranter m.v.

2.2 Kriterier for valg af emballagetyper

En del af udvælgelseskriterierne er givet ud fra afgrænsningen og formuleringen af opgaven, dvs. at det er et kriterium, at der skal være tale om engangsemballage til drikkevarer, bortset fra de pant-belagte, samt engangsemballage til convenience-produkter.

Desuden skal der være tale om emballager, ”der i fremtiden kan skønnes at komme til at udgøre et væsentligt volumen”. ”Væsentligt volumen” er her fortolket som emballager, der sælges i større eller stigende mængder, og som derfor også må forventes at udgøre et væsentligt affaldsvolumen og -tonnage.

Den skønnede omsætning af de fem emballagetyper fremgår af tabel 4.1 i kapitel 4.

Nedenfor er opstillet brutto-lister over dels engangsemballagetyper til drikkevarer (tabel 2.2), dels emballager for convenience-produkter (tabel 2.3), hvorfra de fem emballagetyper er udvalgt.

Udover kriteriet om et forventet væsentligt fremtidigt volumen er det ligeledes skønnet, hvor langt genanvendelsen af de pågældende emballagematerialer ligger fra de mål, der er opstillet i EU's direktiv om emballage og emballageaffald. Direktivet er under revision, og de nye mål er ikke endeligt fastlagt, men i tabel 2.1 nedenfor er angivet de mål, der indtil videre støttes af Miljøministerrådet (medio 2002). Målene er sammenlignet med de genanvendelsesprocenter, der er opnået i Danmark i 2001. Desuden er angivet de mål for genanvendelse, som den danske regering fastsatte i affaldsstrategien Affald 21.

Tabel 2.1: Danske og EU mål for genanvendelse af emballager samt de faktisk opnåede genanvendelsesrater i Danmark i år 2001

For det reviderede emballagedirektiv forventes det i øvrigt, at der udover
genanvendelsesmålene for de enkelte emballagematerialer, bliver stillet et nyttiggørelsesmål for alle emballagerne under ét på 60%. Nyttiggørelse betyder her enten genanvendelse eller forbrænding med energiudnyttelse.

Et tredje kriterium, der indgår i udvælgelsen af emballagetyper, er i hvor høj grad, de bidrager til ”littering”-problemet, dvs. hvor meget de pågældende emballagetyper henkastes på offentlige arealer eller i naturen. Der er tale om et skøn, da der ikke findes fyldestgørende undersøgelser på området. Dette spørgsmål udspringer af ændringer i forbrugsmønstrene, som bl.a. har ført til at der i de seneste år drikkes flere drikkevarer på offentlige områder og under transport, samt at convenience-produkter som f.eks. færdigretter fortæres i større målestok.

Det fjerde udvælgelseskriterium angiver i hvor høj grad, det kan forventes, at pågældende tomme emballager kan tages retur på en rationel måde. Dette indebærer, at den pågældende salgssted enten i forvejen har et returtagningssystem, for f.eks. pantbelagte emballager, eller på anden måde har et veludviklet affaldshåndteringssystem. Dette betyder f.eks. at butikker, som allerede er tilknyttet det landsdækkende returtagningssystem for drikkevareemballager i høj grad opfylder kriteriet.

Som et femte udvælgelseskriterium er der set på i hvor høj grad, der allerede eksisterer genanvendelsesteknologier og –systemer for de pågældende emballagetyper, enten i Danmark eller udlandet.

Ligeledes er det som et sjette udvælgelseskriterium set på, om der er mulighed for affaldsminimering i form af genbrug af den pågældende emballagetype. Det forudsættes dog at det ikke kræver designmæssige ændringer af emballagen.

Til slut er det vurderet, om der er specielle hygiejniske problemer ved en evt. returnering og genanvendelse af de pågældende emballager. Det drejer sig typisk om de engangsemballager, hvor der i de fleste tilfælde må forventes at være rester af let fordærveligt mad- eller drikkevarer tilbage i emballagen, efter at den er tømt.

Endelig skal nævnes, at der har været et ønske om at opnå en vis spredning med hensyn til materialevalg og produkttyper for emballagevalget.

2.3 Screening af emballagetyper

Tabellerne 2.2 og 2.3 nedenfor indeholder lister over emballagetyper inden for kategorierne drikkevarer og convenience-produkter, der potentielt kunne være interessante at vurdere i relation til alternativ affaldshåndtering.

Mineralvand, eng. glasflasker

Mineralvand, eng. plastflasker

Mineralvand, lamineret pap-karton

Juice ¹⁾, eng. glasflasker

Juice ¹⁾, eng. plastflasker

Juice ¹⁾, lamineret pap-karton

Saft ²⁾, eng. glasflasker

Saft ²⁾, eng. plastflasker

Saft ²⁾, lamineret pap-karton

Sports/energidrik, eng. plastflasker

Sports/energidrik, metaldåser

Sports/energidrik, lam. pap-karton

Cider, eng. glasflasker

Cider, eng. plastflasker

Kakao-agtige drikke ³⁾, eng. glasflasker

Kakao-agtige drikke ³⁾, lam. pap-karton

Kakao-agtige drikke ³⁾, metaldåser

Mælkeprodukter ⁴⁾, eng. plastdunke

Mælkeprodukter ⁴⁾, lamineret pap-karton

Mælkeprodukter ⁵⁾, plastboxe

Spiritus og hedvin, glasflasker

Spiritus og hedvin, plastflasker

Alkoholdrikke , glasflasker

Vin, glasflasker

1) Æble-, appelsin-, frugt- m.v. –juice
2) Frugtsaft såvel som syntetisk saft, inkl. ice tea, koncentreret og fortyndet.
3) Kakaomælk- og kaffemælk-drikke
4) Sød-, skummet-, og syrnede mælkeprodukter, inkl. drikkeyoghurt
5) Creme fraiche m.v.

Pap-bakker til f.eks. pommes frittes

Pap-bakker til f.eks. pølser m.v.

Pap-æsker til f.eks. pizzaer

Pap-boxe til f.eks. burgere m.v.

Papirsposer til burgere m.v.

Papirsposer til pommes frittes m.v.

Plastbakker til færdigretter m.v.

Skumplast-bakker til færdigretter m.v.

Plastboks til mindre måltider f.eks. burgere og sandwich

Skumplast-boxe til f.eks. burgere m.v.

2.4 Valg af emballagetyper

På baggrund af drøftelser i Detailhandelspanelet og projektfølgegruppen er følgende emballagetyper valgt for nærmere undersøgelse:

2.4.1 Mineralvandsflasker

Mineralvand uden kulsyre i engangsplastflasker repræsenterer et markedssegment, der har været i stor stigning de seneste år. Der er tale om plastflasker i mange forskellige design, men der er i langt overvejende grad tale om relativt tynde flasker af PET (Polyethylen terephthalat) med skruekapsel af PP (Polypropylen) samt en etiket af lamineret papir.

Mineralvand drikkes i stigende grad i det fri eller under transport, og emballagerne henkastes i en vis udstrækning i naturen og på offentlige arealer i byerne.

2.4.2 Glasflasker til alkoholdrikke

Alkoholdrikkene er en relativ ny varegruppe i Danmark, som består af sodavandsagtig drik tilsat kendte spiritusmærker, f.eks. vodka eller rom. De fleste af produkterne sælges i engangsglasflasker i flere forskellige design og med flere forskellige voluminer (f.eks. 27,5 og 33 cl). Emballagerne er udstyret med metalkapsel og etiket af lamineret papir. Flaskerne ligner udstyrs- og størrelsesmæssigt sodavandsflasker, men de har et andet ikke-standardiseret design.

Det skal bemærkes at nogle af varianterne er baseret på malt og derfor er omfattet af de samme regler som øl- og sodavand, og dermed pålagt pant. Disse varianter indgår ikke i vurderingerne, da der her kun medtages ikke-pantbelagte emballager.

2.4.3 Vinflasker

Vinflaskerne repræsenterer et stort volumen af glasflasker. Der eksisterer et veletableret genanvendelsessystem, hvor en del af flaskerne går til genbrug og en anden del til genvinding. Der er tale om relativt store og solide flasker med et typisk volumen på 75 cl og mange forskellige design. Langt de fleste flasker er udstyret med korkprop, papiretiket samt plast- eller aluminiumshætte. I de seneste år er anvendelsen af plastpropper til afløsning for korkpropper vundet frem.

2.4.4 Plastdunke til mælk

Mælk i engangsplastflasker og -dunke er et produkt, der er vokset en del i de seneste år. Der er dels tale om de ikke-syrnede (letflydende) mælkeprodukter (sød-, let- og skummetmælksprodukter) i store volumener (1-2 liter). Emballagerne er typisk fremstillet af HDPE (High density polyethylen) med skruelåg af PE og med etiket af lamineret papir.

2.4.5 Plastbakker til convenience-produkter

Convenience-produkter emballeret i plastbakker er en produkttype, der er vundet en del frem de seneste år, og forventes stadigt at stige i årene frem. Til færdigretter er der typiske tale om plastbakker af PET med en plastpose af PP (polypropylen) eller et plastlåg af PET. Låget kan være udstyret med en etiket af lamineret papir.

Den del af convenience-produkterne som tjener som mellemmåltider eller frokostmåltider (f.eks. sandwich i transparente plastbokse) fortæres for en stor dels vedkommende i det fri eller under transport, og en del af emballagerne henkastes på veje eller i naturen.

I kapitel 4 er de eksakte data, der er lagt til grund for de miljømæssige og økonomiske vurderinger, præsenteret.

3 Modeller for affaldshåndtering

Dette kapitel indeholder en beskrivelse af de eksisterende og de tænkte alternative affaldshåndteringssystemer for de udvalgte emballagetyper. Disse beskrivelser udgør således den generelle ramme for de senere vurderinger af miljø (kapitel 5), økonomi (kapitel 6), lovgivning (kapitel 7) og praktiske forhold (kapitel 8).

3.1 Generelt om systemerne/modellerne

Det er tilstræbt at beskrive systemerne ud fra samme systematik og efter et livscyklus-princip suppleret med diagrammer, der viser affaldshåndteringssystemernes skematisk. En sådan beskrivelse antages at svare godt overens med supply-chain tankegangen i vareproduktionen og –distributionen. Desuden passer det godt til de efterfølgende vurderinger af miljø og økonomi.

Der ses primært på de dele af livscyklussen, som ligger efter forbruget, da de andre dele af livscyklussen forventes uændret, uafhængigt af hvilken alternativ affaldshåndtering der foreslås.

Der indledes med en beskrivelse af de overordnede kriterier, der er lagt til grund for præsentation af de alternative affaldshåndteringssystemer for hver emballagetype. Dernæst følger en beskrivelse af det eksisterende affaldshåndteringssystem, og til slut er der beskrevet ét eller to alternative systemer for hver af de udvalgte emballagetyper.

3.1.1 Kriterier for valg af alternative håndteringssystemer

For at afgrænse antallet af alternative systemer der kan komme i betragtning, er der lagt følgende kriterier til grund for valg af systemer:

I den efterfølgende præsentation af de eksisterende og alternative affaldshåndteringssystemer er der beskrevet to alternative systemer for hver plastemballagetype, dels et system baseret på et privat returtagningssystem, dels et system baseret på de kommunale indsamlinger af genanvendelige materialer. For glasemballagesystemerne er der beskrevet et alternativt system, der bygger på et privat indsamlingssystem med pant, kombineret med det kommunale indsamlingssystem med flaskecontainere, som allerede anvendes til glasflasker. Tabel 3.1 nedenfor giver en oversigt over de beskrevne affaldshåndteringssystemer.

I diagrammerne er det samlede salg af de pågældende emballager fra danske butikker (altså eksklusiv grænsehandel) anført i den øverste boks i hvert diagram. Denne mængde udgør 100%, og procentsatserne i de øvrige bokse i diagrammerne angiver hvor stor en andel af den samlede mængde, der flyder gennem de enkelte strenge (”affaldsstrømme”) i diagrammet. Numrene uden for de enkelte bokse refererer til numrene i tabellerne i miljø- og økonomivurderingskapitlerne (kapitlerne 5 og 6) samt i de tilhørende bilag.

De anførte procentsatser for fordelingen af emballagerne gennem de forskellige affaldsstrømme er baseret på data fra diverse kortlægningsrapporter. Der, hvor der har manglet konkrete data er skøn foretaget af projektets følgegruppe.

I diagrammerne er betegnelsen ”iglo” anvendt synonymt med ”flaskecontainere”, og ”færdigretter” er anvendt synonymt med ”convenience-produkter”.

3.2 Emballagetype 1: Mineralvand, engangsplastflasker

Engangsplastflasker med mineralvand sælges fra en lang række butikker, men volumenmæssigt sælges der mest via supermarkederne.

Langt den største del af det eksisterende mineralvandssalg emballeret i engangsplastflasker forudsættes solgt fra supermarkeder til private med henblik på forbrug i hjemmene. Selvom en del af produkterne tages videre med fra hjemmet f.eks. til arbejdsplads eller på ture uden for hjemmet, antages størstedelen af emballagerne før eller siden bortskaffet sammen med den øvrige dagrenovation. Nogle kommuner har etableret afleveringsordninger for plastflasker og -dunke, som går til genvinding. Læs nærmere herom i ” Indsamling af plastflasker og -dunke fra husholdninger” (Ref. Miljøstyrelsen 2001a).

Hovedparten af emballagerne indsamles i den eksisterende affaldshåndtering via de kommunale affaldsindsamlingsordninger og bringes til et forbrændingsanlæg, hvor emballagen forbrændes fuldstændig, uden at efterlade faste restprodukter, men til gengæld emissioner af CO₂ og vanddamp til atmosfæren.

Det kan konstateres, at en del af den mineralvand, der sælges, forbruges i det fri, og at emballagen enten bortskaffes via offentlige affaldskurve eller henkastes på gader, veje og offentlige arealer eller i naturen. De fleste af disse emballager vil blive indsamlet via den kommunale rengøring og dermed ende i den kommunale affaldsbortskaffelse. Kun de emballager, der i dag henkastes i naturen, må forventes ikke at indgå i den kommunale affaldsbortskaffelse; de vil forgå langsomt i naturen.

Der vil i alle faserne være tale om transport samt et vist forbrug af affaldssække til håndtering af det affald, som emballagerne indgår i.

I de følgende afsnit beskrives to alternative systemer for bortskaffelse af engangsplastemballagerne for mineralvand, dels et system baseret på returtagning via butikkerne, dels et system hvor emballagerne returneres via det kommunale genanvendelsessystem. De indsamlede emballager vil kun være egnede til materiale-genvinding, og altså ikke genbrug. Et system med genbrug af emballagerne ville kræve væsentlige designændringer eller anvendelse af nogle af de genbrugsemballager, der anvendes til f.eks. sodavandsprodukter.

3.2.1 Alternativ 1: Materialegenvinding via privat retursystem

Dette system er baseret på materialegenvinding via et privat butiksbaseret retursystem, dvs. at de tomme emballager føres tilbage gennem supply-chain systemet.

Det forudsættes at det vil være muligt at etablere en returtagning gennem det allerede etablerede retursystem for pantbelagte drikkevareemballager for øl og sodavand, hvilket vil sige det system, hvor Dansk Retursystem A/S varetager returtagning fra butikkerne, administration m.v. Det vil også være relativ let at etablere et pantsystem, da de eksisterende pantautomater kan indstilles til at håndtere de fleste af disse emballager, ligesom de har kunnet indstilles til at håndtere plastgenbrugsflasker og metaldåser. Der vil sandsynligvis være tekniske problemer med at returnere de af emballagerne, der afviger meget fra den cylinderform, som de fleste flakser har.

Genvindingen vil enten kræve etablering af en dansk virksomhed/anlæg, der kan stå for genvindingen af engangsplastflaskerne, primært fremstillet af PET, eller - hvilket er det mest sandsynlige - at det indsamlede PET eksporteres til et andet land, hvor man allerede har sådanne virksomheder. Der har allerede i en del år været veletablerede PET-flaske returtagnings- og genvindingssystemer i flere andre europæiske lande, f.eks. i Tyskland og Schweiz. Så teknologien må siges at være velkendt og gennemprøvet. Der vil ikke være hygiejniske problemer ved indsamling af mineralvandsflaskerne, da flaskerne sjældent vil indeholde organiske rester el. lign. Skruelågene af PP forudsættes også genvundet.

Det forventes ikke, at der henkastes ret mange emballager på offentlige arealer, i naturen eller i affaldskurve, da pantbelægningen vil animerer folk til at returnere emballagerne.

3.2.2 Alternativ 2: Materialegenvinding via kommunal indsamling

Dette system vil være baseret på genvinding af plasten via det kommunale indsamlingssystem. Dvs. at det i højere grad er baseret på et frivilligt system, og pant vil ikke være velegnet. Systemet vil kræve opstilling af separate indsamlingscontainere for plast.

I dette system forventes det, at der placeres specielle indsamlingscontainere for PET flasker på strategiske steder i byerne, evt. ved siden af glasflaskecontainerne og ved supermarkeder. Disse containere vil evt. kunne fungere som indsamlingscontainere for flere plastemballager, men her er der gået ud fra et der alene indsamles PET-flasker til mineralvand.

Der er desuden en mulighed for at anvende de eksisterende glasflaskecontainere til indsamlingen. Plastflaskerne menes at have den virkning at antallet af glasflasker, der kan genbruges, øges (pga. mindre brækage) og at støjproblemet reduceres. Desuden vil de kombinerede containere betyde reducerede investeringerne i nye containere. Til gengæld vil det kræve ekstra sortering til adskillelse af glas- og plastflasker.

I Nørresundby har Aalborg Kommunes Renovationsvæsen gennemført et forsøg med indsamling af plastflasker og –dunke via flaske-containerne. Forsøget viste, at det hverken miljømæssigt eller økonomiske var hensigtsmæssigt at indsamle plastflasker og –dunke via de eksisterende flaskecontainere, bl.a. fordi (Ref.: RenViden nr. 3, 2003):

Erfaringerne fra disse forsøg kan ikke umiddelbart overføres til en ordning, hvor kun mineralvandsflasker indsamles via flaskecontainerne, men der vil tydeligvis være behov for videreudvikling og information, hvis en indsamling af plastemballager via et container-system skal blive rentabelt.

I dette alternativ er der tale om en ”bringe”-ordning, hvilket vil sige, at det er op til forbrugerne at bringe de tomme emballager til de pågældende flaskecontainere. Ud over de emballager der tømmes i hjemmene vil en del af de emballager, der tømmes i det fri forventes at blive afleveret til systemet.

Systemet vil ikke være velegnet til et pantsystem, da det må anses for urealistisk at etablere et automatsystem med returnering af pant ved containerne. Der er således ikke anden motivation for forbrugerne til at aflevere emballagerne, end reduceret affaldsmængde i ”skraldespanden” og at gøre en god gerning for miljøet. Det må således forventes, at returneringsprocenten bliver lavere end for det et pantbelagt system.

Hvis systemet udelukkende anvendes til mineralvandsflasker, vil der ikke være nævneværdige hygiejniske problemer ved at have en lav tømningsfrekvens for containerne (lang periode mellem de enkelte afhentninger). Der forventes ikke behov for udvikling af flaskecontainere, der adskiller sig ret meget fra de kendte flaskecontainere. Det vil dog være oplagt at inddrage erfaringer fra de lande, hvor der har været indsamlet PET-flasker gennem en del år.

De indsamlede PET-flasker vil typisk blive opmagasineret på de genbrugspladser, som de fleste kommuner allerede har etableret, og herfra blive transporteret til et dansk opsamlingsplads og derefter eksporteret med henblik på oparbejdning.

3.3 Emballagetype 2: Alkoholdrikke, engangsglasflasker

Alkoholdrikke i engangsglasflasker er et relativ nyt produkt, der indtil videre sælges i et tocifret antal varianter. De sælges alle i glasflasker med metalkapsel, men i forskellige voluminer på mellem 25-33 cl. De afviger designmæssigt ikke meget fra sodavandsflasker. Det vides ikke, hvor mange der sælges til forbrug i hjemmet og hvor mange der sælges via restauranter, barer, diskoteker samt til forbrug i det fri. Men det skønnes at andelen, der ikke forbruges i hjemmet er relativ stor.

Det har ikke været muligt at fremskaffe data for, hvor stor en andel af flaskerne, der bortskaffes via dagrenovation og hvor stor en del, der bringes til flaskecontainere. Det vides ligeledes ikke, hvor stor en andel af dem, der sælges til forbrug udenom hjemmene, der bortskaffes via dagrenovationen eller via de kommunale indsamlinger af glasflasker. De anførte procentsatser for fordelingen af emballagerne gennem de forskellige affaldsstrømme er således baseret på en skøn gennemført af projektets følgegruppe. Desuden er der taget udgangspunkt i en skønnet fremtidig omsætning i Danmark på 30 mio. flakser (eksklusiv de pantbelagt flasker og grænsehandel).

De flasker, der bortskaffes via dagrenovationen bliver ført til forbrænding, hvor flaskerne lægger beslag på noget af den energi der ellers kunne nyttiggøres, og desuden medvirker flaskerne til produktion af slagger, hvoraf en del skal deponeres.

De flasker, der bortskaffes via flaskeindsamlingsordningerne, må forventes at blive anvendt som skår til fremstilling af nyt emballageglas. På nuværende tidspunkt er der kun få af flasketyperne, der sælges som pantflasker og som indgår i et genbrugssystem.

Flaskerne er udstyret med metalkapsler, som vil blive bortskaffet via dagrenovationen i de fleste tilfælde, både når flaskerne bortskaffes via dagrenovationen og via flaskecontainerne. Kun i de tilfælde, hvor drikkene fortæres i det fri kan det tænkes at nogle af kapslerne ikke bortskaffes via dagrenovationen. Kapslerne indgår ikke i miljøvurderingerne.

3.3.1 Alternativ 1: Materialegenvinding og genbrug via privat retursystem

Flaskerne egner sig ganske givet til returnering via det etablerede Dansk Retursystems system, og en del af flaskerne vil evt. også være egnede til genbrug med det design de har nu, idet flaskerne er relativt solide. Det er dog klart tilkendegivet fra visse af producenterne, at de ikke ønsker at anvende flaskerne som genbrugsflasker til deres produkter.

Flaskerne vil kunne indgå i et pantsystem, hvilket dog vil kræve at de eksisterende flaskeautomater skal indstilles til at håndtere de pågældende emballager. Desuden skal flaskerne påføres en unik dansk mærkning, så det undgås at udbetale pant for flasker, der er indført via grænsehandel og dermed ikke pålagt pant.

Sideløbende med det private retursystem vil forbrugerne stadig kunne bortskaffe flaskerne gennem det kommunale flaskesystem samt dagrenovationen, om end meningen med panten er at sikre en høj returneringsgrad til butikkerne. Fordelingen mellem de forskellige bortskaffelsesmetoder vil afhænge af en evt. pants størrelse og information.

Der er ikke beskrevet et indsamlingssystem for glasflasker til alkoholdrikke via de kommunale flaskecontainere, da dette principielt svarer til det eksisterende system.

3.4 Emballagetype 3: Vin, glasflasker

Dette system omfatter på nuværende tidspunkt både genbrugs- og genvindingssystemer. Genbrugssystemerne drives af enkelte dagligvarekæder, der har etableret egne pantsystemer for udvalgte vinflasker. Genvindingssystemerne består primært i indsamling af vinflasker via kommunale flaske-containere.

3.4.1 Alternativ 1: Øget genanvendelse via privat retursystem og kommunale indsamlinger

Meningen med dette system er at styrke genbruget af vinflaskerne. Det kan både ske gennem butikkerne og gennem de kommunale indsamlinger, men primært via butikkerne. Indsamlingen gennem butikker kan ske gennem systemet for øl og sodavand. Der tænkes her indført en generel pant på vinflasker.

En øget returnering via butikkerne vil naturligvis kræve øget pladskrav til lagring samt øget tidsforbrug til håndtering. I systemet forventes opretholdt et kommunalt indsamlingssystem for glasflasker, men hvis størstedelen af vinflaskerne på grund af et pantsystem tilføres butikkerne, kan der evt. være behov for justering af antallet og eller indsamlingsfrekvens af de kommunale flaskecontainere.

3.5 Emballagetype 4: Mælk, Engangsplastdunke

Den eksisterende affaldsbortskaffelse af mælkedunke er primært bortskaffelse af de tomme emballager via hjemmenes og arbejdspladsernes dagrenovationssystemer. Det skønnes, at det kun er en ganske lille andel af produkterne der forbruges i ”det fri”. Systemet er illustreret i fig. 3.8 nedenfor.

3.5.1 Alternativer for engangsplastemballager til mælk

Inden for de seneste år er der sket en forskydning inden for konsummælksmarkedet hen imod flere produkttyper og flere emballagetyper. Bl.a. er de laminerede pap-kartoner blevet suppleret med engangsplastdunke til især let- og sødmælk i større voluminer (1,5 og 2 liter dunke).

Desuden er der introduceret en hel del syrnede mælkeprodukter i mindre portioner indenfor convenience-kategorien, f.eks. drikkeyoghurt i plastflasker, yoghurt med müesli-drys i plastbægre. Disse anvendes i høj grad som mellemmåltider, eller som erstatning for morgen- eller frokostmåltider. Produkterne er ligeledes velegnede til at indtage under transport til og fra arbejde.

I det følgende er der beskrevet to alternative affaldshåndteringssystemer for de store plastdunke til let- og sødmælk:

3.5.2 Alternativ 1: Materialegenvinding via privat returtagningssystem

Dette system vil være baseret på et privat indsamlingssystem og genvinding af plast'en. Systemet vil kræve skylning af emballagerne inden returnering fra forbrugerne og så vidt muligt påsætning af kapslen. Genbrug af emballagerne er ikke mulig med det materialevalg og det design, der anvendes nu.

Det forudsættes, at forbrugerne bringer de skyllede emballager retur til butikkerne og afleverer dem her. Modtagelsen i butikken sker manuelt, da de eksisterende automater ikke kan håndtere disse. Det antages at forbrugerne returnerer emballagerne med skruelåget på, for at reducere de hygiejniske problemer.

Mælk er et let fordærveligt levnedsmiddel, som derfor vil kunne bidrage til spredning af mikroorganismer i salgslokalerne. Som det fremgår af den mere detaljerede drøftelse med fødevaremyndighederne i afsnittene 7.3.3 og 8.4.7 vil det kræve ganske specielle forholdsregler, hvis det skal være tilladt forbrugere at bringe tomme emballager gennem butikkerne samt at opbevare emballagerne i de eksisterende lagerrum for tomme øl-, sodavands- og vin-emballager. Dette betyder, at en automat til modtagelse af tomme mælkedunke skulle placeres uden for salgsområdet. Nogle butikker har allerede flaskeautomater stående uden for salgsarealet, men det langt fra alle.

Det system, som er beskrevet her, vil ikke omfatte syrnede mælkeprodukter, heller ikke drikkeyoghurt, da det givet vil resultere i endnu større hygiejniske problemer.

Fra butikken bringes mælkeemballagerne via retursystemet for øl- og sodavandsemballager til depoterne, hvor de andre emballager samles og sorteres. Derfra bringes emballagerne til centraler, hvor alle mælkeemballagerne sendes videre til et genvindingsanlæg.

3.5.3 Alternativ 2: Materialegenvinding via kommunal indsamling

Dette system vil være baseret på de kommunale indsamlinger, og pant vil ikke være relevant. Systemet vil kræve opstilling af separate indsamlingscontainere for plast. Containerne vil evt. ligeledes kunne anvendes til andre plastemballager.

Der vil være behov for en relativ høj tømningsfrekvens, da der givet vil kunne opstå hygiejniske problemer, selvom det forventes at forbrugerne skyller emballagerne og påsætter kapslen. Fra de kommunale indsamlingssystemer, skal emballagerne bringes til den virksomhed, som skal oparbejde plasten. Dette vil ganske givet omfatte en yderligere rengøring, fragmentering/granulering samt smeltning. Oparbejdningen vil evt. finde sted i udlandet, så den eneste bearbejdning i Danmark vil evt. være at emballagerne presses sammen i baller. Systemet er illustreret i fig. 3.10 nedenfor.

Det skal bemærkes, at der i udlandet, f.eks. Sverige, findes indsamlingssystemer for plastemballager, der også omfatter mælkeemballager. Der findes således praktiske erfaringer med systemer, der svarer til det her beskrevne.

3.6 Emballagetype 5: Convenience-produkter, plastbakker

Denne emballagetype omfatter plastbakker til convenience-produkter, som er et markedssegment i vækst. Emballagetypen omfatter emballager af forskellige materialetyper og forskellige design. Den eksisterende bortskaffelse sker i alt overvejende grad via husholdningernes, arbejdspladsernes og restauranters dagrenovation. Det er kun begrænsede mængder, der bortskaffes udenom dagrenovationen.

3.6.1 Alternativ 1: Materialegenvinding via privat retursystem

Dette system vil være baseret på et privat indsamlingssystem og genvinding af plasten. Systemet vil i de fleste tilfælde kræve skylning af emballagerne inden returnering.

Returneringsgraden til butikkerne er sat relativ lavt, 65%. Det antages, at mange forbrugere vil aflevere emballagerne i dagrenovationen på grund af besværet med rengøring og på grund af hygiejniske problemer.

I butikkerne modtages de manuelt, da automaterne ikke kan håndtere disse. Desuden vil det – ligesom for mælkedunkenes vedkommende – kræve særlige forholdsregler, hvis forbrugerne skal have mulighed for at bringe de tomme emballager gennem salgslokalerne.

Fra butikkerne bringes emballagerne til en virksomhed for genvinding af plastemballagerne. Da det ikke kan udelukkes, at forbrugerne vil aflevere bakker af andre plasttyper end PET, vil der indgå en separering af de forskellige plasttyper, udover de processer, der forventes ved genanvendelse af f.eks. mælkeemballagerne.

3.6.2 Alternativ 2: Materialegenvinding via kommunal indsamling

Dette system vil være baseret på de kommunale indsamlinger, og pant vil ikke være relevant. Systemet vil sandsynligvis kræve opstilling af separate indsamlingscontainere for plast. Containerne vil evt. ligeledes kunne anvendes til andre plastemballager.

Der vil være behov for en relativ høj tømningsfrekvens, da der givet vil kunne opstå hygiejniske problemer, selvom det forventes at de fleste forbrugere skyller emballagerne. Fra de kommunale indsamlingssystemer, skal emballagerne bringes til den virksomhed, som kan oparbejde plasten. Dette vil ganske givet omfatte en yderligere rengøring, fragmentering/granulering, separering af de forskellige plasttyper samt smeltning.

Det skal bemærkes, at der i udlandet, f.eks. Sverige, findes indsamlingssystemer for plastemballager, der omfatter alle plastemballager. Der findes således praktiske erfaringer med systemer, der svarer til det her beskrevne.

3.7 Mærkning og information

Generelt vil de alternative systemer for returnering af de udvalgte emballager stille krav til ændret adfærd hos både forbrugerne og forhandlerne.

En forudsætning for en høj returneringsgrad er, at emballagerne pålægges pant i de private indsamlingssystemer.

For øl- og sodavandsemballager er der allerede klare regler for pant og mærkning af emballagerne i medfør af ”Bekendtgørelse om pant og indsamling mv. af emballage til øl og visse læskedrikke”. En pantmærkning skal være unik dansk for at der kan skelnes mellem emballager købt i danske butikker og emballager indført via grænsehandel, som der ikke nødvendigvis er betalt pant for.

Der er tydelige tegn på at forbrugerne har vanskeligt ved at forstå de nuværende returnerings- og genanvendelsessystemer. Det er tilsyneladende vanskeligt for mange forbrugere at huske hvilke emballagetyper der er pant på og hvilke der ikke er pant på,.

Ved udvidelse af antallet af emballager, der skal returneres bør man bestræbe sig på at gøre systemerne logiske, men det kan ikke udelukkes, at det af forbrugerne vil blive oplevet som en yderligere kompleksitet, i hvert fald i en overgangsperiode.

For både de butiksbaserede og de kommunalt baserede systemer vil der være derfor være behov for øget information til forbrugerne, udover mærkning af emballagerne.

4 Basisdata for emballager og systemer

Dette kapitel indeholder de basisdata, som der er anvendt i de efterfølgende miljø- og økonomiberegninger for de fem emballagetyper.

Der er dels tale om statistiske data om de pågældende emballagers salgsvolumen m.v., dels tale om forudsætninger, der er fastlagt om emballagernes vægte og materiale samt kørselsafstande m.v. ved håndtering af emballagerne i de alternative håndteringssystemer.

For at kunne sammenligne de miljømæssige og økonomiske konsekvenser mellem de alternative håndteringssystemer og de eksisterende, er der taget udgangspunkt i data om det eksisterende salgsvolumen (2001), og ikke i et skønnet fremtidigt salgsvolumen. Dette gælder dog ikke for flasker til alkoholdrikke, hvor der på det seneste er sket en stor vækst, så her er der regnet med det forventede salg et par år frem i tiden. Det vurderes, at det ikke er væsentligt om der anvendes eksisterende eller fremskrevne mængder, da miljø- og økonomiberegningerne kun opgør forskellene mellem de eksisterende og alternative affaldshåndteringssystemer.

Data er opdelt i dels fysiske data, der primært anvendes til miljøvurderingen, dels i økonomidata, der primært anvendes til økonomivurderingerne.

4.1 Fysiske basisdata

De fysiske data er opdelt i dels data for de fem emballagetyper, der er generelle for alle affaldshåndteringssystemerne, dels data for affaldshåndteringssystemerne, der er opdelt i det eksisterende system og de alternative systemer.

4.1.1 Fysiske basisdata om emballagetyperne

Tabel 4.1 nedenfor viser det salgsvolumen, emballagevægt, materiale m.v., der er taget udgangspunkt i ved beregningerne for de enkelte emballagetyper. Salgsvolumenet repræsenterer det samlede årlige salg (2001-tal) af den pågældende emballagetype (bortset fra alkoholdrikkene). De angivne oplysninger om emballagemateriale og -vægt er udtryk for de mest anvendte emballager inden for den pågældende type.

De detaljerede oplysninger, der er anvendt ved beregningerne, fremgår af bilag 1.

Da beregningerne kun medtager de processer, hvor der er forskel mellem de eksisterende og de alternative systemer medtages etiketterne på emballagerne ikke. Etiketterne går til forbrænding uanset om der ses på de eksisterende eller alternative systemer.

Ligeledes vil kapslerne til engangsflasker og propper til vinflasker ikke blive medtaget, da der under alle omstændigheder vil blive bortskaffet med dagrenovationen. Plastlåg til mineralvandsflasker og mælkedunke er medtaget i beregningerne.

4.1.1.1 Emballagetype 1: Mineralvand, engangsplastflasker

Der omsættes ca. 32,5 millioner flasker mineralvand om året i Danmark. Omsætningen er steget markant inden for det seneste årti og forventes at stige yderligere de kommende år.

Mineralvand markedsføres i mange forskellige slags engangsplastflasker og i forskellige volumener, typisk fra 0,33 l til 1,5 liter. Her i rapporten er regnet med et gennemsnitsvolumen på 70 cl. Sådan en flaske vejer typisk 25 g, hvortil der skal lægges 2 gram for kapslen. Dette gennemsnit er beregnet ud fra en antagelse om at 60% af mineralvandsmængden emballeres i 0,5 liters flasker og de resterende 40% i 1,5 liters flasker.

Efter en hurtig screening i et par supermarkeder, synes der i alt overvejende grad at blive anvendt plastflasker af PET. Der sælges mindre mængder i PE-flasker. Skruelåget er typisk af PP.

Såvel PET flasker som PP skruelåg antages at blive genvundet i de alternative systemer. Der er skelnet mellem disse to materialetyper i visse dele af de beskrevne systemer og i miljøberegningerne, se bilag 2. F.eks. er der flere af processerne, der ikke er opdelt, eksempelvis antages det, at der bruges samme mængde energi til genvindingsprocesserne og samme tab ved sortering. Derimod tages der hensyn til at der er forskel på kvalitetstabet ved genvinding og på emissioner ved forbrænding.

4.1.1.2 Emballagetype 2: Alkoholdrikke, engangsglasflasker

Alkoholdrikke eller alkohol-sodavand er et produkt, der er vokset frem i Danmark inden for de seneste fem år. Salget er stiger hurtigt med et samlet vurderet salg på 30 mio. flasker pr. år i løbet af få år. De fleste af varianterne er baseret på spiritus og læskedrik, mens nogle få er baseret på gæret malt og læskedrik. De malt-baserede er omfattet af pantbekendtgørelsen og dermed pålagt pant. De udgør indtil videre en mindre del af alkoholdrikkene, og indgår ikke i beregningerne i denne rapport.

Der findes et tocifret antal forskellige mærker med hver deres emballagedesign, men alle er emballeret i engangsglasflasker med metal-kapsel og lamineret papir-etiket. Voluminerne er på 0,25 – 0,33 l. Her er regnet med et gennemsnitligt volumen på 0,3 l.

Flaskerne vejer typisk omkring 220 g, hvilket der er taget udgangspunkt i beregningerne. Metal-kapslen vejer ca. 4 g.

Et udvalg af emballagerne er vist i fig. 4.2 nedenfor. Det bemærkes, at flasken til venstre er maltbaseret og derfor pantbelagt, mens den anden flaske, der er spiritusbaseret ikke er pantbelagt. I dette projekt regnes der kun på de ikke-pantbelagte glasflasker til de spiritusbaserede alkoholdrikke med en omsætning på 30 mio. flasker pr. år.

Flasken til venstre er en pantflaske, da den er omfattet af pantbekendtgørelsen, mens den til højre ikke er.

4.1.1.3 Emballagetype 3: Vin, glasflasker

Vinsalget har været støt stigende gennem de seneste tredive år, men synes nu at stagnere. Størstedelen sælges på glasflasker med et volumen på 0,75 l. Der er et utal af forskellige flaskedesign, men en række flasketyper er standardflasker. En mindre del sælges som genbrugsflasker med pant, som så kan returneres til de pågældende butikker. Størstedelen sælges dog som engangsflasker, som kan afleveres til flaske-containere, butikkerne eller indsamles gennem henteordninger.

En betydelig del af de indsamlede ikke-pantbelagte flasker sorteres, skylles og genbruges. En mindre del kan ikke genbruges, enten fordi de ikke er standardflasker, eller fordi de er beskadigede eller knuste. Disse flasker går til skår-genvinding.

Der omsættes i alt ca. 201 millioner vinflasker om året i Danmark, eksklusiv grænsehandelen. Ved opgørelser af denne karakter rejser der sig altid spørgsmålet, hvorledes mængderne fra grænsehandelen skal indgå i kalkulationerne. Det er givet, at private borgere importerer en stor mængde vin indkøbt syd for grænsen. Så godt som alle disse vinflasker tømmes her i landet og vil selvsagt skulle håndteres af de danske affaldshåndteringssystemer. I væsentlig mindre omfang køber svenskere også vin i Danmark og disse flasker, skal ikke håndteres af de danske affaldshåndteringssystemer.

Bedømmelsen af emballagemængder fra grænsehandel er en problematik, der behandles i forbindelse med de årlige opgørelser af emballageforsyningen i de enkelte EU medlemslande. Her har man indtil videre besluttet, at mængderne fra grænsehandel registreres som forbrugt i de lande, hvor produkterne med tilhørende emballage er indkøbt. Det vil sige, at vinflaske-mængden indkøbt af danskere i Tyskland registreres som emballage forbrugt i Tyskland. Disse opgjorte emballageforsyningstal bliver bl.a. brugt til at måle i hvilken udstrækning, de enkelte medlemslande lever op til målene i emballagedirektivet. På denne baggrund er det her i projektet besluttet kun at kalkulere med den mængde vinflasker, som sælges i Danmark.

Flaskerne vejer typisk 475 g. Desuden er flaskerne udstyret med en kork- eller plastprop på ca. 4 g. Propperne indgår ikke i miljø- og økonomivurderingerne, da de i alle systemerne forventes at bortskaffes ens, nemlig via dagrenovationen.

I dette projekt sigtes der mod, at indsamle en så stor mængde hele vinflasker som muligt. Hvis flaskerne pålægges pant og skal returneres til et privat retursystem anses det for realistisk, at andelen af hele flasker til genpåfyldning ender på 63%, og at 32% går til genvinding (skår). For det kommunale indsamlingssystem kan andelen af hele flasker eksempelvis ved brug af flaskestoppere i flaskecontainerne øges, men andelen af hele flasker til genpåfyldning anses generelt at blive mindre end for det private system, nemlig ca. 50%.

4.1.1.4 Emballagetype 4: Mælk, engangsplastdunke

Mælk i plastdunke og –flasker blev introduceret for en del år siden på det danske marked, men først for et par år siden blev emballagerne gængs i de danske supermarkeder, især til større voluminer, f.eks. 1,5 og 2 liter. Desuden blev introduceret en række nye mælkeprodukter som drikkeyoghurt på mindre plastflasker. Der skønnes en samlet omsætning på 15 mio. dunke per år.

I denne undersøgelse er der udelukkende set på de store dunke til letmælk og sødmælk. Der er kun et fåtal forskellige flasketyper, typisk af PE (nærmere betegnet af HDPE, high density polyethylen). Emballagerne vejer omkring 36 g. Der anvendes et plast-skruelåg af PE, som vejer 4 gram – altså en samlet vægt på 40 gram pr. emballage.

4.1.1.5 Emballagetype 5: Convenience-produkter, engangsplastbakker

Convenience-produkter er et produktområde, der har haft en stigende omsætning de seneste år, og det forventes fortsat at stige de kommende år. Produktområdet er ikke veldefineret, men i dette projekt er der fokuseret på dels færdigpakkede middagsretter, der blot skal opvarmes i ovn, dels færdigpakkede ”mellemmåltider”, der ikke kræver opvarmning.

Til færdigretter anvendes der i overvejende grad PET-bakker (C-PET), der kan tåle temperaturer op til 220 oC og dermed kan anvendes til opvarmning i både mikrobølgeovne og almindelige ovne. Der anvendes i mindre udstrækning bakker af PP (Ho-PP), som dog kun kan klare temperaturer på 120 oC, og dermed kun kan anvendes til opvarmning i mikrobølgeovne. For at være på den sikre side, anvender de fleste producenter af convenience-produkter C-PET bakker (Ref. Færch Plast A/S).

Til convenience-produkter, der ikke skal opvarmes, anvendes ofte en anden type PET-pakninger, nemlig A-PET, som er glasklar, men ikke kan tåle opvarmning. Der findes til dette produktsegment flere forskellige andre typer emballager, f.eks. plastfolie og pergamentpapir.

I projektet er der gået ud fra at størstedelen af produkterne sælges i PET-emballager. Der er regnet med, at der er et årligt salg på 25 millioner stk., og at gennemsnitsvægten ligger på 25 g.

4.1.2 Fysiske basisdata om affaldshåndteringssystemerne

Dette afsnit indeholder en oversigt over fysiske basisdata for affaldshåndteringssystemerne, hvilket vil sige data om kørselsafstande, energiforbrug, vandforbrug og pladsbehov m.v.

De fysiske data for affaldshåndteringssystemerne er sammenfattet i tabel 4.2 nedenfor.

Skemaet ovenfor indeholder kun data om skønnet returneringsandel m.v. for flasker til alkoholdrikke og vin, da disse er de eneste af de valgte emballagetyper, der er omfattet af eksisterende genanvendelsesordninger. Glasflaskerne deltager i et tostrenget genanvendelsessystem. Således er visse af emballagerne pantbelagte og kan returneres til butikkerne. Desuden kan alle emballagerne afleveres gennem de kommunale glasindsamlings-containere.

Det bemærkes, at især de skønnede data for alkoholdrikkene er behæftet med en del usikkerhed, da der er tale om et relativ nyt produkt.

De angivne transportafstande er udtryk for et skøn over gennemsnitlige afstande for landet som helhed. I de tilfælde, hvor der tidligere er gennemført undersøgelser, f.eks. for vinflaskers vedkommende, er der taget udgangspunkt i disse data.

Data i tabellen nedenfor dækker de forhold, der vedrører genanvendelse af de fem emballager via private ordninger tilknyttet butikkerne. Det antages, at mælkedunkene og bakkerne fra convenience-produkterne vil kræve skylning hos forbrugerne for at kunne returneres. Derfor er der angivet et vist vandforbrug her, i modsætning til de tre andre emballagetyper, som ikke vil kræve skylning for at kunne returneres. Mælkedunke og plastbakker kan ikke modtages via pantautomaterne, så de forudsættes modtaget manuelt.

For emballager til vin, mælkedunke og convenience-produkter er der indregnet et ekstra arealbehov til lagring af de emballager, der modtages i butikkerne.

Skønnet over returneringsandel bygger på erfaringerne fra lignende ordninger (f.eks. for øl- og sodavandsemballager). Skønnene for de emballagetyper, der ikke er erfaringerne med, især bakker til convenience-produkter er naturligvis behæftet med en del usikkerhed.

Tabel 4.3: Fysiske basisdata for de alternative affaldshåndteringssystemer, baseret på privat retursystem, Alternativ 1

I tabel 4.4 nedenfor præsenteres de fysiske basisdata for de alternative systemer baseret på kommunalt retursystem, Alternativ 2

Transportafstande bygger på et skøn over gennemsnitlige afstande for landet som helhed, ligesom i tabellen ovenfor. Den del af emballagerne som ikke returneres til genanvendelse vil følge affaldsbortskaffelsesvejene ligesom i det eksisterende affaldshåndteringssystem.

Tabel 4.4: Fysiske basisdata for de alternative affaldshåndteringssystemer baseret på et kommunalt retursystem, Alternativ 2

I tabel 4.5 nedenfor er angivet basisoplysninger om de køretøjer, der antages anvendt ved transport af emballagerne. Desuden er angivet, hvilke funktioner de tre typer vogne primært er anvendt til i affaldshåndteringssystemerne.

4.2 Økonomiske basisdata

De følgende afsnit indeholder de økonomiske basisdata, som er anvendt ved økonomi-beregningerne i kapitel 6. Økonomiberegningerne bygger tillige på en række fysiske data, som indgår i tabellerne ovenfor. En mere omfattende liste over økonomi-dataene fremgår af bilag 3.

Økonomidata er opdelt i økonomidata for emballagerne og data for affaldshåndteringssystemerne.

Hvert enkelt forbrændingsanlæg har omkostninger ved forbrænding af affaldet. Disse omkostninger dækkes af dem, der afleverer affaldet. Omkostningen pr. tons hertil varierer bl.a. ud fra stordriftsfordele m.v. På basis af umiddelbart tilgængelige oplysninger om priser fra de enkelte anlæg ganget med indbyggertallet i de enkelte kommuner, er der udregnet et vejet gennemsnitstal. Gennem denne beregning fås en gennemsnitlig udgift til forbrænding på 255 kr. pr. tons. Opgørelsen er baseret på priser fra 2002 (Ref.: VidenCenter for affald, 2003).

Forbrændingsafgiften til staten er et fast beløb pr. tons affald, der bliver afleveret til forbrænding. Satsen er i øjeblikket på 330 kr. pr. tons.

Omkostningen hertil er på samme måde todelt med en direkte udgift samt en offentlig afgift. Prisstrukturen for affaldsselskaberne er meget differentieret for deponering, så det har ikke været muligt inden for dette projekts rammer på tilsvarende vis at udregne et vejet landsgennemsnit. Derfor er omkostningen vurderet ud fra listepriser. Deponeringsudgiften er fastsat til 350 kr. pr. tons og slaggeudgiften til 175 kr. pr. tons. Til disse beløb skal lægges den tilhørende statsafgift på 375 kr. pr. tons til alt deponering af affald. Det giver de samlede omkostninger, som er vist i tabel 4.6.

Der er kalkuleret med de pantstørrelser, som er nævnt i Pantbekendtgørelsen (Ref. ”Bekendtgørelse om pant og indsamling m.v. af emballager til øl og visse læskedrikke”). Pantbeløbene heri er differentieret efter emballagestørrelserne. Pantbeløbene er ens for genpåfyldelige og engangsemballager for at undgå en prismæssigt forfordeling i panten – set i relation over til rådighedsbeløbet hos forbrugerne (det kontante beløb, der skal erlægges ved køb af produktet). I modsætning til de genpåfyldelige emballager behøver der ikke at være prismæssigt sammenhæng mellem pantbeløbet og emballagens indkøbspris for engangsemballage.

I denne rapport bruges pantsatserne til at opgøre beløbet for ikke indløst pant. For alle de emballager, der ikke kommer retur til butikkerne, skal der ikke tilbagebetales pant. Dette beløb står i første omgang som et overskud i administrationsselskabet. For engangsemballager til øl og sodavand er det sådan, at Pantbekendtgørelsen fastlægger, at denne overskudspant kun må anvendes til udvikling og andre særlige formål. Den må ikke indregnes i selve driften af systemet. I rapporten er den samlede overskudspant kalkuleret på basis af den ikke returnerede andel af emballagerne samt de respektive pantsatser. Beløbet for overskudspant er ikke indregnet i kalkulationerne.

De indsamlede emballagematerialer kan sælges videre til virksomheder, der forarbejder materialerne, således at de på ny kan anvendes ved produktion af nye produkter. Derved opnår den organisation, der varetager indsamlingen en indtægt, såfremt salgsprisen er positiv. Alternativt må man betale for at komme af med materialet.

De virksomheder, som køber materialet foretager så en forarbejdning af materialet eller sælger det videre til forarbejdning hos andre virksomheder.

Eftersom nærværende projekt ikke har til formål, at gå nærmere ind på selve genbrugsvirksomhedernes økonomi, er det valgt blot at indregne den pris, som der kan opnås ved salget til disse virksomheder.

De interne procesomkostninger hos genbrugsvirksomhederne holdes således uden for økonomiberegningerne.

*1 Miljøprojekt nr. 733, 2002, Kommunale indsamlingssystemer for glasemballage fra husholdninger; Gennemsnitsberegning af opnåede priser i 15 undersøgte kommuner.

*2 Ifølge en dansk materialehandler svinger priserne meget afhængig af udbud og efterspørgsel. Inden for 1 år har priser ligget på mellem 300 og 1.000 kr. pr. tons i de kvaliteter, der her er tale om - mange mineralvandsflasker er blåtonet. Det kræves ligeledes, at materialerne er ordentligt emballeret f.eks. i baller, så transportomkostningerne minimeres. Der kalkuleres med et gennemsnit mellem de 2 nævnte priser.

*3 Miljøprojekt nr. 695, 2002, Samfundsøkonomisk analyse af bortskaffelse af plastflaske- og dunkeaffald fra husholdninger.

5 Miljøvurdering

Dette kapitel indeholder en vurdering af de miljømæssige konsekvenser ved at gennemføre de foreslåede alternative indsamlings- og håndteringssystemer sammenlignet med de eksisterende systemer for de udvalgte emballager. Der gives en kort præsentation af den livscycklusvurderingsmetode, der ligger til grund miljøvurderingen, samt de data, antagelser og udeladelser, der er brugt specifikt til miljøvurderingen. Dernæst følger en præsentation af sammenlignende miljøprofiler for hver af de fem emballagetyper, samt fortolkning af miljøprofilerne. Kapitlet afsluttes med en vurdering af usikkerheden og følsomheden ved de opnåede resultater.

Senere i kapitlet præsenteres summerede miljø- og affaldseffekt-resultater, hvor miljø- og affaldseffekten er fordelt pr. kg emballagemateriale, der er kørt til genanvendelse.

Problemet med henkastning af affald på offentlige arealer og i naturen kan ikke behandles efter den valgte livscyklusvurderingsmetode. Sidst i dette kapitel gives derfor en kortfattet kvalitativ beskrivelse og vurdering af problemet med henkastning af affald.

5.1 Metode for miljøvurdering

Miljøvurderingen er baseret på de principper der anvendes for livscyklusvurderinger. Grundlaget for livscyklusvurderingen i dette projekt er den danske UMIP-metode (Udvikling af Miljøvenlige Industriprodukter), som er udviklet af Instituttet for Produktudvikling, Danmark Tekniske Universitet. En livscyklusvurdering følger principielt et produkt fra ”vugge til grav”, dvs. fra udvinding af råstoffer, over forarbejdning, fremstilling af produkter og brug til genbrug og bortskaffelse.

De metodemæssige rammer for en livscyklusvurdering er sat i følge ISO-standarderne 14040-43. I grove træk foreskriver standarderne, at en livscyklusvurdering består af de nedenstående elementer:

Elementerne vil blive forklaret i de følgende afsnit i det omfang det er fundet praktisk relevant.

Miljøvurderingen i dette projekt er udført som en overordnet sammenlignende screening på det foreliggende grundlag. En screening kan bruges til at skabe et hurtigt overblik og identificere de væsentligste processer, men en screening går ikke i dybden med data. ”Det foreliggende grundlag” betyder, at der er taget udgangspunkt i de tilgængelige litteraturdata og data fra databaser, som det umiddelbart har været muligt at fremskaffe. Det eksisterende datagrundlag til brug for livscyklusvurderinger af emballager er omfangsrigt og af god kvalitet. Screeningen kan her give indikation af fordele og ulemper ved forskellige alternativer, men kan ikke anvendes som endegyldig dokumentation for, om den ene løsning er miljømæssigt at foretrække for den anden. Den giver således et fingerpeg om de væsentligste miljømæssige forhold ved det undersøgte system. Usikkerheden på resultaterne er væsentligt større for en screening end for en detaljeret livscyklusvurdering.

5.2 Formål

Formålet med miljøvurderingen i dette studie blev omtalt i tidligere kapitler. Kort opsummeret er formålet, at opgøre og sammenligne de miljømæssige konsekvenser ved de eksisterende bortskaffelsessystemer for de fem valgte emballagetyper, med de foreslåede alternative bortskaffelsessystemer. Det skal vurderes om ændring af systemerne er ”miljømæssigt fornuftige eller ej”. Sammenligningen kan så efterfølgende indgå som et element i vurderingen af, om det er værd at indføre de foreslåede alternative bortskaffelsessystemer.

5.3 Afgrænsning

5.3.1 Studiets omfang

En livscyklusvurdering følger som tidligere beskrevet princippet om, at følge et produkt fra ”vugge til grav”. Dette studie omfatter imidlertid kun bortskaffelsessystemerne for de fem valgte emballagetyper, og dermed kun en del af den samlede livscyklus. Bortskaffelsessystemerne indeholder alle processer efter forbrugeren har forbrugt emballagen, over indsamling til at materialet enten forbrændes, deponeres eller genanvendes til andre produkter. De enkelte systemer er beskrevet i kapitel 3.

5.3.2 Afgrænsning af inkluderede processer

Da projektet drejer sig om at analysere konsekvenserne af nogle mulige ændringer af det eksisterende system for indsamling og genanvendelse af en række emballagetyper, er der fokuseret på ”de berørte processer”. Det vil sige, at der fokuseres på processer i emballagens bortskaffelsesfase, og på hvad de foreslåede ændringer medfører enten af merforbrug eller besparelser.

Livscyklusvurderingerne af emballagebortskaffelsessystemerne er som tidligere beskrevet screeninger. Det betyder, at der er foretaget nogle udeladelser, som vurderes at være af mindre betydning for nøjagtigheden af resultatet. Nogle forudsætninger og antagelser er nævnt i kapitel 4 om basisdata, andre generelle forudsætninger er nævnt i kapitlet med økonomivurderingen. Specifikke forudsætninger og antagelser for miljøvurderingen er nævnt i dette kapitel.

Bortskaffelsen af etiketterne til alle emballagetyper afhænger af, hvor emballagen ender, da etiketterne sidder fast på emballagen og som regel ikke bliver fjernet af forbrugeren. Det forudsættes at etiketterne bliver brændt uanset, om emballagen ender på et flaskeskylleri, et plastgenvindingssted eller i skraldespanden. Den ekstra transport af etiketter som vil ske i nogle scenarier anses for ubetydelig og bortskaffelsen af etiketter er derfor udeladt.

Bortskaffelsen af korkpropper og kapsler til alkoholdrikke udelades ligeledes, da disse vil blive smidt i skraldespanden uafhængig af, hvordan flasken bortskaffes. Derimod inkluderes skruelågene af henholdsvis polypropylen og polyethylen til mineralvandsflasker og mælkedunke i beregningerne på lige fod med resten af emballagen, da disse forudsættes ført videre sammen med i emballagerne i både bortskaffelses – og genanvendelsessystemerne.

Transport til butikker for at hente tomme flasker vil for det meste ske i forbindelse med levering af fyldte flasker. Kørsel til butik er derfor ikke medtaget. Al øvrig transport i bortskaffelsessystemet inkluderes.

Sekundær emballage, dvs. transportemballage til emballering af de vurderede emballager, er udeladt fra undersøgelsen, da det vurderes, at mængderne er ubetydelige i forhold til de undersøgte systemer. Denne antagelse tages op i usikkerhedsvurderingen.

Mineralvandsflasker, glasflasker til alkoholdrikke og vinflasker antages ikke at blive skyllet, før de sendes til genanvendelse, mens mælkedunkene og engangsplastbakkerne til færdigretter antages at blive skyllet. Mælkedunkene skylles med koldt vandt, mens engangsplastbakkerne vaskes med lunkent vand og sæbe. Nogle af plastemballagerne til convenience-produkter kan ikke forventes skyllet, f.eks. emballager til sandwich m.v., så de angivne forbrug af vand og sæbe er et skønnet gennemsnit for alle emballagerne i denne kategori. Rensning af spildevand på anlæg er inkluderet som en del af bortskaffelsessystemerne.

Principielt skal al materiel brugt til indsamlingen og genanvendelse af emballagerne inkluderes, herunder lastbiler, modtagelsesanlæg, flaskeskyllerier, sorteringsanlæg mv. Materiellet udelades almindeligvis fra livscyklusvurderinger udfra erfaringen om, at det som regel har ringe betydning i forhold til de produkter, der produceres af systemerne.

Flaskecontainere til indsamling af plastemballager er inkluderet, mens de er udelukket for glasemballagerne. Her antages det, at tømningsfrekvensen for de eksisterende flaskecontainere sættes op, hvilket påvirker transporten, men ikke i væsentlig grad flaskecontainernes levetid.

Energiforbruget til håndtering af flaskerne i butikkernes automater er inkluderet. de anvendte data er baseret på oplysninger fra en flaskeautomatsproducent.

Der tages hensyn til at forbrænding af plast producerer energi, mens behandling af glas i forbrændingsanlæg kræver energi. Den producerede energi, fordelt på henholdsvis elektricitet og varme, erstatter anden produktion af elektricitet og varme.

De processer, der er inkluderet i miljøberegningerne for de enkelte emballagetyper, fremgår af bilag 2.

5.3.3 Tidsmæssig og geografisk afgræsning

Projektets resultater beskriver konsekvenserne ved ændring af de forskellige bortskaffelsessystemer i fremtiden. Der vil evt. ske ændring i teknologien for genvinding af materialer, men da det ikke er muligt at indsamle data for ikke-eksisterende teknologier, benyttes der data fra eksisterende teknologier, der vurderes med rimelighed at være repræsentative for de nærmeste års teknologiniveau.

Der er taget hensyn til, at nogle processer i bortskaffelsessystemerne vil ske uden for den danske grænse, eksempelvis vil nogle glasflasker blive transporteret til skylning og genopfyldning i udlandet. Indsamlet plastemballage med henblik på genanvendelse vil typisk blive oparbejdet i udlandet.

5.3.4 Funktionel enhed

Den ”funktionelle enhed” er defineret som den genstand eller proces, som underkastes miljøvurdering. Beregninger i forbindelse med en livscyklusvurdering skal ske i forhold til en fastlagt mængde; det kan eksempelvis være ”kg emballage”, ”en persons årlige forbrug af emballagetype X” eller ”al forbrugt emballage af bestemt type i Danmark pr. år”.

Den funktionelle enhed er vigtig at definere i overensstemmelse med formålet for livscyklusvurderingen og den funktion, som systemet har. Formålet er her at sammenligne bortskaffelsessystemer, og det er derfor vigtigt, at de systemer som sammenlignes har samme funktion og at der tages hensyn til, at der er samspil med andre funktioner.

” Forbrugt mængde emballagemateriale X til emballering af produkt Y pr. år i Danmark”

”Systemudvidelse” er i dag almindeligt accepteret i livscyklusvurderinger og anbefalet af standardiseringsorganisationen ISO. For dette studie betyder systemudvidelsen, at der ved eksempelvis genvinding af et materiale antages at det genvundne materiale erstatter primært (nyt) materiale, dvs. der bliver taget hensyn til, at der skal produceres en mindre mængde nyt materiale, og at der eventuelt også skal produceres færre hele emballager, hvis disse også kan genbruges direkte. Dette kaldes ”at godskrive”, hvilket betyder at man trækker en mængde primært materiale fra systemet svarende til mængden af det genvundne materiale. Hvis det genvundne materiale ikke har en tilsvarende kvalitet som et nyt råmateriale skal systemet til gengæld ”betale” for enten at føre det genvundne materiale tilbage til den oprindelige kvalitet eller også kan man gøre antagelser om, hvor meget genvundet materiale der skal til for at give samme funktion som et nyt råmateriale. Det betyder, at systemet med genvinding skal betale for såvel oparbejdelse og det eventuelle kvalitetstab af materialet, der sker ved genvindingen, også kaldet lødighedstab. Derfor figurerer der i systemerne i diagrammerne i kapitel 3 kasser, hvor der står ”sparet produktion af råvare”, ”sparet produktion af emballage” og ”lødighedstab”. Yderligere information om systemudvidelse og LCA kan findes i [Weidema, 2000] og mere specifikt om systemudvidelse i LCA på emballageprodukter i [Miljøstyrelsen, 2002 (657)].

5.4 Miljøvurdering efter UMIP

Emissioner, energiforbrug, materialeforbrug osv. fra bortskaffelsessystemerne er ikke umiddelbart sammenlignelige. For at kunne udføre denne sammenligning, må de bringes på sammenlignelig form, hvilket kan gøres ved hjælp af UMIP livscyklusvurderingsmetoden. Efter UMIP-metoden sker miljøvurderingen i følgende tre trin:

Der kan læses yderligere om UMIP-metoden i [Wenzel et al, 1998] og adskilligt andet LCA-litteratur.

Vurderingen indledes med, at alle emissioner kategoriseres i miljøeffektpotentialekategorier, som drivhuseffekt, forsuring, næringssaltbelastning mv. I kategoriseringen tages hensyn til emissionernes størrelsesmæssige miljøeffekt i relation til en referenceenhed, eksempelvis er CO₂ referenceenhed for drivhuseffekten. Emission af andre drivhusgasser, f.eks. 1 g CH₄ giver en miljøeffekt der svarer til udledning af 25 g CO₂, mens 1 g CO er ækvivalent med 2 g CO₂. Alle bidrag til en effektkategori kan herefter summeres, da de er relateret til samme referenceenhed. En emission kan godt bidrage til flere effektkategorier.

Herefter normaliseres bidragene til de enkelte effektkategorier og ressourceforbrug. Normaliseringen sker ved at relatere miljøeffekterne og ressourceforbruget i det undersøgte system til én persons gennemsnitlige bidrag til miljøeffekterne og forbrug af ressourcer pr. år. Herved får man et indtryk af hvilke effekter, som det undersøgte system bidrager henholdsvis meget og lidt til.

Vægtning er i følge ISO-standarderne et valgfrit trin i en livscyklusvurdering, nogle metoder anbefaler vægtning, andre gør ikke. UMIP-metoden anbefaler vægtning, da det belyser, hvor alvorlige miljøeffektkategorierne vurderes at være i forhold til hinanden. I UMIP-metoden baseres vægtningen på den politiske prioritering i Danmark af de enkelte miljøeffekter, og vægtningsfaktorerne er dermed et udtryk for, hvor meget samfundet kræver, at bidragene til de forskellige miljøeffekter skal nedbringes. Vægtningsfaktorerne afspejler ikke, om den ene kategori giver større miljøbelastninger end den anden, men afspejler mere en politisk prioritering. Efter vægtningen er det – forudsat at man accepterer den miljøpolitiske prioritering – muligt at få en entydig miljømæssig sammenligning de undersøgte produktet. Enheden for de vægtede miljøeffekter er PEM (Person Ekvivalenter Målsat), som udtrykker miljøeffekterne i forhold til den politisk målsatte belastning pr. person.

For ressourceforbrug findes en tilsvarende vægtningsmetode, hvor forbruget sættes i relation til forsyningshorisonten for de forskellige ressourcer. Enheden for vægtede ressourceforbrug er PR (Person Reserver) , der udtrykker den kendte andel af den pågældende ressource, som hver verdensborger i gennemsnit råder over.

Resultaterne i denne rapport er vægtede resultater. De vægtede resultater for miljøpåvirkningskategorierne kan lægges sammen til én værdi, som angiver miljøpåvirkningen for den funktionelle enhed for et givet system. Denne værdi kan sammenlignes med en tilsvarende vægtet resultatet for et andet system. Hermed er det muligt at foretage en ”entydig” miljømæssig sammenligning mellem to alternative systemer. Tilsvarende for ressourceforbruget. Resultaterne for henholdsvis miljøeffekter og ressourceforbrug kan ikke sammenlignes indbyrdes.

5.4.1 Medtagne kategorier

Affald er i sig selv ikke en miljøeffekt, men anvendes som indikator for de effekter, affaldsdeponering kan medføre eksempelvis beslaglæggelse af areal og risiko for nedsivning af perkolat.

I dette projekt er det valgt at udelade toksicitetseffekter og arbejdsmiljøeffekter. Det skyldes at datagrundlaget for disse effekter er mangelfuldt og behæftet med store usikkerheder.

Stratosfærisk ozonnedbrydning er udeladt, da denne effekt normalt ikke længere anses for problematisk i produktsystemer, hvor de ozonnedbrydende stoffer er udfaset. Brugen af ozonnedbrydende stoffer er forbudt i Danmark, og dette afspejles i vægtningsfaktoren, der nu er lig med 0.

Normaliserings- og vægtningsfaktorer er netop ved at blive opdateret for miljøpåvirkningskategorierne: Drivhuseffekt, forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk ozondannelse. De nye faktorer er endnu ikke publiceret, men det forventes at ske med meget få ændringer i forhold til, hvordan de ser ud på nuværende tidspunkt (November 2003). Selv om de nye faktorer endnu ikke er publiceret er det besluttet at benytte dem til beregninger her, da de vil give et mere korrekt billede af miljøpåvirkningerne i forhold til de gamle vægtningsfaktorer. Faktorerne for affaldskategorierne, og ressourcekategorierne opdateres ikke, derfor bruges de gamle faktorer for disse kategorier. Forneden i tabel 5.1 ses de normaliserings- og vægtningsfaktorer der er anvendt for de relevante miljøvurderingskategorier i dette projekt. Faktorer for affald og ressourcer stammer fra [Wenzel, et al, 1997], de nye faktorer fra [Strandorf et al, 2004].

5.5 Generelle data for emballagesystemer

De fælles basisdata for økonomi og miljøvurderingerne, som eksempelvis data om køretøjstyper og transportafstande er anført i kapitel 4 om basisdata. De data og forudsætninger der udelukkende vedrører miljøvurderingen beskrives i de følgende afsnit.

Data fra databasen til UMIP PC-værktøjet er brugt i dette projekt i den udstrækning, der har være data til rådighed, og at disse har været af tilfredsstillende kvalitet. Databasen har været præget at forældede data, men er for nylig blevet opdateret med tidssvarende data om transportprocesser og processer om genvinding af plast (Ref.: ”Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast - Eksempler med udgangspunkt i konkrete produkter”, Miljøprojekt 657, 2002). En oversigt over inkluderede processer og data kan ses i kapitel 3 og 4. UMIP databasen kan læses fra UMIP's PC-værktøj.

5.5.1 Transport

De skønnede transportafstande samt køretøjstyper brugt i de enkelte dele af bortskaffelsessystemerne blev præsenteret i kapitel 4.

I miljøvurderingen er det nødvendigt at tage hensyn til kapacitetsudnyttelsen af lastbilen, da det har betydning for miljøbelastningen, samt for valg af transportproces i UMIP-databasen. Ved indsamling af affald fra offentlige affaldskurve er der taget hensyn til, at der køres med en lav kapacitetsudnyttelse, mens den lastbil, der eksempelvis kører emballageaffaldet fra opsamlingssted til genanvendelse, forventes at køre fuldt udnyttede. Der er ligeledes taget hensyn til, at plast har en lav vægtfylde i forhold til glas, således at en fuld lastbil kører med 70% kapacitetsudnyttelse (vægtmæssigt), når den er læsset med plast, men med 100% kapacitetsudnyttelse, når den er læsset med glas.

Ved kørsel med små og mellemstore lastbiler regnes der med ”blandet lokal kørsel”, hvilket vil sige 32% i byer, 44% på landevej og 24% på motorvej, mens der ved kørsel med store lastbiler regnes med ”blandet kørsel i Danmark”, der svarer til 5% i byer, 15% på landevej og 80% på motorvej. Det er ikke nødvendigvis den korrekte fordeling af kørselstypen, for den enkelte kørsel, men det vurderes, at det dækker et gennemsnit for de forskellige typer lastbiler.

5.5.2 Vandforbrug til skylning i hjemmene

Som tidligere beskrevet antages det at mælkedunke og engangsplastbakker skylles før de afleveres til genanvendelse, mens dette ikke sker for de øvrige emballagetyper.

Det antages, at der i gennemsnit bruges 0,2 l vand til skylning af mælkedunke i hjemmet. Der bruges almindeligt koldt postevand, så der medregnes ikke et energiforbrug til opvarmning af vandet. Der benyttes en alm. spildevandsproces fra UMIP-databasen til rensning af vandet fra mælkedunkene.

Til skylning af engangsplastbakker til convenience-produkter antages det, at der bruges 0,5 l varmt vand til skylning af en 40 g bakke (som et gennemsnit for hele emballagekategorien, hvor emballager til f.eks. sandwich m.v. næppe kan påregnes at blive skyllet). Der regnes med lunkent vand på ca. 40°C med brug af sæbe, da det anslås umuligt at rengøre emballage med madrester uden brug af varmt vand og sæbe. Sæbeforbruget anslås til cirka at være 1 gram til 0,5 liter vand, dvs. 25 g sæbe/kg emballage. Til opvarmning af vandet forventes det at der bruges ca. 0,11 MJ olie/liter vand og 0,07 MJ naturgas/liter vand at varme vandet fra 11 til 40°C. Til rensning af spildevandet benyttes en UMIP-proces beskrevet i forbindelse med [Miljøstyrelsen, 2002], hvor der regnes med miljøeffekter pr. kg COD i spildevandet. COD står for Chemical Oxygen Demand, hvilket beskriver mængden af oxygen der skal til for at nedbryde organiske stoffer. En angivelse af forbruget af ilt til rensning af spildevandet, er således et tegn på mængden af madrester eller organiske stof, der fjernes fra engangsplastbakkerne. Udfra data i [Miljøstyrelsen, 2002] anslås det, at der skylles madrester ud svarende til ca. 0,5 kg COD/kg plastbakke til convenience-produkter.

5.5.3 Håndtering i butiks modtagelsessted

Ifølge Tomra System A/S, der producerer flaskeautomater, har en gennemsnitlig automat et energiforbrug på ca. 480 W pr. time. En emballage er uanset vægt 2-3 sekunder om at passere igennem automaten. Energiforbruget for håndtering af de emballager, der kan modtages via flaskeautomat, er derfor 0,02 kWh pr. emballage med en gennemsnitlig passeringstid på 2,5 sekunder.

5.5.4 Indsamling i flaskecontainere

Der redegøres for indsamlingen i flaskecontainere under økonomikapitlet (kapitel 6). De flaskecontainere, der bruges i de nuværende indsamlingssystemer, bortskaffes via forbrænding efter endt brug. I de opsatte alternative retursystemer for emballage af plast antages det derimod, at plasten i flaskecontainerne genvindes. Flaskecontainerne antages at være af HDPE og har en forventet levetid på mellem 5-20 år, gennemsnitligt 10 år. Det har ikke været muligt at finde data for produktion af flaskecontainere, og udeladelsen vurderes ikke, at påvirke de endelige resultater.

5.5.5 Sortering

Glasemballagerne sorteres i genbrugelige flasker og skår samt i farvenuancer, mens plastemballagerne skal sorteres i plasttyper. Oplysninger om energiforbrug, emissioner mv. fra sortering af glasemballage er tilgængelige, mens det ikke har været muligt at finde oplysninger for sortering af plast. Som et overslag er det derfor valgt at bruge oplysningerne fra Miljøprojekt 556, 2000b for glassortering til alle emballagetyper. Det vurderes, at disse data er anvendelige til en screening som denne, da der hovedsageligt er tale om energiforbrug.

Materialetabet ved sorteringen vil dog være forskelligt for de enkelte emballagetyper og ligeledes afhængigt af indsamlingsmetoden. Sorteringsdata for glasemballager, der hovedsageligt er indsamlet via flaskecontainere, er tilgængelige, mens der ikke er den store erfaring med størrelsen af tabet ved sortering af plastemballage indsamlet i flaskecontainere. De procentmæssige tab ved sortering af plast er derfor fastsat udfra en skønsmæssig vurdering.

Tabet ved sortering af PET-flasker, der indsamles via et privat retursystem sættes til 0%, da indsamlingen via automater sikrer en optimal håndtering af flasken. Ved indsamling i flaskecontainere via et kommunal indsamlingssystem vurderes det, at der er et sorteringstab på 1%. Tabet ved sortering af mælkedunke af PE-plast indsamlet via privat retursystem anslås at blive på ca. 1,5%, mens tabet anslås at være på 3% for mælkedunke indsamlet via kommunal indsamling. For PET-engangsplastbakker til convenience-produkter anslås det, at der vil blive frasorteret 3% ved privat indsamling og 5% ved kommunal indsamling.

Der blev ifølge glasstatistikken for 2001 [Glasstatistik, 2001], i alt indsamlet 132.348 tons glasemballage i 2001. Heraf var 61.809 tons hele flasker svarende til 46,7%, mens andelen af glasemballage, der gik til genvinding (skår) var 53,3%. Der findes ingen opgjorte tal kun for vinflasker, men Flaskekompagniet vurderer, at den omtrentlige fordeling mellem hele vinflasker og skår er 70/30 for flasker fra butikker, mens den er 60/40 for glas fra flaskecontainere. Det antages, at der vil være et sorteringstab på 0% for det private retursystem, mens der vil være et sorteringstab på 1% for flasker hovedsageligt indsamlet via flaskecontainere. Tabet på 1% svarer til det opgivne sorteringstab i statistikken for glasemballage for 2001 [Glasstatistik, 2001].

5.5.6 Genvinding

Plastgenvinding kan enten ske ved omsmeltning af plasten eller ved granulering. Ved granulering undgår man den energikrævende omsmeltning, men det kan kun lade sig gøre for rimeligt rene plastprodukter med en vis godstykkelse, hvilket ikke er tilfældet for de emballagetyper der arbejdes med i dette projekt. Plastgenvindingen medtaget i dette projekt vil derfor være omsmeltning, der overordnet set indeholder processerne: shredding, vask, nedkværning, tørring, ekstrudering, granulering og spildevandsrensning.

I dette projekt bruges der en gennemsnitlig plastgenvindingsproces for alle plasttyper. Plastgenvindingsprocessen er beskrevet i UMIP-databasen og er baseret på data indsamlet i forbindelse med genanvendelse af PE-plastaffald [Miljøstyrelsen, 2002]. Genvindingsprocessen i UMIP inkluderer forbrænding af overskydende PE-affald fra genvindingsprocessen. Denne medtages ikke i modelleringen, da der er taget separat hensyn til denne bortskaffelse i modelleringen. Der lægges i stedet en spildevandsrensningsproces ind, svarende til den mængde vand, der bruges til vask i genvindingsprocessen. Til genvinding af PET-plast fra færdigbakker vurderes det, at der skal bruges lidt mere energi og sæbe til rensning af plasten for at gøre den klar til genvinding. Til genvindingsprocessen lægges der derfor ca. 25% ekstra el pr. kg plast til omsmeltning (0,3 kWh) samt 25 g sæbe/kg plast til rensning.

Ved genvindingsprocessen vil der opstå noget produktionsaffald fra genvindingsprocessen. Ifølge Miljøstyrelsen er tabet ved genvinding af PE-plast ca. 7,4%, denne mængde bruges til alle plastgenvindingsprocesser. [Miljøstyrelsen, 2002]

De skår, der indsamles, behandles i et skåranlæg på glasværket. Her fjernes urenheder som kapsler, etiketter mv. Herefter knuses skårene, så de kan bruges som råstof til glasproduktion. Oparbejdning af skår er hovedsageligt en energiforbrugende proces. Energiforbruget til oparbejdning af skår er på 0,00375 kWh og 0,00075 liter dieselolie pr. kg oparbejdet skår [Miljøstyrelsen, 2000b].

Udfra Glasstatistik 2001 har Rexam Holmegård deponeret en skårmængde på 693 ton i 2000, svarende til 1,3% af den mængde glasskår, de modtog på i alt 53.492 ton. Denne procentsats bruges som gennemsnitstal for tabet fra glasgenvinding [Miljøstyrelsen, 2003].

5.5.7 Kvalitetsforringelse ved genvinding

En større eller mindre kvalitetsforringelse også kaldet lødighedstab, optræder ved genvinding af mange typer materialer. Kvalitetsforringelsen ved genindvinding skyldes hovedsageligt at der kommer fremmedstoffer i materialet, mens selve omsmeltningen ofte ikke er årsag til forringelse. Produktet, der genvindes, pålægges denne kvalitetsforringelse. Til gengæld bliver mængden af genvundet materiale, der ikke baseres på nye råvarer, godskrevet i produktets livscyklus.

For glas består kvalitetsforringelsen i forurening med farvet glas, hvorved anvendelsesmulighederne for glasset generelt forringes. Selve glasset er i princippet ikke af dårligere kvalitet ved blanding af klart og farvet glas. I miljøvurderingen regnes derfor ikke med en kvalitetsforringelse, samme praksis følges i [Miljøstyrelsen, 2000b].

For plast består kvalitetsforringelsen som oftest i, at der kommer rester af trykfarve eller lim med i plasten. Kvalitetsforringelsen er forskellig fra plasttype til plasttype. Ved at tage højde for kvalitetsforringelsen af materialet, får man et tal for, hvad den genvundne mængde genbrugsmateriale svarer til i primært (virgint) materiale.

For PE-plast regnes der i dette projekt med en kvalitetsforringelse på 10%, hvilket baserer sig bl.a. på en undersøgelse fra Miljøstyrelsen [Miljøstyrelsen, 2002]. For 1 kg PE-plast ser regnestykket for kvalitetsforringelsen således ud:

Der benyttes samme lødighedstab for genvinding af PP-skuelågene fra mineralvandsflaskerne.

Undersøgelser fra Tyskland, Schweiz og Sverige viser, at der kan opnås en genvinding uden downcycling, dvs. uden kvalitetstab, for emballage af PET [Miljøstyrelsen, 2001]. Søren Pedersen fra Teknologisk Instituts Plastsektion vurderer, at det vil være realistisk at regne med et lødighedstab på 0% for PET, såfremt plasten er tørret effektivt nok, inden det gensmeltes.

5.5.8 Skylning af glasflasker

De hele glasflasker, der sorteres fra skårene, skylles på skylleri inden de påfyldes igen. På skyllerierne forbruges der hovedsageligt energi, vand og kemikalier til rensning, hovedforbruget af kemikalier er natriumhydroxid. Der benyttes data for skylning af flasker fra [Miljøstyrelsen, 2000], som indeholder specifikke data fra flaskeskyllerierne i Danmark.

Samme kilde oplyser, at der er et tab af glas fra skylningen på 3,8-4,5%. Spildet skyldes både flasker, der går itu under skylningen, men også flasker der kasseres ved kontrol efter skylningen. Spildet føres til glasgenvinding, og ifølge skylleriernes egne indberetninger, deponerede de ingen skår i 2000. Som i [Miljøstyrelsen, 2000], er der i dette projekt regnet med et gennemsnit på 4,2% spild af glas fra flaskerne, der går til skylning.

5.5.9 Energiovervejelser ved forbrænding

UMIP-databasens forbrændingsprocesser er af ældre dato, og der er ikke regnet med el-produktion fra affaldsforbrænding, da det stort set ikke fandt sted på tidspunktet for den daværende dataindsamling. Der sker nu såvel varme- som el-produktion på forbrændingsanlæggene, og det er derfor i dette studie, i lighed med praksis i [Miljøstyrelsen, 2002] regnet med, at affaldsforbrændingens energiproduktion ved afbrænding af et materiale med energiindhold fordeler sig på 80% varme og 20% el. Varmen antages at fortrænge fjernevarme fra det centrale system i Danmark, mens el antages at fortrænge dansk gennemsnits el-produktion. Data om for dansk el-produktion i dette projekt, er fra en LCA af dansk el-produktion i 1997 udført af ENERGI E2 og publiceret i 2001, dvs. der er tale om ret nye data. Der godskrives således noget energiproduktion ved afbrænding af plast, og der regnes med en total virkningsgrad på 75% for affaldsforbrænding med energiproduktion.

Smeltning af glas medfører et energitab, og glas i affaldsforbrændingen er således energiforbrugende. Der benyttes en UMIP-proces for afbrænding af glas.

5.5.10 Undgået produktion af emballageråvarer og emballager

Som beskrevet i forrige afsnit medregnes de sparede emballageråvarer efter indregning af et eventuelt kvalitetstab, som ”undgået” produktion af primære råvarer.

For plasttyperne benyttes der processer i UMIP-databasen for produktion af de enkelte plasttyper.

For udvinding af glasråvarer, benyttes der data fra [Miljøstyrelsen, 2000]. I følge denne kilde skal der bruges 1025,5 kg råvarer (sand, soda, kalk mv.) til fremstilling af 1000 kg glas, da der dannes CO₂ under fremstillingsprocessen.

Da der for glassystemerne også sker et genbrug af flaskerne, spares der også noget produktion af flasker. Der sker intet genbrug af plastemballagerne, hvor al emballage antages at blive omsmeltet. Data for fremstilling af nye flasker på et glasværk findes i [Miljøstyrelsen, 2000], der dækker såvel produktion af engangsglasflasker til alkoholdrikke og vinflasker. Energiforbruget er det vigtigste forbrug ved glasfremstilling med 0,38 kWh el/kg glas og 0,13 kg naturgas/kg glas.

5.6 Resultater af miljøvurderingen

I de følgende afsnit præsenteres resultaterne fra de sammenlignende miljøvurderinger for de enkelte emballagetyper. Da nogle processer er udeladt i vurderingen, kan resultaterne kun bruges til en sammenligning mellem de opstillede alternative bortskaffelsessystemer og kan således ikke bruges til sammenligning med andre systemer. Spørgsmålet, som resultaterne kan svare på, er, hvilke miljømæssige konsekvenser, der er ved de opstillede alternative bortskaffelsessystemer sammenlignet med de eksisterende.

Resultaterne af miljøvurderingerne er vist som vægtede bidrag med enheden PEM og PR for henholdsvis miljøeffekter og ressourceforbrug. PEM står for ”person-ækvivalenter, målsat i forhold til år 2004”, mens PR står for ”person reserver. Som tidligere nævnt er der ikke præsenteret resultater for toksicitet og arbejdsmiljø, da data for disse kategorier er for usikre. Kun de ressourcer der vurderes væsentlige, er medtaget.

Nogle resultater viser negative miljøbidrag og ressourceforbrug. Dette ”negative” bidrag til miljøeffekterne og forbrug af ressourcer skal fortolkes således, at der ”spares” nogle miljøeffekter og noget ressourceforbrug i systemet, som eksempelvis at forbrænding af plast giver et negativt energiforbrug. Negative resultater er ikke usædvanlige for bortskaffelsesscenarier, da det er her at noget af produktets materialeenergi udnyttes.

5.6.1 Emballagetype 1: Sammenligning mellem bortskaffelsessystemer for engangsplastflasker til mineralvand

I figur 5.2 og figur 5.3 er de vægtede bidrag til miljøeffekter og ressourceforbrug for de tre bortskaffelsessystemer for engangsplastflasker til mineralvand vist.

Figur 5.2: vægtede miljøeffekter for alternative bortskaffelsessystemer for mineralvandsflasker

Miljøprofilerne for de tre bortskaffelsessystemer for mineralvandsflaskerne lavet af PET giver anledning til følgende konklusioner:

Figur 5.3: vægtet ressourceforbrug for alternative bortskaffelsessystemer for mineralvandsflasker

Ressourceprofilen for alle bortskaffelsessystemer for mineralvandsflaskerne er karakteriseret ved:

5.6.2 Emballagetype 2: Engangsglasflasker til alkoholdrikke

I figur 5.4 og figur 5.5 er bidragene til miljøeffekter og ressourceforbrug for de to alternative bortskaffelsessystemer for glasflasker til alkoholdrikke vist.

Figur 5.4: vægtede miljø og affaldseffekter for alternative bortskaffelsessystemer for engangsglasflasker til alkoholdrikke

Skravering på bjælken for slagge betyder, at resultatet er nedskaleret. Dette er gjort for at tage hensyn til visning af resultater, de totale effekter er indsat ved bjælkerne.

For bidragene til miljøeffektkategorierne kan der drages følgende konklusioner:

Figur 5.5: vægtet ressourceforbrug for alternative bortskaffelsessystemer for engangsglasflasker til alkoholdrikke

Der spares på ressourceforbruget ved begge systemer. Denne besparelse skyldes, at der udelukkende ses på bortskaffelsessystemer, og ikke hele livscyklussen for glasset som der er afgrænset sig fra i dette studie. For begge bortskaffelsessystemer sker der genvinding, dvs. systemet godskrives for at spare produktion af noget nyt glasråvare, der forbruger råolie og naturgas som energiressourcer.

5.6.3 Emballagetype 3: Glasflasker til vin

I figur 5.6 og figur 5.7 er bidragene til miljøeffekter og ressourceforbrug for de to alternative bortskaffelsessystemer for glasflasker til vin vist.

Figur 5.6: vægtede miljø- og affaldseffekter for alternative bortskaffelsessystemer for glasflasker til vin

Skravering på bjælkerne for slagge betyder, at resultatet er nedskaleret. Dette er gjort for at tage hensyn til visning af resultater, de rigtige værdier står ved bjælkerne.

For bidragene til miljøeffektkategorierne kan der drages samme konklusioner som for alkoholflaskerne. Der opnås miljømæssige besparelser ved en øget genvinding af glas. I bortskaffelsessystemerne for vinflasker sker der også et genbrug af hele flasker, dvs. systemerne godskrives for at spare noget produktion af hele flasker.

Figur 5.7: vægtet ressourceforbrug for alternative bortskaffelsessystemer for glasflasker til vin

Som ved systemerne for alkoholflasker ses det, at der spares på ressourceforbruget ved begge systemer for vinflasker. Den største besparelse i ressourcerne ses at ske i det private retursystem, hvor der genvindes mest glas og genbruges flest flasker.

5.6.4 Emballagetype 4: Engangsplastdunke til mælk

I figur 5.8 og figur 5.9 er bidragene til miljøeffekter og ressourceforbrug vist for de tre alternative bortskaffelsessystemerne for engangsplastdunke til mælk.

Figur 5.8: vægtede miljø- og affaldseffekter for alternative bortskaffelsessystemer for mælkeplastdunke

Udfra de valgte miljøeffektkategorier ses det at være mest optimalt at bortskaffe mælkeplastdunkene via det illustrerede private bortskaffelsessystem. Eneste undtagelse er for kategorien volumenaffald. Den fordel der miljømæssigt opnås ved det private bortskaffelsessystem frem for de andre systemer skyldes, at der her opnås en stor andel af genvundet plast, se kapitel 3, og systemet kan således godskrive noget produktion af nyt plast. Ved det private bortskaffelsessystem skylles mælkedunkene for at gøre dem klar til genvinding. Denne skylning giver anledning til en spildevandsrensnings-proces, der har en påvirkning på alle miljøeffektkategorierne. Påvirkningen er dog ikke betydelig i forhold til de besparelser der opnås ved plastgenvindingen

Bidraget til volumen affald er størst for det private system. Det skyldes, at godskrivningen af volumenaffald for sparet plastproduktion kun er godt en tredjedel af, hvad der godskrives for i forbindelse energigodskrivningen ved forbrænding af plastmaterialet. Desuden giver plastgenvindingen, sortering og skylning anledning til en mængde volumen affald, primært fra energiforbruget.

Til gengæld ses det, at der ikke er stor miljømæssig forskel mellem det eksisterende bortskaffelsessystem og det opsatte kommunale system. Det skyldes, at kun en beskeden mængde plast i det kommunale system genvindes, mens resten forbrændes. Der skal således opstilles et retursystem med en stor returprocent og tilsvarende genvindingsprocent, før det kan betale sig rent miljømæssigt at returnere mælkedunke.

Figur 5.9: vægtet ressourceforbrug for alternative bortskaffelsessystemer for mælkeplastdunke

For ressourceforbruget ses samme tendens som for miljøeffektkategorierne, det private bortskaffelsessystem er mest fordelagtigt, mens der ikke er stor forskel mellem det eksisterende bortskaffelsessystem og det kommunale. Rensningsanlægget til spildevand forbruger en del energi til rensning af skyllevandet, hvilket slår ud på forbruget af stenkul for det private system. Dansk elektricitet produceres hovedsageligt fra kul.

5.6.5 Emballagetype 5: Engangsplastbakker til convenience-produkter

I figur 5.10 og figur 5.11 er bidragene til miljøeffekter og ressourceforbrug vist for de tre alternative bortskaffelsessystemerne for engangsplastbakker af PET til convenience-produkter.

Figur 5.10: vægtede miljø- og affaldseffekter for alternative bortskaffelsessystemer for pet-engangsplastbakker til ovennævnte convenience-produkter

Konklusionerne af den miljømæssige sammenligning mellem de tre alternative bortskaffelsessystemer for PET-bakker til convenience-produkter, er meget lig dem, der kan drages for systemerne for mælkedunke. Det ses, at det er mest fordelagtigt at benytte det private bortskaffelsessystem frem for de andre systemer. Sammenlignet med resultaterne for mælkedunke ses dog større besparelser på kategorierne næringsstofbelastning og forsuring, mens der ikke er så markant forskel mellem bidragene til drivhuseffekt for de enkelte bortskaffelsessystemer. Denne forskel har hovedsageligt to årsager. Den ene årsag er, at energiforbruget ved fremstilling af nyt PET er lidt højere end ved produktionen af PE. Energiforbruget til fremstilling af plasten kommer for en stor del fra kul, der giver store bidrag til næringssaltbelastning og forsuring pga. emissionen af SO₂. Ved genanvendelse af PET opnås der derved en større besparelse i disse effektkategorier end ved genanvendelse af PE. Den anden årsag er, at det ved genanvendelsen af PET-bakkerne til convenience-produkter er nødvendigt at skylle bakkerne fri for madrester med varmt vand. En stor del af energiforbruget til spildevandsrensning og samt opvarmning af vand er modelleret som brug af naturgas. Naturgas giver et bidrag til drivhuseffekten, men et mindre bidrag til næringssaltbelastning og forsuring i forhold til elektricitet produceret udfra kul.

Bidraget til volumen og farligt affald er størst for det private system. Konklusionen for volumen affaldet er den samme som for mælkedunkene, mens det farlige affald stammer hovedsageligt fra forbruget af sæbe ved skylningen af bakkerne.

Figur 5.11: vægtet ressourceforbrug for alternative bortskaffelsessystemer for engangsplastbakker til convenience-produkter

Ressourceforbruget ses samlet set at være mindst for det private retursystem og næsten ens for de to andre systemer. Stenkulsforbruget skyldes energiforbruget til spildevandsrensningen af skyllevandet.

5.7 Opsummering af miljøvurdering

Generelt set er har miljøvurderingerne for de enkelte emballagetyper vist, at det vil være en miljømæssig og ressourcemæssig fordel at sikre en returnering af de forskellige emballagetyper, som der er arbejdet med i dette projekt. I nedenstående figurer ses en summeringen af henholdsvis miljøeffekt-kategorierne og affaldskategorierne pr. kg emballage for de enkelte systemer.

Summering af effektkategorierne giver et klarere billede af forskellene mellem de enkelte systemer. I princippet kan miljøeffektkategorierne og affaldskategorierne opsummeres sammen, men det er valgt ikke at gøre det her, dels pga. at affaldskategorierne har en stor betydning for emballagerne af glas og dels fordi beregningsfaktorerne for affaldskategorierne er af ældre dato i forhold til faktorerne for miljøkategorierne, og der er dermed risiko for en uhensigtsmæssig skævvridning af resultaterne ved en opsummering.

Effekterne er fordelt på mængden af emballage, der er regnet med for de enkelte systemer i dette projekt, men resultaterne siger intet om, hvordan miljøeffekterne fordeler sig i forhold til den mængde emballage, der reelt køres til genanvendelse. Dette behandles senere i afsnit 9.1.2.

Det ses, at der kan opnås store miljømæssige fordele ved at oprette et retursystem for mineralvandsflasker, både via privat og kommunal indsamling, men mest markant ved førstnævnte. Ligeledes er det miljømæssigt fordelagtigt at øge genvindingen af glasemballagerne, hvor der allerede på nuværende tidspunkt indsamles en del emballage.

For plastemballagerne til mælk og convenience-produkter ser billedet af miljøeffekterne lidt anderledes ud. For mælkeemballagerne er det fordelagtigt at oprette et privat retursystem forudsat at den skønnede returneringsprocent holder, mens der ikke er stor forskel mellem det kommunale og det eksisterende system. Samme tendens ses for bakkerne til convenience-produkter, men her er forskellen mellem et kommunalt retursystem og det eksisterende forbrændingssystem endnu mindre.

For affaldseffekterne ses der en stor forskel mellem resultaterne for glasemballagerne og plastemballagerne (mineralvandsflasker, alkoholflasker og bakker til convenience-produkter). Grunden er, at glas danner en del slagge i forbrændingen, hvilket plasten ikke gør. Ved sammenligning af de forskellige bortskaffelsessystemer for emballagerne ses det, at der opnås store affaldsmæssige fordele ved at øge genanvendelsen af glasemballager, igen fordi det fjerner glas fra forbrændingsslaggen. For mineralvandsflasker og mælkedunke er resultaterne mellem de enkelte systemer så tæt på hinanden, at det med tanke på usikkerheden i datagrundlaget ikke kan siges, om der er betydende forskel på affaldseffekterne for de forskellige systemer.

Forskel i affaldseffekterne er der til gengæld for plastbakkerne til convenience-produkter. Her har det private indsamlingssystem en noget større affaldseffekt end de to andre systemer. Det skyldes, at rensningen af plastbakkerne før genanvendelse giver anledning til et energiforbrug, der danner volumenaffald, samt bortskaffelse af spildevandsslam.

5.8 Usikkerheds- og følsomhedsvurdering

Livscyklusvurderinger skal ifølge ISO-standarderne indeholde usikkerheds- og følsomhedsvurdering af de benyttede data. Dvs. en vurdering af hvor fuldstændig og følsomt resultaterne er for de antagelser og udeladelser der er foretaget, samt en vurdering af datausikkerheden.

Eftersom at der her er foretaget en miljøvurdering på screeningsniveau, skal der naturligvis tages hensyn til de forbehold ved anvendelsen af resultaterne, som der er nævnt tidligere i rapporten.

5.8.1 Usikkerhedsvurdering

Der er i forbindelse med usikkerhedsvurderingen ikke gennemført statistiske usikkerhedsberegninger, da det ikke har været muligt indenfor projektets rammer. Datausikkerheden for miljøvurderingerne foretages derfor kun kvantitativt.

Data for transport og energiscenarier er relativt nye og vurderes derfor at have en lille usikkerhed i de væsentlige emissioner. Scenariet for produktion af dansk el har en fejl i forbindelse med fordelingen af ressourcer mellem materialeressourcer og energiressourcer, hvilket ikke har betydning for resultaterne i dette projekt. Data for fremstilling og genvinding af henholdsvis glas og plast skønnes at have lidt usikkerhed. Nogle af dataene er fra konkrete processer, mens andre er skønnede data udfra lignende processer. Data for affaldsforbrænding for alle typer materiale er ældre. Derfor antages det, at især emissionsdataene er behæftet med nogen usikkerhed.

Det vurderes således, at de benyttede data er pålidelige i den udstrækning, det er nødvendigt til en screening, dvs. der er benyttet de bedst mulige tilgængelige data. Den usikkerhed der er i datagrundlaget for beregningerne vurderes ikke at kunne påvirke de resultater, der er opnået i projektet. I og med at der er tale om en screening, kan resultaterne kun bruges til at få et fingerpeg om, hvilke miljøpåvirkninger der vil være ved de enkelte bortskaffelsessystemer, men de tendenser der ses i resultaterne vurderes ikke ændres ved en forbedring af datagrundlaget

De væsentligste usikkerheder vurderes at ligge i de scenarier, der inkluderer skylning af emballagen, især for bakkerne til convenience-produkter. Der er her lavet nogle skøn over mængden af vand og sæbe der bruges til skylningen, samt over hvor meget COD der vil blive skyllet ud med spildevandet.

De data der er brugt for spildevandsrensning er af nyere dato og vurderes derfor at være pålidelige. Dataene omfatter størstedelen af de processer der sker i forbindelse med spildevandsrensning, men der mangler bl.a. data for slambehandling og endelige emissioner fra det rensede spildevand. Disse mangler vurderes dog at være af mindre betydning.

5.8.2 Følsomhedsvurdering

Efter udførslen af en livscyklusscreening er det vigtigt at evaluere resultatet ved at undersøge betydningen af de forskellige antagelser og udeladelser, der er foretaget. I teorien skal man altid undersøge betydningen af alle antagelser og udeladelser, men det er i praksis ikke altid muligt. I dette projekt er det valgt at undersøge de mest betydningsfulde antagelser og udeladelser.

Datagrundlaget til screeningen af alle de betragtede bortskaffelsessystemer er så fuldstændigt som muligt, under hensyntagen til at kun de ”berørte processer” er medtaget. Der således er kun få processer, for hvilke data er helt udeladt, et eksempel er mængden af transportemballage, der bruges til at transportere emballagerne til genvinding. Det vurderes dog, at de udeladte data ikke har en betydning for resultaterne, og det er derfor valgt ikke at behandle dem enkeltvis i følsomhedsvurderingen.

I overensstemmelse med konceptet for en screening er der ikke arbejdet på at skaffe specifikke data for en proces, hvis disse ikke har været umiddelbart tilgængelige. I stedet er der foretaget antagelser udfra lignende processer. De processer og områder, der har vist sig at være vigtigst for resultaterne og som indeholder en eller flere antagelser med usikkerhed er følgende:

5.8.2.1 Indsamlingseffektiviteten

Mængderne af de forskellige emballagetyper der kan indsamles ved oprettelse af henholdsvis private og kommunale indsamlingssystemer er fastsat udfra en skønnet vurdering af, hvad der er praktisk opnåeligt. Ved opstilling af konkrete systemer kan der muligvis ikke opnås samme returmængder. Konsekvenserne ved andre returmængder, end der er fastsat her i projektet illustreres til en vis grad i forskellen i miljøprofilerne for de systemer, der er opsat.

For mineralvand, samt glasemballagerne til alkoholdrikke og vin, ses det på figurerne, at miljøfordelene stiger med stigende returmængde. Denne tendens vurderes ikke at være påvirket af at der er lidt forskellige processer medtaget i de forskellige scenarier.

For emballagerne til mælk og convenience-produkter ser billedet lidt anderledes ud. Disse emballager skal skylles af forbrugeren, før de sendes til genanvendelse og desuden antages en væsentligt del af emballagerne at blive smidt ud af forbrugeren i stedet for at blive returneret. Ydermere vil der ske et tab ved kvalitetssorteringen. Dette er en parameter, der hovedsageligt kan begrundes med, at emballagerne indeholder madvarer, der kan give hygiejniske problemer. Hvis det rent miljømæssigt skal kunne betale sig at opstille et genanvendelsessystem for disse emballager, skal der arbejdes på at opnå en væsentlig højere returprocent og en tilsvarende høj genvindingsprocent. Det kan især hæmmes for PET-bakker til convenience-produkter pga. kravet om skylning. Det er problemstillingen omkring COD (Chemical Oxygen Demand) og brug af varmt vand, hvilket er berørt i næste afsnit.

5.8.2.2 Tømningseffektivitet

Resultaterne for især convenience-produkterne viste, at resultaterne er følsomme overfor antagelsen om mængden af COD, der er tilbage i plastbakkerne og bliver skyllet ud. Dette er også i overensstemmelse med tidligere undersøgelser om problemstillingen [Miljøstyrelsen, 2002].

Det er derfor valgt at se på, hvordan resultaterne for PET-bakker til convenience-produkter via privat retursystem ændrer sig, når mængden af COD i spildevandet fra bakkerne øges. Dette gøres ved, sammenligne to scenarier: Scenariet er opsat i projektet med 0,5 kg COD pr. kg emballage og skylning med 0,5 liter varmt vand, og et scenarium hvor COD mængden øges til 1 kg COD med brug af 0,7 liter varmtvand til skylning.

Figur 5.14: sammenligning af vægtede miljøeffekter for færdigbakker, hvorfra der afskylles henholdsvis ½ og 1 kg cod med varmt vand

Resultatet af en øget mængde COD i bakkerne er, at der skal bruges mere varmt vand til vask, og hermed stiger miljøeffekterne. Figuren for det tilsvarende ressourceforbrug er ikke medtaget her, men viser et øget forbrug af ressourcer ved en øget mængde COD. Den primære årsag er mængden af COD i spildevandet, der giver anledning til et øget forbrug af energi på spildevandsanlægget.

I nedenstående figur ses en sammenligning af tre bortskaffelsesscenariers summerede miljøeffekter - henholdsvis de to scenarier med forskellig mængde COD i bakkerne, og det eksisterende bortskaffelsessystem.

Figur 5.15: summerede miljøeffekter pr. kg emballage for pet-bakker til convenience-produkter indsamlet henholdsvis via det eksisterende system og via privat retursystem

De summerede miljøeffekter består af effektkategorierne: Drivhuseffekt, næringssaltbelastning, forsuring og fotokemiske ozondannelse.

Figur 5.16: summerede affaldseffekter pr. kg emballage for pet-bakker til convenience-produkter indsamlet henholdsvis via det eksisterende system og via privat retursystem

De summerede affaldseffekter består af effektkategorierne: Slagge og aske, volumen affald og farligt affald.

Miljømæssig succes med genvinding af PET-bakkerne til convenience-produkter er altså stærkt afhængig af, hvor godt forbrugeren får tømt bakkerne, før de vaskes. Hvis der er meget mad i bakkerne, der skal skylles ud efter tømning, vil det være mere miljømæssigt fordelagtigt at føre bakkerne til forbrænding som i det eksisterende system frem for at skylle bakkerne og genvinde plasten. Før der opstilles et retursystem for PET-bakker til convenience-produkter er det således meget vigtigt at få klarlagt, hvilke renheder af bakkerne, der kan forventes opnået og det er nødvendigt at behovet for god tømning kommunikeres ud til forbrugerne.

5.8.2.3 Transport - Synergieffekter

Ved opsætning af de enkelte systemer er regnet med mængden af indsamlingsbeholdere og antal transport-km der er nødvendig for de enkelte systemer. I praksis vil der dog som regel være flere forskellige emballager der indsamles samtidig, og det vil give synergieffekter i form af blandt andet mindre transport. Det er derfor interessant at undersøge, hvor følsomme miljøresultaterne er mht. den medtagne transport. I nedenstående figur vises de summerede miljøeffekter pr. kg emballage for de enkelte systemer henholdsvis med og uden transport.

Antagelsen om ingen transport er naturligvis lige så teoretisk som tilfældet med ingen synergieffekter, som det er antaget i de opsatte systemer. Resultaterne af denne følsomhedsvurdering viser således kun, at arbejdet for at opnå så store transportmæssige synergieffekter i bortskaffelsessystemerne som muligt ikke overraskende vil være en miljømæssig fordel.

Fjernelse af transporten har mere betydning for nogle systemer frem for andre. Det er især for de plastretursystemer, hvor plasten antages at blive transporteret til udlandet til genvinding, at besparelsen er nævneværdig. Denne transport forventes dog ikke at blive sparet ved opnåelse af synergieffekter med andre transportsystemer, og besparelsen er derfor ikke en reel mulighed.

Diagrammet for besparelser af ressourcer ved ikke at medregne transport er valgt ikke at medtage her, da resultatet ikke overraskende viser, at der hovedsageligt spares en del råolie, der anvendes til som brændstof.

Energiforbruget og de valgte energiscenarier er vigtige parametre for resultaterne for alle bortskaffelsessystemer. Som beskrevet under usikkerhedsvurderingen vurderes data for de valgte energiscenarier at være pålidelige og nutidige. Dette projekt forsøger dog, at give et overblik over, hvorvidt der er økonomiske og miljømæssige fordele ved at returnere forskellige engangsemballager i fremtiden frem for at forbrænde dem. Energistyrelsen forventer at sammensætning af ressourcer til energiproduktion vil ændre sig i fremtiden til at bestå i højere grad af naturgas og især vedvarende energiformer (f.eks. vindmøller og solceller). I [Miljøstyrelsen, 2002] er der foretaget en overordnet vurdering af, hvorledes dette vil påvirke miljøpåvirkningerne fra energiforbruget. Konklusionen er, at i og med, at andelen af vedvarende energi og naturgas ventes øget i fremtiden vil påvirkningerne på især næringssaltbelastning, forsuring og drivhuseffekt mindskes for alle systemer, men i udpræget grad for de systemer der enten forbruger eller fortrænger store mængder energi.

5.9 Henkastning af affald

5.9.1 Situationsanalyse

Problemet med henkastning af affald på offentlige arealer og i naturen har i de seneste år fået øget bevågenhed. Der findes ingen nærmere analyse af problematikken, men den øgede bevågenhed kan bl.a. skyldes, at forbruget af engangsemballage er steget, og at der er en tendens til at flere mad- og drikkevarer fortæres i det offentlige rum, hvor også en stigende mængde efterlades.

Der er ingen samlet analyse af mængderne af affald, der henkastes på uautoriserede steder, men Vejdirektoratet, som har ansvaret for renholdelse af statsveje (primært motorveje), herunder rastepladserne i forbindelse med vejene, har i de seneste år noteret en stigende mængde affald, der indsamles.

Den samlede affaldsmængde opgøres til knapt 3 000 tons pr år (2 904 tons for 2001, ref. Vejdirektoratet, 2002). Denne mængde omfatter både ”organiseret affald”, hvilket vil sige affald, der indsamles fra affaldsbeholdere på rastepladserne, og ”uorganiseret affald”, hvilket vil sige affald, der indsamles fra arealerne omkring rastepladserne og vejene. Der findes ikke separate data for det uorganiserede affald.

For Distrikt Nord er det oplyst, at mængderne af uorganiseret affald er stigende, men der angives ingen konkrete data (Ref.: NCC, 2003).

I Distrikt Syd oplyses, at man fra 2003 har startet en ugentlig registrering af mængden af affald fra motorveje og rastepladser (Ref. OASA 2003). Data omfatter både organiseret og uorganiseret affald.

Fra årets begyndelse til og med midten af oktober (uge 43) er der i alt indsamlet ca. 250 tons affald (på 311 km motorvej). Data for de enkelte uger fremgår af fig 5.19 nedenfor.

Figur 5.19: indsamling af affald ved motorveje og rastepladser, distrikt syd 2003

Som det fremgår er de indsamlede mængder større i ferieperioderne end udenfor. Det er dog ikke muligt at udskille mængderne for henkastet affald, ligesom det heller ikke er muligt at udskille andelene af emballage.

For Distrikt Øst oplyses, at der indsamles skønsmæssigt 150-200 tons “uorganiseret affald” pr. år. Mængden omfatter alt affald som henkastes på vejene, dvs. alt fra lydpotter og grene til emballager og aviser m.v. Mængden menes at være stabil. Der findes størst mængder af afflad tæt på de større byer. Der indsamles således mest affald i området afgrænset af Køge, Roskilde, Hillerød og Helsingør samt Amager (Ref.: NCC, 2003a).

En formodning om at problemet er stigende kan udledes af klager fra landmænd over henkastning af øl- og sodavandsdåser, især i det sydlige Jylland. Dåserne kan være meget skadelige hvis f.eks. køer kommer til at spise dem. Spørgsmålet har således været rejst i Folketingets spørgetid (Folketinget, Spørgsmål nr. 3453, 2002). Da dette problem er knyttet til det sydlige Jylland, skyldes det sandsynligvis køb af ikke pantbelagte dåser syd for grænsen.

I forbindelse med ophævelse af ”dåseforbudet for øl- og sodavand” har risikoen for øget henkastning af affald desuden været drøftet, bl.a. i Miljø- og Planlægningsudvalgets spørgsmål 73 til Miljøministeren. I begge svar er det oplyst, at en af grundene til at pålægge engangsemballagerne pant er at sikre, at emballagerne returneres til genvinding, så de ikke henkastes. Endvidere har Miljøministeriet sikret, at øl- og sodavandsdåser, der importeres via ”grænsehandel”, kan returneres til de danske butikker.

Miljøstyrelsen har netop udgivet en rapport om børns viden, adfærd og holdning til affald (”Ref.: Miljøstyrelsen, 2003s), som er baseret på interviews af 503 børn i 5. klasse på 20 skoler i Danmark.

Kortfattet konkluderer rapporten, at ”75% af danske børn synes, det er "noget værre svineri" at smide skrald på gaden. Men mange af dem erkender, at de selv gør det af og til.

77 % af børnene ved, at man skal aflevere tomme sodavandsdåser i butikken og få pant – og stort set ingen børn tror, at man bare skal efterlade dem på gaden. Men alligevel synes de, at det er "lidt sejt" at smide affald i naturen.

Projektet bekræfter, at 12-årige børn i dag er storforbrugere og dermed i høj grad producenter af affald, f.eks. pizzaæsker, dåser, flasker, slikpapir og anden emballage.

Undersøgelsen viser, at det særligt er børn fra byerne, der ikke går så meget op i at finde den nærmeste skraldespand. Børnene opfatter henkastet affald som en irriterende, men selvfølgelig del af bybilledet. Til gengæld kan affald på naturskønne områder som f.eks. skov og strand for alvor gør børnene forargede” (Ref.: Miljøstyrelsen, 2003a).

I Sverige har organisationen ”Håll Sverige Rent” gennemført en interview-undersøgelse om folks holdning til henkastning af affald. Undersøgelse blev gennemført i ugerne 19 og 20 i 2001 af SIFO Research & Consulting (Ref. ”Håll Sverige Rent, 2001). Der blev i alt interviewet 1744 personer. Der er gennemført tilsvarende undersøgelser i 1984, 1985 og 1993, som resultaterne af den seneste undersøgelse kan sammenlignes med.

5.9.2 Renholdningskampagner

Der har været en del kampagner i Danmark, både på privat og offentlig initiativ. Bl.a. har Miljøministeriet i 2003 udpeget uge 40 (29. september til 3. oktober, 2003) til REN UGE for skolernes 5. klasser. Det foreslås, at klasserne d. 30. september skal indsamle henkastet affald i et bestemt område og på baggrund heraf besvare en række spørgsmål. Formålet er at øge bevidstheden om henkastet affald, problemerne ved det samt naturligvis at reducere mængden af henkastet affald (Ref. http://mim.dk/renuge/).

I en del lande, bl.a. USA, har man i mange år haft anseelige bøder for henkastning af affald på veje og i naturen.

I visse lande overvejer man at indføre afgift på udvalgte produkter, som ofte henkastes som affald. I Irland har man en ”Litter Pollution Act”, hvorefter personer, der henkaster affald kan idømmes betydelige bøder. Anmeldelserne er stigende. Desuden overvejer man at pålægge tyggegummi, skumplastbakker til fastfood og kasseboner en afgift, for at finansiere nationale renholdningskampagner (Ref.: IEPA,2003)

5.9.3 Vurdering af problemet med henkastning af affald

Det er vanskeligt på forhånd at vurdere, hvordan problemet med henkastning af engangsemballage ændres ved indførelse af nye affaldshåndteringssystemer for bestemte emballager. Det kan med en vis sandsynlighed forventes, at følgende faktorer spiller ind ved brugerens beslutning af om den tomme emballage henkastes eller afleveres et autoriseret sted, så det indgår formaliseret affaldshåndteringssystem:

I tabel 5.2 nedenfor er der foretages en vurdering af, i hvor høj grad de forslåede alternative affaldshåndteringssystemer vil føre til reduceret henkastning af de pågældende emballagetyper. Det bemærkes, at dette spørgsmål i en vis udstrækning har været drøftet i projektets følgegruppe ved fastlæggelse af procentsatserne for flow'et af emballager i de flow-diagrammer, der er vist i kapitel 3.

Generelt vurderes, det at en pant vil være en væsentlig motiverende faktor til at emballagen returneres til et sted, hvor panten kan refunderes, hvilket i alle tilfælde vil sikre at den tomme emballage kommer ind i et formaliseret affaldshåndteringssystem.

For så vidt angår mineralvandsflasker vurderes det, at problemet med henkastning af affald vil blive reduceret væsentligt, hvis emballagerne pålægges en pant, da emballagerne er let at håndtere.

Til gengæld vurderes effekten at være en del mindre, hvis de skal indsamles via et container-system, da der ikke er det økonomiske incitament for enten at aflevere emballagen i en flaskecontainer eller i en affaldskurv.

For flasker til alkoholdrikke vurderes der ligeledes, at være en betydelig reduktion af problemet med henkastning af affald, hvis emballagerne pålægges en pant. De fleste brugere findes blandt de yngre årgange, og hvis tendensen er den samme i Danmark som i Sverige, har denne brugergruppe en større tendens til at efterlade de tomme emballager. Til gengæld vurderes det, at andre vil indsamle disse emballager for at indløse panten, et fænomen der kendes fra de pantbelagte øl- og sodavandsemballager.

Med hensyn til vinflasker vurderes det ikke at problemet med henkastning af affald vil ændre sig væsentligt, hvis muligheden for at flaskerne kan afleveres og pant indløses, af den enkle grund at problemet med henkastning af affald i forvejen er meget begrænset for denne type emballager. Til gengæld kan man forvente, at større mængder vil blive flyttet fra flaskecontainere og affaldsbeholdere til butikkerne, hvor der kan indløses pant.

Det skønnes, at en evt. pant vil være et væsentligt incitament for at returnere mælkeplastdunke. Til gengæld vurderes det ikke at resultere i en reduktion af henkastningen af affald, da mælkedunkene i forvejen ikke udgør et problem i denne henseende.

Hvis der ikke er noget pantsystem og emballagerne skal afleveres i flaskecontainere skønnes der kun at være en mindre reduktion af problemet med henkastning af affald.

Vurderingen af mulighederne for at reducere problemet med henkastning af affald for plastbakker til convenience-produkter skønnes at være forbundet med størst usikkerhed blandt de fem emballagetyper, dels fordi der er betydelige hygiejniske problemer i forbindelse med returnering af emballagerne, dels fordi emballagen er atypiske i forhold til de andre emballagetyper, der er mere tradition for at genanvende.

Der skønnes dog, at der kan opnås en vis reduktion af problemet med henkastning af affald, hvis emballagen pålægges pant. Selvom der er tale om en let emballage skønnes det at hygiejne problemet vil betyde, at der stadig vil være visse problemer med at få brugerne til at returnere emballagen til et formaliseret affaldshåndteringssystem, således at problemet med henkastning af affald ikke vil blive reduceret i samme omfang som flasker til mineralvand og alkoholdrikke.

Hvis emballagerne til convenience-produkter ikke pålægges pant, skønnes reduktionen af problemet med henkastning af affald at være minimal, idet den udelukkende vil være baseret på brugernes informationsniveau og velvilje.

6 Økonomivurdering

6.1 Indledning

I dette afsnit vil de økonomiske konsekvenser ved at gennemføre de foreslåede alternative indsamlings- og håndteringssystemer for de udvalgte emballager blive opgjort. Det vil således efter gennemførelsen af beregningerne være muligt at se de økonomiske konsekvenser ved at implementere de enkelte foreslåede systemer. Resultaterne fra beregningerne kan så efterfølgende sammen med opgørelsen af de miljø- og hygiejnemæssige konsekvenser indgå som et element i vurderingen af, om det er værd at implementere de foreslåede alternative håndteringssystemer for de udvalgte emballagetyper. Denne vurdering skal selvfølgelig inddrage det samlede systems muligheder, begrænsninger og problemer.

6.1.1 Metodeangrebsvinkel

Som udgangspunkt gennemføres beregningerne som marginalt i forhold til det eksisterende affalds- og håndteringssystem – altså som mere eller mindre omkostninger i forhold til de eksisterende systemer. Der medtages kun de omkostninger som varierer i væsentlig udstrækning i forhold til den nuværende håndtering. Der vil således ikke være tale om opgørelse af de samlede omkostninger til de enkelte systemer.

Økonomivurderingen inddrager kun real-økonomiske størrelser, altså hvor der direkte kan sættes et omkostnings- eller indtjeningsbeløb på. Som et eksempel på en omkostning der ikke indkalkuleres kan nævnes det tidsforbrug, som forbrugere f.eks. har ved at skulle anbringe visse emballager i indsamlingsbeholdere m.v. Parallelt er de miljøeffekter, der er opgjort i foregående kapitel, ikke søgt opgjort økonomisk, men herlighedsværdier vil blive beskrevet.

Omkostningerne skal også have en vis størrelse for at blive indkalkuleret. I økonomivurderingerne tages der ikke hensyn til, hvem der konkret skal afholde de opgjorte omkostninger i første omgang. Dette er gjort ud fra en betragtning om, at alle omkostninger på et eller andet tidspunkt ender hos forbrugerne. Om omkostningen så indregnes gennem højere indkøbspriser for produkter eller gennem højere udgifter til ekstra indsamlinger er stort set underordnet. Dog vil der til slut blive foretaget en beregning af, hvor stor en ændring der vil være i butikkernes udsalgspriser for de systemer, hvor emballagerne skal tages retur af butikkerne.

For hvert af de i alt 8 forskellige alternative emballagesystemer er der gennemført beregninger. Rent teknisk er disse beregninger gennemført i en Excel-fil. Beregningerne er opbygget efter de detaljerede flow-modeller, der er vist i afsnit 3 for hver enkelt emballagehåndteringssystem. Udskrift af indholdet i hver enkelt beregningsmodel findes i bilag 3. Med i disse udskrifter findes ligeledes de nøgledata og forudsætninger der er anvendt for beregningerne. Visse af de centrale forudsætninger er dog også beskrevet i teksten for beskrivelsen af hvert emballagesystem, kapitel 3, samt i kapitel 4 om Basisdata for affaldshåndteringssystemerne.

Hvis der skal foretages ekstra investeringer i udstyr m.v. er der ej heller taget stilling til, hvem eller hvilken enhed der konkret skal afholde investeringen – det interessante for beregningen er det samlede investeringsbeløb, som igen i sidste ende vil blive pålagt de private borgere.

Alle beregninger er lavet som omkostninger pr. år. For investeringer er der foretaget forrentning og afskrivning som indregnes i de årlige omkostninger.

Økonomiberegningerne er lavet efter samme struktur for alle 5 emballagesystemer. Derfor er der også mange lighedspunkter mellem de forskellige systemer. Økonomiberegningerne for hvert emballagesystem kan læses selvstændigt.

6.1.2 Synergieffekter

Ved de foreslåede indsamlingssystemer vil der være synergieffekter på følgende 2 niveauer:

Som nævnt under forudsætningerne for projektet vil det være nærliggende at koble sig på eksisterende tilsvarende håndteringssystem, såfremt der kan ske en umiddelbar integration.

Af de 5 udvalgte emballager er mulighederne for at foretage indsamling gennem butikkerne mere oplagt end for andre, idet det eksisterende retursystem for engangsemballager til øl og læskedrikke umiddelbart kan anvendes til nogle emballagetyper. Engangsemballagerne til mineralvand og alkoholdrikke vurderes umiddelbart direkte at kunne integreres i Dansk Retursystems emballagehåndteringssystem uden at der skal foretages yderligere investeringer eller opbygning af et parallelt praktisk og administrativt håndteringssystem. Derimod kan der imødeses problemer af større eller mindre omfang med at inkludere de øvrige emballagetyper.

De 5 udvalgte emballager kan så grupperes i følgende 3 grupper i relation til returtagning gennem butikker:

De 5 udvalgte emballager kan så grupperes i følgende 3 grupper i relation til indsamling gennem kommunale indsamlingssystemer:

Idet det omfang eksisterende kommunale indsamlingssystemer kan benyttes af de foreslåede systemer, vil dette blive gjort. I så tilfælde vil allerede foretagne investeringer ikke indgå i kalkulationerne, men forøgede driftsomkostninger vil blive kalkuleret og indgå i beregningerne.

Opgørelsen for hvert emballagehåndteringssystem er lavet isoleret for hvert system. Det forudsættes så implicit i opgørelserne, at hvert system eventuelt gennemføres isoleret. Men hvis man i praksis vil gennemføre flere systemer, vil det være oplagt at udnytte den synergi, der vil være mellem systemerne. Det kan f.eks. dreje sig om fælles benyttelse af indsamlingsbeholdere og fælles indsamling som de væsentligste punkter. Hvis man gennemfører flere systemer, hvor der i praksis vil være synergieffekter, vil de samlede omkostninger og miljøbelastninger blive mindre end de her i rapporten opgjorte.

6.1.3 Forudsætninger for beregninger

For alle beregningerne er der opstillet en række forudsætninger, som går igennem samtlige 8 alternative beregninger. I det efterfølgende er der gjort rede for disse.

6.1.3.1 Pantsystemer

For en række af de foreslåede alternative håndteringssystemer indgår, at emballagerne efter brug skal afleveres i butikkerne igen. For at sikre en tilstrækkelig høj returprocent er det påkrævet at der indføres en pant på disse emballager. Panten indbetales af forbrugerne til butikken ved køb af produktet. Panten tilbagebetales, når emballagerne returneres til en butik. Den samlede pantafregning mellem leverandør og butik og videre til forbrugerne tænkes administreret på samme måde, som panten i dag på engangsemballager til øl og sodavand administreres på. Om det så er det eksisterende emballage- og pantafregningsselskab, der eventuelt også skal håndtere disse emballager, eller om der skal etableres et alternativt selskab, er et åbent spørgsmål. Men som nævnt vil det være oplagt at lade emballager til mineralvand og alkoholdrikke være omfattet af det nuværende system. Dette kræver dog en godkendelse fra aktionærkredsen. For de øvrige emballager kan et alternativt selskab være en mulighed. For opgørelse af omkostningerne til at håndtere og administrere pantsystemerne er der i projektet set på de gebyrsatser, som der i dag skal erlægges for håndtering af engangsemballage til øl og sodavand.

Et af formålene med at have et fælles administrationsselskab er, at forbrugerne skal have mulighed for at aflevere pantbelagte engangsemballager i alle butikker uanset købested.

Alle emballager, der skal indgå i pantsystemer, skal forsynes med et tilsvarende pantmærke, som kendes fra engangsemballager til øl og sodavand. Dette skal sikre, at der ikke tilbagebetales pant for emballage, hvor der ikke forlods er indbetalt en pant. Dette er særlig aktuelt overfor emballager, der er indkøbt uden for landets grænser.

I de fleste tilfælde vil det danske pantmærke kunne integreres i emballagens eller etikettens grafiske udformning. I de tilfælde, hvor dette ikke kan lade sig gøre, må der påsættes en separat dansk pantetiket. Anvendelsen af en separat pantetiket vil næsten kun være aktuelt for den andel af vinflaskerne, som ikke sælges med en lande- eller kundespecifik etiket. I så tilfælde skal pantetiketter indkøbes fra administrationsselskabet. Hos Dansk Retursystem koster sådanne etiketter 4,5 øre pr. styk. Hertil kan lægges en omkostning til påsætning på omkring 10 øre. Det antages, at 10% af vinflaskemængden, skal påføres et separat dansk pantmærke.

Alle producenter, der tilmelder produkter til Dansk Retursystem, skal indbetale et årligt produkttilmeldingsgebyr på 2.000 kr. uanset antallet af tilmeldte produkter. For alle produkttyper, med undtagelse af vin er antallet af forskellige leverandører, der skal tilmeldes meget begrænset. Ifølge Krak er der 216 virksomheder, der ”reagerer” på navnet ”vinim”. Hertil kan lægges detailhandelsvirksomheder, der selv står som importører samt hobbyvirksomheder, så antallet måske kommer op på 500 virksomheder, der i alt skal tilmeldes og betale de 2000 kr. pr. år. Hertil kan så lægges yderligere 500 kr. pr. år i interne omkostninger til administration af produkttilmelding og den løbende pantafregning.

For de emballagesystemer hvor det umiddelbart synes at være teknisk muligt, at benytte allerede eksisterende modtagelsesautomater i butikkerne er det oplagt at benytte disse. Det vil umiddelbart gælde for engangsplastflasker til mineralvand samt glasflasker til alkoholdrikke og vin. For de øvrige emballagetyper vil det ikke være teknisk muligt at benytte de nuværende automater.

Hvis der skal flere emballagetyper gennem butikkernes flaskeautomater vil der ske en forøget kapacitetsudnyttelse af flaskeautomaterne. Det er så spørgsmålet, om visse butikker overstiger kapacitetsgrænserne forstået på den måde, at køerne ved automaterne i visse perioder bliver uacceptable lange, således at butikkerne må anskaffe yderligere automater med pladskrav til følge. Hvis flasker til mineralvand og alkoholdrikke skal gennem automaterne, vil mængden af emballager samlet blive øget med 62,5 mio. enheder pr. år. I forhold til en mængde på op mod 1,2 mia. flasker i dag er der tale en stigning på omkring 5%. Dette vil næppe kunne påkræve yderligere automater i ret mange butikker. Hvis vinflasker yderligere skal være omfattet, vil antallet af emballager, der skal gennem automaterne stige med 22%. Hvis kun vinflaskerne skal gennem automaterne vil stigningen blive på 17%. Om det så vil kræve investering ekstra automater i nogle butikker, er et åbent spørgsmål. Det er ikke muligt at opgøre, i hvor mange butikker, at der vil være kapacitetsproblemer som følge af indsamling af vinflasker. For her i rapporten i praksis at håndtere denne problemstilling, er det besluttet at gå ud fra at halvdelen af den forøgede mængde flasker, der går gennem automatbutikker, håndteres manuelt som følge af den manglende automatkapacitet. Der vil så blive regnet med en større håndteringsomkostning pr. flaske end, hvis den går gennem automaten.

Gevinsten ved ikke indløst pant vil ende hos den enhed, der administrerer pant- og håndteringssystemet. For hvert pant-baseret system er det ikke indløste pantbeløb kalkuleret. Men beløbet indgår ikke i den samlede økonomiberegning, da der er knyttet en så stor usikkerhed til beløbet, at det ikke kan forsvares, at lade det indgå i de almindelige kalkulationer. Det tilsvarende beløb for emballager til øl og læskedrikke indgår ej heller i driften, men er båndlagt til særlige formål. Det er forudsat at alle de pant-bærende emballager, er pålagt en pant på mellem 1,50 og 2,50 kr. pr. emballage i henhold til den nuværende pantbekendtgørelse for øl og læskedrikke. Det skal nævnes, at COOP Danmark for visse vinflasker opkræver en pant på 2,25 kr. For vinflaskerne vil der blive regnet med både pantbekendtgørelsens beløb samt COOP Danmarks.

Ved de økonomiske kalkulationer ved indførelse af tvungne/lovpligtige pantsystemer for visse emballager har det overordentlig stor betydning, om man kan koble sig på et eksisterende håndterings- og administrationssystem, eller om der skal etableres et eller flere nye systemer.

Såfremt der skal opbygges et nyt system, vil der være udviklings- og etableringsomkostninger af en ikke uvæsentlig størrelse. Disse omkostninger må nødvendigvis indkalkuleres sammen med de løbende driftsomkostninger for at kunne fastlægge gebyrstørrelser m.v. – uden at der her er taget stilling til, hvem der direkte skal afholde disse omkostninger. I sidste ende vil omkostningen alligevel blive lagt på priserne til forbrugerne. Hvis de aktuelle engangsemballager skal kunne afleveres i alle butikker uanset, hvor de er købt, skal der etableres et fælles håndterings- og administrativt system, som bl.a. skal sørge for pantafregningen.

Ved at lade det eksisterende retursystem håndtere emballagerne er alle udviklingsomkostningerne afholdt. Systemet vil så få flere emballageenheder at fordele de faste omkostninger på – således at håndteringen af alle emballager bliver billigere.

Hvis emballagerne til mineralvand og alkoholdrikke skal absorberes af Dansk Retursystem vil der være nogle ”tilmeldingsomkostninger”, men de vil svare til dem, der er ved at indmelde et nyt læskedrik produkt i engangsemballage. Man kan så direkte kalkulere med omkostningerne for en sådan tilmelding. Ved tilmelding til Dansk Retursystem kræves det at emballagerne forsynes med det gældende pantmærke.

Dette har også betydning for de miljømæssige beregninger, idet der også kun vil være marginale miljøbelastninger i form af ekstra transporter fra indsamlingsstederne.

Det skal nævnes, at alle aktører kan etablere deres eget frivillige pantsystem – for emballager der ikke af lovmæssig vej er pålagt en pant. Der findes i dag mange frivillige pantsystemer for emballager f.eks. pant på distributions-kasser og paller m.v. Her er grundlaget så baseret på en aftale mellem kunde og leverandør – typisk indlagt i samhandelsbetingelserne.

6.1.3.2 Antal butikker

I de scenarier, hvor emballagerne skal returneres til butikkerne, er det et centralt spørgsmål, hvor mange butikker der skal kalkuleres med. Hos Dansk Retursystem har man i alt tilmeldt omkring 8.000 dagligvarebutikker. Heraf har i dag ca. 2.000 automater til modtagelse af tomme emballager til øl og sodavand, mens de resterende 6.000 butikker modtager emballagerne manuelt. I alle de eksempler, hvor emballagerne skal afleveres i butikker, er der kalkuleret med, at det skal være muligt at returnere alle de aktuelle emballager i alle dagligvarebutikker også uanset i hvilken butik de oprindeligt er købt i.

I kalkulationerne vil det blive forudsat, at de samme butikker også alle vil skulle modtage de aktuelle emballager og derved indrette faciliteter hertil.

6.1.3.3 Pladskrav i butikker

Hvis emballagerne skal retur gennem butikkerne, skal der i butikkerne afsættes plads til modtagelse, håndtering og lagring af emballagerne, såfremt der er et øget behov for ekstra plads i forhold til den nuværende situation.

Pladsen til håndtering og lagring må i langt de fleste tilfælde tages fra det eksisterende salgsareal. Derfor er der indkalkuleret en omkostning for huslejen til arealet baseret på en gennemsnitsvurdering af den typiske m²-pris for butikslokaler. Der er kalkuleret med en årlig m²-pris på 700 kr. som et landsgennemsnit.

Det skal bemærkes, at Dansk Retursystem forventer, at omkring 40% af automatbutikkerne inden udgangen af 2004 vil have installeret komprimatorer, der reducerer volumenet af pantbelagte engangsemballager fremstillet af plast og metal. I forhold til de produkter rapporten her beskæftiger sig med, at dette dog kun relevant for mineralvand.

Et helt afgørende forhold for resultaterne af økonomiberegningerne for de situationer, hvor emballagerne skal returneres i butikkerne, er om og hvorledes husleje og især om der skal indregnes et omsætningstab med tilhørende tab af dækningsbidrag, fordi der må inddrages noget af salgsarealet for at få plads til modtagelse og opmagasinering af den øgede mængde indsamlede emballager.

Såfremt visse eller +alle af de omhandlende typer emballager skal tilbage til butikkerne, vil der være en meget stor forskel på, hvorledes de enkelte butikker vil være i stand til at kunne gøre det ud fra praktiske indretningsmæssige betragtninger.

I det omfang det eksisterende returtagningssystem kan benyttes, vil det kun i begrænset omfang være nødvendigt med at inddrage salgsareal eller i det hele taget at foretage ændringer i butikkernes indretning. De modtagne engangsemballager kan modtages sammen med de øvrige engangsemballager til øl og sodavand. Såfremt indsamlingsmængden bliver så stor, at der er visse butikker kræves ekstra lagerplads, må indsamlingsfrekvensen blot øges, således at der ikke vil være et øget pladskrav. Dette vil især være aktuelt for mineralvandsflaskernes vedkommende. Derimod er det et åbent spørgsmål om den store mængde vinflasker og til dels flasker til alkoholdrikke ikke vil kræve ekstra plads i butikkernes lagerfaciliteter. Dog skal det nævnes, at butikkerne i dag allerede modtager pæne mængder vinflasker. Visse butikskæder ”køber” visse typer vinflasker fra forbrugerne.

Derimod vil det næppe være muligt for de eksisterende returtagningssystem at modtage emballager til mælk og convenience-produkter. Derfor må der i givet fald oprettes et parallelt system hertil med manuelle modtagelsesfaciliteter.

Det kan diskuteres, om der skal indregnes et tab af dækningsbidrag som følge af, at der måske skal inddrages eller tildeles et større areal end i dag for at have plads til at modtage andre typer emballage end dem, butikkerne i dag modtager. Hvis dagligvarebutikkerne bliver nødt til at inddrage salgsareal må sortimentet indsnævres med et tab af dækningsbidrag til følge – dette vil gælde for den enkelte butik. Omvendt kan man argumentere for, at det tabte dækningsbidrag vil tilfalde andre butikker eller også vil forbrugerne spare det samme beløb, fordi de pågældende varer slet ikke købes. Eftersom dette er en meget teoretisk diskussion er der for emballager til vin, mælk og convenience-produkter foretaget 2 beregninger – nemlig en beregning hvor der indregnes et tab af dækningsbidrag i butikkerne samt husleje og en beregning hvor beløbet ikke indkalkuleres.

Det mistede salg kan opgøres ved at se på den gennemsnitlige omsætning pr. m² butiksareal og den opnåede bruttoavance. Ved en reduktion af salgsarealet vil butikkerne miste den bruttoavance, der ellers vil blive genereret på salgsarealet. Der er kalkuleret med en gennemsnitlig omsætning pr. m² på 55.000 kr. pr. år samt at der opnås en bruttoavance på 20% af de 55.000 kr. Dette giver en tabt indtjening pr. år på 11.000 kr. pr. år pr. butik pr. m². Da de mindre butikker ikke modtager så mange emballager retur, er der kalkuleret med, at de kan reducere arealkravet til det halve af det tidligere opgjorte. Der kalkuleres med at der er 2.000 store butikker og 6.000 mindre butikker. Denne fordeling svarer til fordelingen mellem de dagligvarebutikker, der har automater til modtagelse af emballager og dem der ikke har det.

6.1.3.4 Salg og modtagelse af pantbelagte emballager i butikken

De ekstra løbende omkostninger i kassefunktionen ved at skulle sælge et pantbelagt produkt frem for et normalt produkt vil næsten udelukkende kun bestå af et ekstra forbrug af bonrulle, som følge af at der skal bruges 1 linie mere pr. solgt enhed af samme varenummer. Omkostningen kan betragtes som marginal, men kan opgøres til omkring 0,001 kr. pr. solgt enhed under forudsætning af at der kun købes en enhed af hvert varenummer pr. salgstransaktion.

Ved modtagelse i butikken skal der skelnes mellem om der findes automater til modtagelsen, eller om emballagerne skal modtages manuelt, idet der er en meget stor forskel på de herved forbundne omkostninger. For de emballager, hvor de eksisterende automater kan benyttes, kalkuleres der med de omkostninger til håndtering som Dansk Retursystem har opgjort. Tilsvarende har Dansk Retursystem også estimeret omkostninger ved manuel modtagelse. For de emballagetyper, hvor de eksisterende automater ikke kan benyttes, er der kalkuleret med, at der i alle butikker skal ske en manuel modtagelse.

Der er i dag ca. 2.000 butikker, der har automater til modtagelse af såvel genpåfyldelige som engangsemballager til øl og læskedrikke. Disse automater vil uden problemer kunne modtage engangsemballager til mineralvand, alkoholdrikke samt vin. Der skal blot indlægges data i automaten vedrørende den enkelte emballage, således at automaten er i stand til at kunne tilbagebetale det rigtige pantbeløb.

I de butikker, som ikke har automater, er det nødvendigt at modtage de pantbelagte emballager manuelt. I dag er der ca. 6.000 butikker, der modtager pantbelagte emballager til øl og læskedrikke manuelt. Disse butikker vil i givet fald også skulle modtage de aktuelle emballager manuelt. De tilførte emballagemængder vil i sig selv ikke være tilstrækkelig store til at virke som en katalysator for, om butikkerne skal anskaffe en modtagelsesautomat.

Erfaringstal fra øl og læskedriksektoren siger, at automat-butikkerne modtager omkring 70% af de pantbelagte emballage - dækkende både genpåfyldelige og engangsemballager. For god ordens skyld skal det nævnes, at salget ud af butik af de samme produkter fordeler sig anderledes. Mens de manuelle butikker modtager de resterende 30%. Der vil være en god grund til at antage at samme fordelingsmønster vil vise sig med de foreslåede emballagetyper. Derfor vil denne fordelingsnøgle blive anvendt.

I automatbutikkerne bliver afregningen for de pantbelagte emballager overfor forbrugeren klaret af automaten. Bagved automaten sker der en automatisk udsortering af de modtagne emballager – under forudsætning af at butikken har været igennem Dansk Retursystems effektiviseringsprogram. Engangsemballagerne bliver således automatisk anbragt i en plastpose, som skal transporteres til Dansk Retursystems sorteringscentral med henblik på tælling, kontrol og afregning af pant. Det eneste arbejde personalet i automat-butikkerne skal lave for engangsemballage, er at snøre plastposen sammen og anbringe den nødvendige mærkning til identifikation samt anbringe den på lageret indtil den afhentes. Dette arbejde skal personalet foretage alligevel for engangsemballage til øl og læskedrikke. Hvis der skal flere emballagetyper med i denne plastpose vil frekvensen for, at den skal udskiftes pose blot øges.

I de butikker, der ikke har automater, skal personalet modtage og afregne panten overfor forbrugeren manuelt – det er også den samme måde som man i dag modtager pantbelagte emballager på. Emballager bliver derefter anbragt i posen fra Dansk Retursystem. Herefter er proceduren den samme som for automatbutikker.

De modtagne mængder emballager pr. dag fordelt på automat og manuelle butikker i gennemsnit fordeler sig således:

Når man ser bort fra vinflaskerne, er dette ikke mængder, som ikke umiddelbart vil kunne opsamles af det eksisterende system med den nuværende kapacitet. Såfremt den samme afhentningsfrekvens som i dag bevares skal butikkerne lagre en større mængde. Hvis dette ikke er muligt, uden at der påkræves mere lagerplads må indsamlingsfrekvensen som alternativ øges.

Butikkernes omkostning til modtagelse af engangsemballager afhænger af, om det er en automat eller manuel butik. Dansk Retursystem vurderer, at butikkens omkostning til modtagelse af en engangsemballage gennem automater maksimalt beløber sig 1 øre pr. emballageenhed. Mens beløbet for manuelle butikker vurderes at være på omkring 5 øre pr. emballage. For engangsemballager til øl og læskedrikke modtager butikkerne ingen håndteringsgodtgørelse til dækning af disse omkostninger. Derfor skal disse omkostninger indkalkuleres hos butikkerne.

Eftersom det må forventes, at det vil være noget mere kompliceret at skulle modtage mælkedunke og emballager til convenience-produkter bl.a. fordi der skal bruges mere tid på at sikre en korrekt identifikation af pantmærke, er der kalkuleret med en samlet omkostning til manuel modtagelse på 25 øre pr. emballageenhed. Heri er også inkluderet evt. reduceret produktivitet hos servicepersonalet i butikken.

Der er ikke kalkuleret med, at butikkerne får en øget administrativ belastning som følge af, at man skal tilmelde sig et retursystem. Såfremt det bliver Dansk Retursystem, der skal indsamle de aktuelle engangsemballager, må man gå ud fra at stort set alle butikker allerede i dag er tilmeldt Dansk Retursystem.

6.1.3.5 Indsamling af emballage

For selve indsamlingen af engangsemballagerne fra butikkerne kan Dansk Retursystems indsamlingssystem direkte anvendes. Derved vil man også kunne anvende de gebyrsatser, som Dansk Retursystem i dag opkræver for at foretage denne håndteringsopgave. Gebyrerne er materiale og størrelsesmæssigt differentieret. De for dette projekt relevante gebyrsatser er:

Hos Dansk Retursystem findes ingen offentlig tilgængelig gebyrsats for vinflasker, som rummer 0,75 liter. Dansk Retursystem vurderer, at en eventuel gebyrsats for vinflasker vil komme til at ligge på det samme niveau som satsen for engangsglasflasker i størrelsen 0,5 liter eller lidt højere. Selvom vinflaskerne er større end de 0,5 liter vurderes det, at man gennem stordriftsfordele ved den store mængde vinflasker med rimelighed kan kalkulere med gebyrsatsen på 55,09 øre pr. flaske. Såfremt Dansk Retursystem skal håndtere vinflasker, skal Dansk Retursystem selvfølgelig gennemføre nærmere beregninger for at fastlægge den endelige gebyrsats.

Disse beløb dækker butikkernes materialer til indsamling (poser etc.), den fysiske indsamling fra butik til central, sortering og optælling, afregning af pant over for butikkerne samt alle de faste omkostninger til opretholdelse af et system bl.a. IT og regnskab m.v. Disse beløb indbetales til Dansk Retursystem af den virksomhed som udbyder det pågældende produkt. Beløbene er summen af logistikgebyret og indsamlingsgebyret.

6.1.3.6 Rentesatser og afskrivningsperioder

I de tilfælde, hvor der skal foretages investeringer i udstyr, er der indregnet en årlig afskrivning og forrentning, som er baseret på forventet samlet levetid samt en rentesats, som i alle beregninger er sat til 6% p.a. Levetiden for flaskecontainere eller indsamlingsbeholdere er sat til 10 år.

6.1.3.7 Transportomkostninger

I alle beregninger indgår der flere transporter. Omkostningerne hertil er kalkuleret som en opgjort distance, der skal tilbagelægges ved transporten. Dertil kommer en vurderet gennemsnitshastighed, hvorved det er muligt at udregne et samlet tidsforbrug pr. kørt tur. Dette tidsforbrug er så ganget op med en vurderet samlet gennemsnits-timeomkostning for det aktuelle transportmiddel. Denne timeomkostning dækker forrentning og afskrivning af bil, chauffør-løn samt brændstof og øvrige driftsomkostninger (bl.a. dæk).

Til opgørelse af det samlede antal kørte ture er der i nogle tilfælde kalkuleret med en fastlagt rimelig tømningsfrekvens, mens der i andre tilfælde blot er kalkuleret med hvor store mængder, der samlet pr. år skal transporteres – f.eks. fra et genvindingsanlæg til forbrænding. Denne totale mængde er så delt med kapaciteten pr. lastbil. Ved de transporter, hvor der bruges meget tid til på- og aflæsning er denne tid tillagt, eller indgår på anden måde i beregningerne – sidstnævnte gælder f.eks. ved indsamling fra flaskecontainere.

I de tilfælde, hvor eksisterende transporter kan benyttes og der vurderes at være kapacitet på disse transporter, er der ikke indregnet nogen omkostning hertil – dog undtaget et ekstra tidsforbrug til pålæsning. For indsamling via Dansk Retursystem er indsamlingsomkostningen inkluderet i den samlede indbetalte gebyr.

6.1.3.8 Indsamlingsbeholdere eller flaskecontainere

Ved en række af de alternative håndteringssystemer skal der opsættes indsamlingsbeholdere eller flaskecontainere parallelt med de nuværende beholdere til glas og papir. Det nødvendige samlede antal beholdere på landsplan er opgjort ved at dividere befolkningstallet med det antal indbyggere, der i dag er pr. glasindsamlingsbeholder. Her er nøgletallet, at der ca. er en beholder pr. 1.500 indbygger. Men dette er et nøgletal baseret på samtlige kommuner, men i en række kommuner bruger man i dag ikke flaskecontainere. I stedet for benyttes henteordninger, hvor glas og papir afhentes hos de enkelte husstande eller i boligblokke. Hvis der skal anvendes flaskecontainere over hele landet, skal man op på, at der bør være en beholder pr. 600 indbygger/250 husstande for at alle husstande har en rimelig afstand til et afleveringssted. Dette er det nøgletal, der er kalkuleret med i rapporten: Kommunale indsamlingssystemer for glasemballage fra husholdninger, 2002 – Miljøprojekt 733 (ref. Miljøstyrelsen, 2003b). Med det landsdækkende nøgletal kommer man frem til, at der skal være i alt 9.000 flaskecontainere for at landet er dækket. Det er kun aktuelt med indsamlingsbeholdere til plastemballager, idet der ikke regnes med en udvidelse af den nuværende kommunale indsamling af glasemballager.

Principielt skal der anvendes en beholder pr. emballagetype, men hvis det besluttes, at indsamle flere af de foreslåede emballagetyper vil nogle af dem kunne benytte samme flaskecontainer. Alle plastemballager vil kunne indsamles i en flaskecontainer. Men derimod har et nyligt begrænset forsøg i Ålborg vist, at det ikke er hensigtsmæssigt at indsamle glas- og alle plastemballager sammen – bl.a. bliver sorteringsomkostningerne for store, især fordi der også blev anbragt alle mulige andre plastemballager i flaskecontainerne. Men hvis man kun indsamler plastflasker sammen med glasflasker, kan man måske opnå bedre resultater. Flaskecontainerne kan bl.a. konstrueres således, at hullerne kun har en sådan diameter, at kun de ønskede plastflasker kan komme ned i dem.

I kalkulationerne er der regnet med, at der skal opsættes nye beholdere til hver enkelt emballagetype. Hvis flere emballagetyper skal være opfattet af indsamlingen vil investeringen og driftsudgifterne så kunne fordeles ud på de enkelte emballagetyper. Det kan være, at frekvensen for tømning må øges. Ud fra pladshensyn på de steder, hvor beholderne skal stå, vil det også være oplagt benytte samme flaskecontainer til flere forskellige emballagetyper fremstillet af samme grundmateriale.

Der er kalkuleret med en anskaffelsespris på 4.000 kr. pr. flaskecontainer til plastemballager.

6.1.3.9 Mængdemæssige forudsætninger

For hvert emballagesystem er der foretaget en opgørelse af den i dag samlede anvendte emballagemængde. Kilden til denne opgørelse er Miljøstyrelsens årlige emballagestatistik (Ref.: Miljøstyrelsen, 2003c). For god ordens skyld skal det nævnes, at det er konsulentfirmaet LOGISYS A/S, der udarbejder denne statistik. Dernæst er foretaget en vurdering af, hvordan denne samlede mængde fordeler sig på de forskellige bortskaffelsessteder – som f.eks. i dagrenovationen, i offentlige affaldsbeholdere m.v. Ved de alternative håndteringssystemer er der foretaget tilsvarende mængdeandelsmæssige betragtninger. Det skal nævnes, at der er knyttet nogen usikkerhed til den eksisterende mængdemæssige fordeling på affaldskilder – der findes ingen data over dette. Denne usikkerhed er selvsagt større, når der er tale om alternative håndteringssystemer.

6.1.3.10 Affaldsmængdemæssige betragtninger

Ved alle de foreslåede systemer vil mængderne af engangsemballager, der går til de 3 almindelige affaldshåndteringssystemer falde.

I forhold til den almindelige dagrenovation vil det have en marginal effekt kun at fjerne en stor andel af de aktuelle emballager. Den aktuelle mængde af engangsemballager svarer til mellem 6 - 31 emballager pr. år pr. husstand for hvert enkelt system. Dette er ikke en mængde, der kan ændre på indsamlingsfrekvenser og ej heller på den samlede omkostning for dagrenovationen.

Dog kan det have konsekvenser for de kommunale henteordninger, hvor især mængden af glasflasker vil falde. Men ligesom ved flaskecontainer-systemer vil man have tømningsfrekvensen som en styringsparameter.

Der vil være en mindre mængde affald at håndtere i de offentlige affaldsbeholdere. Men denne mængde berettiger ej heller til en anden oprydnings- og indsamlingsfrekvens, men derimod kan man indregne et mindre tidsforbrug ved, at der ikke skal arbejdes så meget med at ordne og arrangere affaldsbeholdere. For dette forhold er der indlagt et beskedent tidsforbrug pr. emballage, der skal anvendes mindre til at foretage denne håndtering end i det nuværende system. De øvrige omkostninger til denne arbejdsopgave holdes uændret.

Det samme forhold gør sig gældende i relation til ”littering”. Her skal der fortsat ryddes op ved parkeringspladser, langs veje, i skove m.v. Tilsvarende som under forrige punkt er der indlagt en omkostning pr. emballage baseret på en vurdering af tidsforbruget til at gå hen til en flaske og samle den op.

6.1.3.11 Øvrige forudsætninger

For at de emballager der uanset eksistensen af formaliserede indsamlingssystemer fortsat placeres i dagrenovationen, i offentlige affaldsbeholdere samt ”i naturen” vil der ikke ske nogen systematisk udsortering af emballagerne. I de tilfælde der er pålagt en pant på emballagerne, vil der givet ske en ”privat” udsortering, når det er praktisk muligt. Men der vil ikke ske en systematisk sortering af det affald, der bliver afleveret i offentlige affaldsbeholdere. Dette affald vil blot fortsat tilgå til affaldsforbrænding.

Afgifter, der ikke er refunderbare, indgår ikke i kalkulationerne. Moms indgår derved ikke i kalkulationerne.

6.1.3.12 Herlighedsværdi

Et af formålene med dette projekt er at reducere mængden af emballageaffald, der ligger og flyder på uautoriserede steder. Fællesbetegnelsen for dette er ”litter”. I dag bliver majoriteten af dette affald fjernet af de myndigheder eller virksomheder, som har opgaven med renholdelse. Men en mindre del af dette ”litter”-affald bliver aldrig samlet op. Det drejer sig primært om emballageaffald, der placeres på forholdsvis utilgængelige steder i naturen – eller i hvert tilfælde steder hvor renholdelsespersonalet ikke umiddelbart kommer.

Selv de steder, hvor emballageaffaldet bliver samlet op, vil affaldet være til gene for de personer, der fra ”smidningstidspunktet” indtil opsamlingstidspunktet ser på affaldet. Hvor langt dette tidsspænd er, afhænger af frekvensen for oprydningen. I centrale bydele sker denne oprydning kontinuerligt – f.eks. hver dag. Men omvendt er emballageaffaldstilførelsen også stor, således at straks efter at der er rengjort på et område, begynder affaldet igen at hobe sig op. I andre områder, hvor mængden af emballageaffald, der flyder, er mindre, er frekvensen for opsamlingen også tilsvarende mindre.

Men uanset længden af tidsperioden hvor emballage ligger og flyder, er der tale om en negativ miljøeffekt primært i form af et negativt visuelt indtryk. For det emballageaffald i naturen, der aldrig bliver samlet op, vil emballagen forgå i naturen over tid. Hvor lang tid dette tager, afhænger primært af materialet. Udover det rent visuelle indtryk vurderes det ikke at det emballageaffald – af de i projektet indgående emballagetyper – vil have nogen nævneværdig miljøeffekt – der til er mængden for beskeden.

Derefter rejser spørgsmålet sig om, hvorledes man værdisætter den reduktion af herlighedsværdien som følge af, at der ligger emballager og flyder på uautoriserende steder – hvad enten det er i byen eller i naturen. Generelt er det vanskeligt at sætte økonomiske beløb på miljøeffekter – ud over de konkrete omkostninger der er forbundet med en direkte oprydning. I rapporten ”Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter” udgivet af Miljø- og Energiministeriet, 2000 (Ref.: Miljøstyrelsen, 2000c) har man forsøgt at anvise metoder, efter hvilke der kan indregnes økonomiske effekter af miljøpåvirkninger. Som udgangspunkt siger denne rapport, at der skal være tale om en form for økonomisk tab, førend det tjener noget formål at indregne økonomiske effekter som følge af en negativ miljøeffekt – eller tilsvarende indtægt som følge af et forbedret miljø. Den bedste måde, rapporten anviser til at indregne herlighedsværdier, er ved at kikke på udviklingen i ejendomspriser som funktion af miljøeffekter – altså hvor meget vil en given ejendom stige eller falde i værdi som følge af en ændring i miljøeksponeringen afhængig af om miljøet bliver forbedret eller forringet i umiddelbar nærhed af miljøeksponeringen. Denne nærhed kan så yderligere sættes i funktion af den afstand, der er fra miljøeksponeringen til ejendommens placering.

Eftersom de resultater gennemførelsen af forslagene i nærværende projekt gerne skal resultere i en positiv miljøeffekt, vil det indebære, at der skal kunne påvises en stigning i ejendomspriserne i umiddelbar nærhed af de steder, hvor emballageaffaldet fremover ikke vil findes eller i hvert tilfælde findes i en mindre mængde. Det er så spørgsmålet, om man kan påvise en sådan prismæssig relation. Umiddelbart synes det endog meget vanskeligt at kunne påvise dette. Dette hænger ikke mindst sammen med at prisdannelsen på ejendomme bestemmes af mange faktorer. De vigtigste er beliggenheden, ejendommens type og stand, eventuelle indtjeningsmuligheder, omgivelser samt renteniveau. På miljøsiden er det hovedsageligt forhold angående støj og særligt forurenende virksomheder i umiddelbar nærhed, der har en negativ indflydelse på prisdannelsen. Spørgsmålet er om mængden af emballageaffald, der ligger foran ejendommen, har nogen indflydelse på værdien af ejendommen. Uanset niveauet af emballageaffald vil det være overordentligt vanskeligt at påvise en sådan prismæssig effekt. Da prisdannelsen er en meget sammensat størrelse, vil det være umuligt at påvise en isoleret prismæssig effekt som følge af mængden af emballageaffald – her har de andre faktorer en langt større indflydelse, hvorfor blot en marginal ændring i en af disse vil have en væsentlig større effekt end en mindre mængde ”litter” foran ejendommen.

Det må således konkluderes, at det ikke vil være muligt at indregne en økonomisk størrelse gennem en højere ejendomsværdi i dette projekt som resultatet af en mindre mængde ”litter” foran ejendommen.

For personer, der ikke ejer ejendomme, vil der ikke være noget økonomisk tab eller nogen gevinst ved, at der ser pænere ud, de steder de går forbi. Ved at mængden af ”litter” bliver mindre, vil disse personer selvfølgelig få en mere positiv oplevelse end tidligere. Men at sætte en konkret beløbsmæssig værdi på en sådan forbedring vil være umuligt eller meget vanskelig. Selv ikke en spørgeundersøgelse i dag, hvor personerne bliver spurgt om, hvor meget de vil betale for, at emballageaffaldet slet ikke lå og flød i gaderne, vurderes at give nogen brugbare svar. Efterfølgende skulle det så i givet fald opgøres, hvor mange personer der eksponeres for dette negative visuelle indtryk.

På et totalt samfundsøkonomisk niveau kan der muligvis påvises en indflydelse på turistindtægter, som følger af at landet får et ry for at være et rent henholdsvis beskidt land, hvor efter det indgår som et valgkriterium for, om ferien skal afholdes i Danmark eller ej. Når først turisterne er kommet til landet, har det næppe nogen indflydelse på deres forbrug om mængden af emballageaffald, der ligger og flyder. Det vil være meget vanskeligt at påvise, hvor mange turister der til- eller fravælger landet som følge af mængden af emballageaffald på de offentlige steder, turisterne typisk kommer. Der vil derfor ikke blive indregnet noget beløb herfor i de økonomiske kalkulationer heri projektet.

Samlet må det derfor konkluderes, at det ikke er relevant at indregne nogle økonomiske beløb i de økonomiske opgørelser for en forbedret herlighedsværdi.

Det skal nævnes, at de direkte omkostninger til at rengøre efter ”litter” indgår i de økonomiske opgørelser.

6.2 Dataindsamling og beregning

Data til gennemførelse af økonomivurderingen er sammensat fra en lang række forskellige kilder.

Selve beregningerne for hvert enkelt alternativt system er foretaget i en Excel-fil med 3 regneark.

I selve tekstrapporten vil de være en afskrift af Ark III, mens tilsvarende afskrifter af Ark I og II vil være placeret som bilag 1 og 3.

Ved at basisdata ligger i samlede beregningsfiler, er det forholdsvist simpelt at foretage re-kalkulationer, såfremt nye informationer kan skaffes til veje eller der ønskes gennemført følsomhedsberegninger.

I hver beregning indgår der op imod 100 forskellige basisdata-elementer ud fra hvilke der foretages kalkulationer. Tilvejebringelsen af disse data er sket ud fra en lang række kilder som f.eks. erfaringer fra andre projekter, standard-branchedata og direkte vurderinger.

Beregningerne bliver gennemført med udgangspunkt i de detaljerede flowdiagrammer, der er opstillet for hvert emballagehåndteringssystem. Disse ses i afsnit 3.

6.3 Emballagetype 1: Engangsplastflasker til mineralvand

Det drejer sig her om engangsplastflasker til mineralvand uden kulsyre. I dag bliver disse flasker blot håndteret gennem det almindelige dagrenovationssystem. Eftersom en del af flaskerne bliver tømt ”på gaden” bidrager disse flasker til ”problemet med henkastning af affald”. Som alternativ til den nuværende håndtering af engangsplastflaskerne er der bragt 2 alternative håndteringssystemer i forslag, som indgår i de videre kalkulationer. I gennem det ene system skal flaskerne returneres til butikkerne efter brug, hvorefter der sker en central indsamling herfra. Ved det andet forslag skal engangsplastflaskerne afleveres i nogle centralt opstillede indsamlingscontainere – parallelt med glas- og papirindsamlingen.

Som nævnt i indledning til dette afsnit foretages økonomiberegningerne som alternative beregninger til det nuværende håndteringssystem. Det vil sige, at kun de omkostninger som varierer i relation til omkostningerne ved at opretholde det nuværende system medtages. Der er således ikke tale om total-økonomi beregninger. Derfor bliver omkostningerne til det nuværende system ej heller opgjort.

Der er foretaget en vurdering af, hvorledes emballagemængderne fordeler sig på de 3 affaldsspor.

6.3.1 Alternativ håndtering af engangsplastflasker til mineralvand gennem privat retursystem

Flaskerne skal efter brug afleveres i en butik, som derefter sørger for, at flaskerne bliver indsamlet. Dette system forudsætter, at flaskerne pålægges en pant, som forbrugerne indbetaler, når de køber produktet. Denne pant tilbagebetales når forbrugerne afleverer emballagerne igen. Da plastflaskerne minder meget om de emballagetyper, der allerede er omfattet af retursystemet, vil det være logisk at lade dette system håndtere disse emballager.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat – alle de bokse i flowdiagrammet hvor omkostningen er uændret fremgår ikke af denne og efterfølgende oversigter - derfor er der spring i numrene:

Det vil således koste ca. 10,9 mio. kr. pr. år at indsamle engangsplastflasker til mineralvand gennem et butiksbaseret system mere end det nuværende system. Pr. flaske svarer det til en ekstra omkostning på 0,34 kr. Hertil kommer et pænt beløb i ikke-indløst pant på ca. 8 mio. kr. pr. år.

6.3.2 Alternativ håndtering af engangsplastflasker til mineralvand gennem kommunal indsamling

Til indsamling af disse emballager opsættes indsamlingsbeholdere på centrale steder i lokalsamfundet. Forbrugerne skal så opfordres til at placere deres brugte emballage heri.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem en kommunal indsamling giver følgende resultat:

Det er 13,7 mio. kr. dyrere at indsamle mineralvandsflaskerne til mineralvand gennem et kommunalt indsamlingssystem end den nuværende bortskaffelse af emballagerne. Det svarer til en omkostningsforøgelse på 0,42 kr. pr. flaske.

6.3.3 Samlede resultater for alternative håndteringssystemer til engangsplastflasker til mineralvand

Som det fremgår vil det være forbundet med større omkostninger at indsamle emballagerne gennem centralt placerede indsamlingsbeholdere end gennem butikkerne. Den afgørende forskel fremkommer ved, at der skal investeres i flaskecontainere og ikke mindst, at der skal ske en regelmæssig tømning af disse og der er trods alt tale om relativt beskedne mængder.

6.4 Emballagetype 2: Engangsglasflasker til alkoholdrikke

Det drejer sig her om glasflasker til alkoholdrikke. Den årlige mængde er opgjort til 30 mio. flasker.

6.4.1 Alternativ håndtering af engangsglasflasker til alkoholdrikke gennem privat retursystem

Flaskerne skal efter brug afleveres i en butik, som derefter sørger for, at flaskerne bliver indsamlet. Dette system forudsætter, at flaskerne pålægges en pant, som forbrugerne indbetaler, når de køber produktet. Denne pant tilbagebetales når forbrugerne afleverer emballagerne igen. Da disse flasker næsten ligner almindelige sodavandsflasker vil det være logisk at lade det allerede etablerede system håndtere disse emballager.

Da der er tale om internationale mærkevarer vurderes der ikke at være mange salgsmuligheder for de indsamlede flasker, hvorfor de må afsættes som skår. Derfor er denne indtjening sat til 0 kr. Hele håndteringen af de indsamlede glasflasker følger det allerede eksisterende flow. Derfor vil der kun være meget begrænsede ændringer i økonomien herved.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat:

Et returtagningssystem for flasker til alkoholdrikke gennem butikkerne er opgjort til at være ca. 7,1 mio. kr. dyrere pr. år end den nuværende bortskaffelse af emballagerne. Opgjort pr. flaske svarer det til en samlet stigning i omkostningerne på 0,24 kr. Hertil kommer et beløb i ikke-indløst pant på ca. 2,7 mio. kr. pr. år.

6.4.2 Samlede resultater for alternativt håndteringssystem til engangsglasflasker til alkoholdrikke

6.5 Emballagetype 3: Vinflasker af glas

Der handler her om almindelige vinflasker, som i dag i stor udstrækning afleveres i glasindsamlingsbeholdere.

6.5.1 Alternativ håndtering af engangsglasflasker til vin gennem privat retursystem

Flaskerne skal efter brug afleveres i en butik, som der efter sørger for, at flaskerne bliver indsamlet. Dette system forudsætter, at flaskerne pålægges en pant, som forbrugerne indbetaler, når de køber produktet. Denne pant tilbagebetales når forbrugerne afleverer emballagerne igen. Da vinglasflaskerne minder meget om flasker til øl og sodavand og da enkelte typer vinflasker allerede indgår i sådanne pantsystemer og/eller indsamlingssystemer vil det være logisk at lade allerede etablerede systemer også håndtere vinflaskerne, men der vil kræves kapacitetsudvidelser.

Det skal nævnes, at en række butikker allerede i dag modtager visse typer vinflasker retur og at disse også er pålagt pant. Da forbrugere også afleverer vinflasker i butikkerne uden pant – og uden opfordring – er butikkerne allerede i dag nødt til at håndtere disse flasker, som ender i butikken. Dette fremgår også af det opstillede flowdiagram. Derfor bliver der kun regnet på den marginale forøgelse af antallet af vinflaskerne, der kommer retur. For at opgøre dette antal er det nødvendigt, at opgøre hvor mange vinflasker der i dag allerede kommer retur. Af glasstatistikken for 2001(Ref.: Miljøstyrelsen, 2003d) fremgår det, at det blev i alt indsamlet 128,3 mio. vin- og spiritusflasker. Fra dette tal skal trækkes spiritusflasker, som udgør omkring 10% af mængden samt vinflasker fra grænsehandelen – det drejer sig om yderligere 20% af flaskemængden. Med disse forudsætninger kommer man frem til, at der i dag bliver indsamlet 89,8 mio. vinflasker stammende fra indenlandsk salg. Derved vil systemet resultere i, at der bliver godt 37,4 mio. flere flasker, som kan sælges.

Ved etablering af dette butiksindsamlingssystem vil der forsvinde en pæn del af indsamlingsmængden fra glasflaskecontainere. Men der er dog ikke kalkuleret med en anden indsamlingsfrekvens af den grund. Denne ligger i dag på 1 gang pr. uge eller pr. 14. dag.

Ligesom for alkoholdrikke er der ikke indkalkuleret nogen ekstra indtjening for salg af skår. Det er svært og omkostningskrævende at komme af med skår. Kunderne skal findes længere og længere væk.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat:

Her er det meget afgørende for resultatet, hvorledes husleje og eventuelt tab indtjening i butikkerne indregnes. Der er der foretaget 2 parallelle opgørelser. Med indregning af beløb for dækning af husleje og tabt omsætning bliver de årlige ekstra omkostninger ved tilbagetagning af vinflasker gennem dagligvarebutikkerne på omkring 251 mio. kr. – svarende til en meromkostning på 1,25 kr. pr. flaske. Uden indregning af husleje og tabt omsætning bliver de tilsvarende beløb på 75,6 mio. kr. pr. år eller 0,38 kr. pr. flaske. I begge situationer vil der være et stort beløb i ikke-indløst pant. Størrelsen af dette beløb afhænger selvsagt af, om der regnes med den pantstørrelse som pantbekendtgørelsen angiver eller den pant, som COOP Danmark i dag opkræver for visse typer vinflasker. Beløbene er henholdsvis 45,2 mio. kr. pr. år eller 30,1 mio. kr. pr. år.

6.5.2 Samlet resultat for alternativ håndteringssystem til engangsglasflasker til vin

6.6 Emballagetype 4: Engangsplastdunke til mælk

Det drejer sig her om plastdunke til mælk. Disse ligger typisk i størrelser fra 1,5 til 2 liter. Dunkene er fremstillet af PE.

6.6.1 Alternativ håndtering af engangsplastdunke til mælk gennem privat retursystem

Plastdunkene skal efter brug afleveres i en butik, som derefter sørger for, at disse bliver indsamlet. Dette system forudsætter, at plastdunkene pålægges en pant, som forbrugerne indbetaler, når de køber produktet. Denne pant tilbagebetales når forbrugerne afleverer emballagerne igen. Disse plastdunke kan næppe håndteres af det eksisterende indsamlingssystem til øl og sodavand. Derfor må der oprettes et tilsvarende parallelt system. De eksisterende modtagelsesautomater i butikkerne vil ikke kunne modtage plastdunkene. Mængderne af dunke er ej heller så store at eventuelle investeringer i alternative automater - hvis sådanne findes – økonomisk kan forsvares. Derfor må der være tale om en manuel modtagelse i butikkerne.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat:

Med indregning af beløb for dækning af husleje og tabt omsætning bliver de årlige ekstra omkostninger ved tilbagetagning af plastmælkedunke gennem dagligvarebutikkerne på omkring 135,5 mio. kr. – svarende til en meromkostning på 9,03 kr. pr. dunk. Uden indregning af husleje og tabt omsætning bliver de tilsvarende beløb på 18,5 mio. kr. pr. år eller 1,23 kr. pr. dunk. I begge situationer vil der være ca. 5,6 mio. kr. i ikke-indløst pant.

Som nævnt tidligere kan det teoretisk diskuteres, hvorledes husleje og eventuelt tab af omsætning skal indregnes i kalkulationen. Derfor er der opstillet 2 alternative beregninger.

6.6.2 Alternativ håndtering af engangsplastdunke til mælk gennem kommunal indsamling

Til indsamling af disse emballager opsættes indsamlingsbeholdere på centrale steder i lokalsamfundet. Forbrugerne skal så opfordres til at placere deres brugte emballage heri.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat:

Det er 14,4 mio. kr. dyrere at indsamle plastmælkedunkene gennem et kommunalt indsamlingssystem i forhold til den nuværende affaldshåndtering. Det svarer til en omkostningsforøgelse på 1,03 kr. pr. dunk.

6.6.3 Samlede resultater for alternative håndteringssystemer til engangsplastdunke til mælk

Som det fremgår vil det være forbundet med større omkostninger at indsamle emballagerne gennem butikker end gennem centralt placerede indsamlingsbeholdere – uanset om der indregnes husleje og omsætningstab eller ej.

6.7 Emballagetype 5: Engangsplastbakker til convenience-produkter

Det drejer sig her om plastbakker der bruges til convenience-produkter m.v. Disse er typisk fremstillet af PET. Som alternativ til den eksisterende håndtering af disse emballager efter brug er der opstillet 2 alternative systemer. I det efterfølgende foretages der beregninger af de økonomiske konsekvenser ved gennemførelsen af hvert af systemerne, set i forhold til de nuværende omkostninger til opretholdelse af det eksisterende system.

6.7.1 Alternativ håndtering af engangsplastbakker til convenience-produkter gennem privat retursystem

Emballagerne skal efter brug afleveres i en butik, som der efter sørger for, at disse bliver indsamlet. Dette system forudsætter, at plastbakkerne pålægges en pant, som forbrugerne indbetaler når de køber produktet. Denne pant tilbagebetales når forbrugerne afleverer emballagerne igen. Disse plastbakker kan ikke håndteres af det eksisterende indsamlingssystem til øl og sodavand. De eksisterende modtagelsesautomater i butikkerne vil ikke kunne modtage plastbakkerne. Derfor må der oprettes et tilsvarende parallelt system. Mængderne af bakkerne er ej heller så store at eventuelle investeringer i alternative automater - hvis sådanne findes overhovedet – økonomisk kan forsvares. Derfor må der være tale om en manuel modtagelse i butikkerne.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat:

Med indregning af beløb for dækning af husleje og tabt omsætning bliver de årlige ekstra omkostninger ved tilbagetagning af plastbakker til convenience-produkter gennem dagligvarebutikkerne på omkring 139,7 mio. kr. – svarende til en meromkostning på 5,59 kr. pr. bakke. Uden indregning af husleje og tabt omsætning bliver de tilsvarende beløb på 22,7 mio. kr. pr. år eller 0,91 kr. pr. bakke. I begge situationer vil der være ca. 21,9 mio. kr. i ikke-indløst pant. At det ikke-indløste pantbeløb er af denne store størrelsesorden skyldes, at det forudsættes at returneringsprocenten ikke er særlig høj.

6.7.2 Alternativ håndtering af engangsplastbakker til convenience-produkter gennem kommunal indsamling

Til indsamling af disse emballager opsættes indsamlingsbeholdere på centrale steder i lokalsamfundet. Forbrugerne skal så opfordres til at placere deres brugte emballage heri.

Beregningen af de økonomiske konsekvenser ved håndtering gennem et privat retursystem giver følgende resultat:

Det er 14,9 mio. kr. dyrere at indsamle plastbakkerne til convenience-produkter gennem et kommunalt indsamlingssystem i forhold til den nuværende affaldshåndtering. Det svarer til en omkostningsforøgelse på 0,60 kr. pr. bakke.

6.7.3 Samlede resultater for alternative håndteringssystemer til engangsplastbakker til convenience-produkter

Som det fremgår vil det være forbundet med væsentlig større omkostninger at indsamle emballagerne gennem butikker end gennem centralt placerede indsamlingsbeholdere.

6.8 Sammenfatning af økonomivurderinger

Alle beregninger er gennemført som isolerede beregninger, hvor netop kun det aktuelle emballagesystem implementeres. Såfremt flere af de næsten identiske systemer implementeres parallelt og det er muligt at benytte de samme systemer, vil der kunne opnås nogle synergieffekter. Disse synergieffekter indgår ikke i beregningerne. Hvis der eksempelvis opsættes indsamlingsbeholdere til engangsplastflasker til mineralvand vil det være oplagt, at også andre tilsvarende plastflasker eller de øvrige foreslåede plastemballagetyper kan opsamles i de samme beholdere som f.eks. i Sverige. Uanset omfanget af forskellige flasker og andre plastemballagebeholdere der opsamles vil der altid efterfølgende skulle ske en manuel sortering af det indsamlede materiale.

6.8.1 Salgspriser over for forbrugerne

Resultaterne af alle opgørelserne viser, at de samlede omkostningerne stiger. Ved den måde opgørelserne er foretaget på skelnes der ikke mellem, hvem der konkret skal afholde de enkelte omkostninger. Men i sidste ende vil alle omkostningerne på den ene eller anden måde ende hos de private husholdninger. Strukturelt kan man sige, at omkostningerne kommer til forbrugerne på følgende to måder:

Heraf kan man sige, at de større omkostninger til forbrugerne vil udelukkede blive synlige overfor for forbrugerne gennem ændrede udsalgspriser i butikkerne. Hvorimod de ændrede udgifter til affaldshåndtering i kommunernes regi vil være usynlige og indgå i de centrale kalkulationer sammen med en lang række andre omkostningselementer. Derfor er der udarbejdet en opgørelse over, hvor meget produkterne vil stige i pris for de scenarier, hvor emballagerne skal retur gennem butikkerne.

Ved udsalgsprisen til forbrugerne skal der også svares moms af de ekstra udgifter, hvorved de opgjorte omkostninger tillægges 25% moms. Derimod indregnes der ikke, at butikkerne i deres bruttoavanceberegning også skal have bruttoavance af de forøgede omkostninger bl.a. gennem afgifter til administrationsselskabet. Der er kun kalkuleret med, at butikkerne skal have dækket deres ekstra omkostninger. I nedenstående skema ses den samlede opgørelse:

Som det fremgår, vil forbrugerpriserne for de aktuelle emballager stige med mellem ca. 2 og 84% inklusive moms, såfremt der skal opbygges et system, hvor emballagerne skal retur gennem butikkerne.

For alle emballagerne gælder det, at hvis de skal tages retur gennem butikkerne, vil der være en besparelse i det almindelige affaldshåndteringssystem og en forøgelse af omkostningerne i butikken. Derfor er omkostningsforøgelsen i butikkerne og dermed prisstigningen større end den samlede netto meromkostning, når der ses på totaløkonomien.

Ved alle butikssystemerne skal emballagerne pantbelægges. Det vil sige, at forbrugerne ved køb af et produkt i en pantbelagt emballage skal indbetale panten, men denne tilbagebetales ved returnering af emballagen. Panten påvirker således kun forbrugernes øjeblikkelige disponible beløb. I det tilfælde forbrugerne ikke returnerer de pantbelagte emballager, vil forbrugernes samlede udgift til produktet selvsagt stige med pantbeløbet.

6.8.2 Usikkerhedsbetragtninger

Til alle de basisdata, der er indlagt i beregningsmodellerne, er der knyttet nogen usikkerhed. Der vil altid være en usikkerhed, når data skal tages som et gennemsnit på landsplan. For at illustrere denne problemstilling kan nævnes den gennemsnitlige afstand, en indsamlingsbil skal køre til en modtagelsescentral – i visse dele af landet er stor, mens den andre steder er mindre. For at kunne udregne et rigtigt landsgennemsnit skal man kende alle indsamlingsstederne og de tilhørende mængder samt indsamlingsfrekvensen. I stedet for er der foretaget en vurdering bl.a. baseret ud fra andre tilsvarende distributionsopgaver – her er der blot tale om en ”reverse”-distribution.

Det skal også anføres, at på de fleste områder er anvendt vurderede gennemsnitstal. Dertil skal nævnes, at en faktor som salgsprisen af det genvundne materiale meget hurtigt kan ændre sig – afhængig af de aktuelle udbuds- og efterspørgselsforhold/verdensmarkedsprisen. Her skal man også være opmærksom på, at salgsprisen for genvundet materiale godt kan være negativ.

Eftersom beregningerne er opdelt i mange segmenter er det forholdsvist let at foretage en re-kalkulation, såfremt visse basis-data ændrer sig eller er vurderet forkert.

7 Vurdering af lovgivning m.v.

Dette kapitel indeholder en vurdering af de foreslåede affaldshåndteringssystemer i forhold til gældende lovgivning og strategier, for at bedømme hvor godt de er i overensstemmelse med disse.

Vurderingen er opdelt i en vurdering i forhold til EU-lovgivning og en vurdering i forhold til dansk lovgivning samt udkastet til regeringens ny ”Affaldsstrategi 2005-08”.

Kapitlet afsluttes med en samlet vurdering, der sammenfatter de væsentligste punkter, hvor reguleringen har indflydelse på de beskrevne affaldshåndteringssystemer.

7.1 EU-lovgivning

Den EU-lovgivning, der relaterer sig mest direkte til genanvendelse og bortskaffelse af emballager, er Emballagedirektivet fra 1994.

Emballagedirektivet er under revision, og man er så langt i revision-processen, at der tegner sig nogle linier for, hvad det nye direktiv kan forventes at indeholde.

Derfor er gennemgangen af EU-lovgivningen koncentreret om dette direktiv og dets revision.

Tekst anført med citationstegn (”….”) angiver citater fra den danske oversættelse af det oprindelige Emballagedirektiv (Ref.: EU, 1994: Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 94/62/EF af 20. december 1994 om emballage og emballageaffald). Det bemærkes, at den danske oversættelse af Emballagedirektivet indeholder forkerte oversættelser af begreberne ”genanvendelse” og ”genvinding”. I den følgende gengivelse af uddrag af direktiv-teksten er der korrigeret for dette.

7.1.1 Gældende Emballagedirektiv

7.1.1.1 Formål og principper

Formålet med Emballagedirektivet er ”at harmonisere medlemsstaternes foranstaltninger i forbindelse med håndtering af emballage og emballageaffald for på den ene side at forebygge og mindske miljøbelastningen herfra i samtlige medlemsstater samt i tredjelande og derved sikre et højt miljøbeskyttelsesniveau, og for på den anden side at garantere det indre markeds funktion og undgå handelshindringer og forvridning og begrænsning af konkurrencen i Fællesskabet”.

Det hedder videre, at direktivet fastsætter ”foranstaltninger rettet mod, som første prioritet, at forebygge produktion af emballageaffald, og som andre grundlæggende principper, genbrug af emballage samt genvinding og andre former for genanvendelse af emballageaffald samt, som følge heraf, reduktion af den endelige bortskaffelse af affaldet”.

Desuden kan medlemsstaterne ”i overensstemmelse med traktaten fremme genbrugssystemer for emballage, der kan genbruges på en miljømæssigt fornuftig måde”.

Som det fremgår af Direktivet, skal medlemsstaterne fremme genanvendelse af emballager, både genbrug og genvinding, men det er vigtigt, at det sker på en miljømæssig forsvarlig måde.

Det skal dog ske ”i overensstemmelse med traktaten”. Denne bemærkning betyder bl.a. at nyttiggørelse ikke må hindre varernes fri bevægelighed over grænserne.

Et andet gyldent princip i Direktivet er ”at forureneren betaler, og påtager sig ansvar” for affaldet. ”Udformningen og gennemførelsen af ….. foranstaltninger vil i givet fald indebære og forudsætte et nært samarbejde mellem alle parter som led i et fælles ansvar”.

Som det fremgår lægges der vægt på at dem, der skaber forureningen, herunder affaldet, har ansvaret for at afhjælpe forureningen, dvs. både producenterne, forhandlerne og forbrugerne, og at der bør samarbejdes indenfor hele supply-chain'en, for at opnå de mest rationelle, og miljømæssigt og økonomisk mest fordelagtige system.

7.1.1.2 Konkrete mål for genanvendelse

Direktivets artikel 6 indeholder de konkrete mål for genanvendelse i de enkelte medlemsstater. Det hedder her, at:

Disse genanvendelsesmål er sammenstillet med målene for det revidere emballagedirektiv samt status for år 2000 i fig. 7.1 i afsnit 7.3 nedenfor.

Det er medlemsstaternes opgave at træffe de nødvendige foranstaltninger til, at der indføres systemer til sikring af:

Som det fremgår, er det regeringerne i de enkelte medlemslande, der har det overordnede ansvar for, at der bliver etableret indsamlings- og genanvendelsessystemer for de forskellige emballagetyper, så genanvendelsesmålene nås.

Desuden skal ”medlemsstaterne tilskynde industrien til ved fremstilling af emballage og andre produkter, at bruge materialer, der stammer fra genvundet emballageaffald, hvis dette er hensigtsmæssigt”.

Kommissionen skal i øvrigt fremme i fornødent omfang udarbejdelsen af europæiske standarder i forbindelse med fastsættelse af væsentlige krav, herunder:

Kriterierne og metoderne for livscyklusvurderinger skal anvendes ”med henblik på at begrunde en klar prioriteringsrækkefølge mellem genbrugsemballage, genvindelig og genudnyttelig emballage”.

Heri ligger bl.a. begrundelsen for at anlægge en livscyklusvurdering som grundlag for miljøvurderingen i dette projekt.

”For at fremme indsamling, genbrug og genanvendelse, herunder genvinding” skal det ifølge direktivet ”angives… på emballagen, til brug for den berørte industri, hvad emballagematerialet/-materialerne består af, med henblik på identifikation eller klassificering. Mærkningen påføres selve emballagen eller etiketten. Den skal være umiddelbart synlig og let læselig. Mærkningen skal have en passende varighed og holdbarhed, også efter emballagens åbning”.

Som det fremgår heraf indeholder Direktivet relativ klare regler for mærkning af emballagerne med henblik på bortskaffelse.

I bestræbelserne på at fremme genanvendelse af emballage og emballageaffald, skal det dog sikres at ”indarbejdelse af genvundet materiale i emballage må ikke være i strid med relevante bestemmelser om hygiejne, sundhed og forbrugersikkerhed”.

Denne bemærkning betyder bl.a. at en del emballagematerialer ikke umiddelbart kan genanvendes til fødevare- og drikkevareemballager på grund af risikoen for afgivelsen af forurenende og sundhedsskadelige stoffer til levnedsmidlerne eller drikkevarerne. Bl.a. derfor er der i emballagedirektivets artikel 11 sat grænser for indholdet af en række tungmetaller i emballage.

7.1.1.3 Revision af Emballagedirektivet

Emballagedirektivet er som nævnt under revision, og man forventer at et nyt Emballagedirektiv har været igennem revisionsprocessen i løbet af 2003. Det er især revision af genanvendelsesmålene, der har været drøftet. Som det ser ud nu (maj 2003) bliver de nye mål:

at emballageaffald der forbrændes på et anlæg opført med det primære formål

Genanvendelsesmålene for både det oprindelige emballagedirektiv og revisionen samt dansk status for år 2001 fremgår af afsnit 7.3 nedenfor.

7.2 Dansk lovgivning m.v.

De følgende to afsnit indeholder en gennemgang af de relevante paragraffer i ”Miljøbeskyttelsesloven”, ”Bekendtgørelse om pant m.v.”, den seneste affaldsstrategi, ”Affald 21”, og den nye danske ”Affaldsstrategi 2005-08” med vægten lagt på genanvendelse af emballager samt de paragraffer i ”Fødevareloven” og ”Bekendtgørelse om fødevarehygiejne”, som relaterer sig til håndtering af de tomme emballager.

7.2.1 Miljøbeskyttelsesloven

Af Miljøbeskyttelsesloven (Lovbekendtgørelse nr. 753 af 25. august 2001 og lov nr. 475 af 7. juni 2001) (Ref.: Miljøministeriet, 2001), § 9, fremgår det at:

”§ 9. Miljø- og energiministeren kan fastsætte regler om pante- og rabatordninger for bestemte produkter, der medfører en særlig miljøbelastning ved bortskaffelsen, samt for bestemte emballagetyper.
   Stk. 2. Til gennemførelse af de i stk. 1 nævnte panteordninger kan ministeren fastsætte regler om:
1) pantets eller rabattens størrelse,
2) mærkning af de af ordningen omfattede produkter, varer eller emballager og
3) pligt for forhandlere af de af panteordningerne omfattede produkter, varer eller emballager til at være tilsluttet panteordningerne, herunder pligt til at modtage og opbevare de pantbærende produkter m.v.
   Stk. 3. Ministeren kan overlade administrationen af de i stk. 1 og 2 nævnte ordninger til forhandlere eller producenter af de pågældende produkter, varer eller emballager eller til disses organisationer, når der ved en sådan privat ordning kan sikres en miljømæssigt betryggende effektivitet med hensyn til indsamling, genanvendelse eller bortskaffelse.
   Stk. 4. Er der efter stk. 3 indgået aftale om en ordning med forhandlere eller producenter, som dækker en væsentlig del af markedet for de pågældende produkter, varer eller emballager, kan ministeren fastsætte regler om, at øvrige forhandlere eller producenter skal være tilsluttet den etablerede ordning.”

”§ 9 a. Miljø- og energiministeren kan med henblik på at fremme genanvendelse og renere teknologi og med henblik på at begrænse problemerne i forbindelse med affaldsbortskaffelse fastsætte regler om, at bestemte materialer, produkter eller varer, herunder emballage, efter endt brug skal foranstaltes tilbagetaget af den for markedsføringen ansvarlige producent eller importør, samt at den for markedsføringen ansvarlige producent eller importør forpligtes til for egen regning at foranstalte det tilbagetagne genanvendt eller særligt håndteret.
   Stk. 2. Ministeren kan tillige fastsætte regler om, at enhver, der markedsfører materialer, produkter eller varer, herunder emballage, jf. stk. 1, forpligtes til at foranstalte tilbagetagning samt genanvendelse eller særlig håndtering af tilsvarende produkter, uanset at den pågældende ikke har været ansvarlig for markedsføringen, jf. stk. 1.
   Stk. 3. Når der er iværksat en ordning i henhold til stk. 1, kan ministeren fastsætte regler om borgeres, grundejeres og virksomheders pligt til efter endt brug at aflevere bestemte materialer, produkter eller varer, herunder emballage, hos producenten, importøren og/eller forhandleren, jf. stk. 1 og 4.
   Stk. 4. Ministeren kan fastsætte regler om forhandlerens pligt til at modtage og opbevare de af en ordning iværksat i henhold til stk. 1 omfattede materialer, produkter eller varer, herunder emballage.
   Stk. 5. Til gennemførelse af de i stk. 1 nævnte tilbagetagningsordninger kan ministeren bestemme, at tilbagetagningen skal sikres ved en pante- eller rabatordning, jf. § 9, stk. 2-4.
   Stk. 6. Inden en ordning i henhold til stk. 1-5 iværksættes, skal den forhandles med de i § 11 nævnte myndigheder og organisationer.”

Som det fremgår af disse paragraffer har Miljøministeren relativ detaljerede beføjelser til at etablere returtagnings og pantordninger for især emballager.

7.2.2 Pant-bekendtgørelsen

Et eksempel på anvendelsen af disse beføjelser er den seneste omlægning af det danske system for emballager til øl og sodavand, som blev gennemført i 2002 ved ikrafttræden af ”Bekendtgørelse om pant og indsamling m.v. af emballager til øl og visse læskedrikke” (bekendtgørelse nr. 713 af 24/08/2002) (Ref.: Miljøministeriet, 2002), udstedt i henhold til ”Lov om miljøbeskyttelse” §9 m.fl..

Bekendtgørelsen omfatter emballage til øl og kulsyreholdig mineralvand, herunder både genbrugsemballager og engangsemballager til de pågældende drikkevarer.

Bekendtgørelsen udstikker de nærmere retningslinier for pant på de pågældende emballager, som er obligatorisk, samt det indsamlingssystem, som skal håndtere emballagerne med henblik på enten genbrug eller genvinding.

Bekendtgørelsen pålægger udbyderne at lægge pant på emballagerne efter nogle bestemte pantsatser, som er defineret efter volumen og emballagetype. Pant og indsamlingssystemet er beskrevet nærmere i afsnit 6.1.3.1.

Desuden pålægger bekendtgørelsen udbyderne et være tilmeldt Dansk Retursystem A/S, som er et koncessioneret selskab til indsamling og salg af de pågældende emballager til genvindingsbranchen.

Bekendtgørelsen indeholder retningslinier for fastlæggelse af håndteringsomkostninger samt udveksling af pant, gebyrer, godtgørelse mv. mellem forhandlerne og Dansk Retursystem A/S.

Bekendtgørelsen har, som den er udformet nu, ingen direkte indflydelse på håndteringen af de emballager, der er emnet for dette projekt, da bekendtgørelsen kun omfatter emballager til øl og sodavand. Hvis imidlertid de foreslåede alternative affaldshåndteringssystemer via butikkerne implementeres, vil det være muligt at anvende den samme model som for engangsemballage til øl og sodavand. Hvis det videre ønskes at lovfæste sådanne systemer, vil en mulighed være at udvide bekendtgørelsen til også at omfatte de pågældende emballager. Dette vil kræve ændring af bekendtgørelsen og forhandling med de involverede parter.

7.3 Pant på emballage i andre lande

Til sammenligning kan oplyses, at i Tyskland er der pant på engangsemballager til mineralvand (både med og uden kulsyre, dog ikke mineralvand i karton), øl og læskedrikke med kulsyre (indført i begyndelsen af 2003). Panten ligger på 0,25 EURO for emballager med et volumen på op til 1,5 l. Større emballager har en pant på 0,5 EURO. Panten for genbrugsemballager ligger på 0,08, henholdsvis 0,15 EURO, alt efter volumen.

I Sverige er der udover for genbrugsemballager pant på plastflasker for mineralvand. Panten er på 1 SEK pr emballage. Derudover har man indsamlinger af plastemballager via et container-system.

I Norge er der pant på en lang række drikkeklare læskedrikke i PET-flasker. Det drejer sig bl.a. om vand, sodavand, is-the og saft. Der er tale om frivillige aftaler. Yderligere information kan findes på www.resirk.no.

I en række lande, bl.a. Holland og Schweiz, er der krav om pant på engangsemballage til drikkevarer, hvis producenter og importører ikke kan leve op til fastsatte mål for f.eks. indsamlingsprocent eller reduktion af ”littering”.

7.3.1 Hidtidige mål for genanvendelse af emballager

Affald 21, der er den hidtidige affaldsstrategi, indeholder de overordnede retningslinier for en lang række initiativer på affaldsområdet, som skal gennemføres i perioden 1998-2004.

Der blev ligeledes sat genanvendelsesmål for de enkelte sektorer og brancher. For husholdninger blev det tidligere nævnt at midlet for at nå målene var bl.a. ”vurdering af mulighederne for genanvendelse af plastdunke og –flasker”. For handel og kontor blev det nævnt, at et middel var ”øget genanvendelse af organisk affald, papir og pap samt glas”.

Som det fremgår af den hidtidige affaldsstrategi, var der sat genanvendelsesmål for emballagetyperne, og at der var begyndt at blive fokus på plastemballagerne.

7.3.2 Den nye Affaldsstrategi 2005-08

Den danske regering vedtog en ”Affaldsstrategi 2005-08” medio 2003 (Ref.: Miljøministeriet, 2003), herefter benævnt ”Strategien”. Strategien bygger på tre grundelementer:

Et mål i Strategien er at afdække, om der på udvalgte produktområder kan opnås fordele ved at indføre et producentansvar. Desuden bør der i højere grad ligge miljø- og samfundsøkonomiske analyser til grund for beslutninger på affaldsområdet.

7.3.2.1 Øget genanvendelse af emballager

Blandt Strategiens sigtelinier er, at genanvendelsen af emballager skal øges i henhold til Emballagedirektivet. Mere konkret nævnes, at der skal indsamles plastemballager fra husholdninger og genanvendelsen af transportemballager af plast og anden plastemballage fra erhverv skal øges.

For dagrenovation nævnes, at der ”skal indføres obligatoriske ordninger for indsamling af plastdunke og -flasker for at følge EU's Emballagedirektiv”.

Om metoder til at opnå dette hedder det, at ”det bliver pålagt kommunerne fra år 2005 at give borgerne mulighed for at sortere de relevante plastemballager ud og aflevere dem til genanvendelse på f.eks. containerpladser”.

For ”Byggeri- og anlægsaffald” nævnes, at der skal sikres øget genanvendelse af plastemballage for at bidrage til opfyldelse af Emballagedirektivets mål for plastemballage.

For ”Industriaffald” samt nævnes det vedrørende emballager, at transportemballagefolie og anden plastemballage samt metalemballage skal øges i henhold til emballagedirektivet.

For ”Affald fra institutioner, handel og kontor” nævnes, at genanvendelsen af transportemballagefolie af plast og anden plastemballage skal øges som følge af emballagedirektivet.

Desuden nævnes, at det høje niveau for genanvendelse af glas- samt papir- og papemballager skal opretholdes.

Som det fremgår af Strategien, vil der i fremtiden være øget fokus på plastemballager. Tre af de fem emballager, der er udvalgt i dette projekt, er således relevante i forhold til Strategien.

7.3.3 Fødevarelovgivning

7.3.3.1 Fødevareloven

Lov om fødevarer m.v. (lov. nr. 471 af 1. juli 1998) (Ref.: Fødevareministeriet, 1998) indeholder de overordnede regler for fremstilling, håndtering og opbevaring af levnedsmidler. M.h.t. hygiejne nævnes det i § 9, at:

”§ 9. Behandling og salg af fødevarer skal foregå på en hygiejnisk forsvarlig måde og skal gennemføres således, at fødevarerne ikke udsættes for forurening eller anden skadelig påvirkning eller påvirker andre fødevarer i skadelig retning.

Stk. 2. Ministeren for fødevarer, landbrug og fiskeri kan fastsætte regler eller træffe bestemmelse om hygiejne ved behandling og salg af fødevarer, herunder om personlig hygiejne og helbredskontrol for personer, som er beskæftiget med behandling, salg og kontrol af fødevarer.”

7.3.3.2 Bekendtgørelse om fødevarehygiejne

De mere detaljerede regler for hygiejne i forbindelse med levnedsmidler er beskrevet i ”Bekendtgørelse om fødevarehygiejne” (Bekendtgørelse nr. 198 af 22. marts 2001)(Ref.: Fødevareministeriet, 2001).

Bekendtgørelsens § 13, punkt 7 angiver direkte, at der skal være separate lokaler eller områder for returemballager:

”§ 13. Virksomheder, der behandler eller sælger fødevarer, skal have lokaler eller områder til de af følgende aktiviteter eller indretninger, virksomhederne udfører eller råder over:

Som det fremgår, er opbevaring af ”emballage og returemballage” nævnt direkte i bekendtgørelsen, og det er videre nævnt, at dette kræver specielle lokaler eller områder. Om lokalernes mulighed for rengøring m.v. nævnes i § 16:

”§ 56. Der skal være tilstrækkelig mulighed for bortskaffelse og opbevaring af affald.
§ 57. I lokaler, hvor der behandles og sælges fødevarer, må opsamling af affald kun ske, hvor det er nødvendigt af hensyn til virksomhedens drift og på betingelse af, at det kan ske på en hygiejnisk hensigtsmæssig måde.”

Desuden anføres det, at det er Fødevareregionerne, der har tilsynet med at reglerne overholdes.

7.4 Samlet vurdering af relation til lovgivning

I figur 7.1 nedenfor er målene for det eksisterende Emballagedirektiv samt de forventede mål for det reviderede Emballagedirektiv (medio 2003) sammenstillet med status for den konkrete genanvendelse i Danmark i år 2001. Udover målene for genvinding af de enkelte emballagematerialer er vist målene for nyttiggørelse og samlet minimum genvinding.

Figur 7.1: Genanvendelsesmål i henhold til EU Emballagedirektivet samt den faktisker genanvendelse af emballager i Danmark 2001

Som det fremgår vil det reviderede emballagedirektiv (hvis det gennemføres i dets nuværende udkast, medio 2003) betyde markant øgede krav til genanvendelse generelt, mens de nye krav til nyttiggørelse kun hæves lidt.

Med hensyn til papir og papemballage er der tale om en betydelig øgning, men som det fremgår, kunne Danmark med sine tal fra år 2001 netop opfylde de forventede mål i 2008.

For glasemballages vedkommende ses, at Danmark snildt kan opfylde de fremtidige mål med den genanvendelse, der fandt sted i 2001.

Derimod ligger genvinding af metalemballager i 2001 lidt under de nye krav for 2008.

For plastemballagernes vedkommende er den danske genanvendelse i år 2001 bagud både i forhold til 2001- og 2008-målene.

De tre af de fem emballagetyper, der er emnet for dette projekt relaterer sig således til det emballagemateriale, hvor Danmark er længst fra de forventede nye EU-krav.

Genanvendelsen af de tre typer plastemballager (til mineralvand, mælk og convenience-produkter) som forudsat i alternativerne 1

(returnering via butikkerne), henholdsvis alternativerne 2 (returnering via kommunale indsamlingssystemer), vil øge genanvendelsesprocenten.

Med en samlet plastemballageforsyning på ca. 150.172 tons i 2001 og en eksisterende indsamling på 20.821 tons (i 2001) (Ref. Emballageforsyningen i Danmark 2001, Miljøprojekt nr. 831, Miljøstyrelsen, 2003)(Ref.: Miljøstyrelsen, 2003e), vil der med alternativerne 1 og 2 kunne opnås de ny genanvendelsesprocenter som vist i tabel 7.1 nedenfor.

Det bemærkes, at der er tale tænkte genanvendelses-scenarier, da genanvendelsen af de tre valgte plastemballagetyper, ikke kan nå at bidrage til opfyldelse af målene for plastemballage-genanvendelse for 2001. Ligeså er det en tænkt situation at sammenligne en genanvendelse af de pågældende emballagetyper med udgangspunkt i 2001-data, da det ikke er muligt at vide, hvordan genanvendelsen af de pågældende emballager vil udvikle sig i forhold til det samlede plastemballage-potentiale. Øvelsen er udelukkende gennemført for at få et skøn over størrelsesordnerne for den potentielle genanvendelse af de pågældende emballager repræsenterer.

Tabel 7.1: Forventet øgning af indsamlingsmængde og genanvendelsesprocenten for plastemballage

Som det fremgår, vil indsamlingerne af de tre typer plastengangsemballager hverken for alternativ 1 eller 2 kunne bidrage til at plastgenanvendelsen i Danmark når op på de 15%, som er EU-målet for 2001, om end det er tæt på ved etablering af de private indsamlinger. De udvalgte emballagetyper vil langt fra kunne opfylde de forventede EU-krav for 2008 på 22,5%.

Umiddelbart synes der at være behov for øge genanvendelsen med flere plastemballager end de her nævnte, hvis de fremtidige EU-genanvendelsesmål skal kunne opfyldes.

8 Vurdering af praktiske forhold

Dette kapitel indeholder en vurdering af de praktiske konsekvenser af indførelse af de alternative affaldshåndteringssystemer i forhold til den eksisterende håndtering af de enkelte emballagetyper.

Der er tale om forhold, som det er vanskelige at kvantificere, men af hensyn til overskueligheden er vurderingerne sammenfattet i skemaform til sidst i kapitlet.

Det bemærkes, at affaldshåndteringssystemernes praktiske konsekvenser er vurderet for hver enkelt emballagetype for sig. Det må dog forventes, at der kan opnås betydelige positive synergieffekter, hvis der blev indført fælles systemer for flere emballagetyper sammen, og hvis de blev koblet på de eksisterende systemer, f.eks. fælles indsamlingssystemer for alle plastemballagerne eller flaskerne til alkoholdrikke blev koblet på de eksisterende flaskeindsamlingssystemer.

8.1 Emballagetype 1: Mineralvand, engangsplastflasker

8.1.1 Forbrugernes håndtering

Ved det første alternativ er det meningen, at forbrugerne skal returnere de tømte emballager til butikkerne.

Dette vil betyde et øget arealbehov hos forbrugerne til opbevaring af tomme emballager indtil de påtænkes afleveret. De tomme emballager er ganske lette, så de vil ikke betyde væsentlige vægtmæssige problemer. De er ligeledes normalt rene efter tømning, så der vil ikke være behov for skylning. Emballagerne kan købes i de fleste dagligvarebutikker, hvilket betyder at emballagerne kan returneres i forbindelse med almindeligt dagligvareindkøb, hvorved der ikke vil være væsentligt øget transport forbundet returneringen.

Ved det andet alternativ er det meningen at forbrugerne skal aflevere emballagerne til et kommunalt containersystem.

De praktiske forhold i forbindelse med dette alternativ vil ikke adskille sig fra det første alternativ udover at transportafstanden og ruten er anderledes. Såfremt man skal aflevere andre emballagetyper, f.eks. vinflasker, til et kommunalt containersystem, kan mineralvandsplastflasker afleveres samtidigt, og der vil således ikke være tale om øget transport. Såfremt plastflaskerne må afleveres separat, vil der blive tale om øget transport for forbrugerne.

8.1.2 Aflevering af emballagerne til automater

Det vurderes at de fleste plastflasker, der markedsføres i Danmark med mineralvand i deres nuværende udformning, kan afleveres til de eksisterende flaskeautomater uden væsentlige problemer, og at en pantregistrering kan finde sted, hvis flaskerne udstyres med stregkoder og pantmærke, ligesom for de emballager der allerede afleveres via automaterne.

Automaterne vil have problemer med at håndtere de emballager, der er firkantede eller på anden vis afviger væsentligt fra cylindriske flasker. Det er endvidere vigtigt, at automaterne kan skelne mellem emballager indkøbt med pant i Danmark og emballager indkøbt uden dansk pant i udlandet.

Det skal nævnes, at plastflasker til mineralvand og andre drikke er pålagt pant i Sverige, og at disse flasker for en dels vedkommende afleveres via automater. Det vil således evt. også være lettere for de danske forbrugere at forstå, hvis mineralvand i plastflasker skal indgå i et returtagnings- og pantsystem.

8.1.3 Aflevering af emballagerne til kommunale flaskecontainere

Ligeledes vurderes der ingen væsentlige praktiske problemer er ved aflevering af emballagerne til et containersystem, hvad enten der er tale om anvendelse de eksisterende kommunale flaskecontainere eller nye specielle containere for plastemballager.

Såfremt emballagerne afleveres i de eksisterende flaskecontainere, skal de efterfølgende frasorteres glasemballagerne, men det vurderes at dette kan gennemføres ganske rationelt, enten mekanisk eller manuelt.

8.1.4 Butikkernes håndtering

Det forudsættes, at plastflaskerne lagres og transporteres i plastsække eller containere, evt. komprimerede.

I mindre butikker, hvor der ikke er flaskeautomater, må plastflaskerne håndteres manuelt, men proceduren vurderes ikke at adskille sig fra den hvorved eksisterende returemballager håndteres.

Generelt vil butikkerne og hele returtagningssystemet blive pålagt øget arbejdsindsats, da man må gå ud fra at antallet af emballager, der skal håndteres øges. Der vil være tale om både øget indsats hvad angår manuel håndtering og administrativt arbejde.

8.1.5 Indsamling fra butikkerne

Indsamling af de returnerede mineralvandsflasker fra butikkerne vil ganske givet kunne ske sammen med de øvrige returemballager. Mineralvandsemballagerne vil mest rationelt kunne bringes til de samme opsamlingscentraler, hvor andre returemballager bringes til. Herfra vil mineralvandsflaskerne kunne viderebringes direkte til genvindingsvirksomhederne for plastemballager eller via andre opsamlingscentraler. I alle disse led vil der være et vist øget pladskrav til opbevaring af emballagerne.

8.1.6 Indsamling fra flaskecontainere

Indsamlingen af mineralvandsflasker via flaskecontainere vil ikke adskille sig væsentligt fra den eksisterende indsamling af andre emballager fra flaskecontainere. Der vil dog være tale om, at der skal frasorteres en yderligere emballagefraktion et eller andet sted i kæden, og at der er behov for et vist øget pladskrav til opbevaring af emballagerne.

8.1.7 Hygiejne

Der vil ikke være hygiejniske problemer i forbindelse med håndtering af tomme mineralvandsflasker, da emballagerne i langt de fleste tilfælde må forventes at blive returneret med kun små rester af vand, og ingen forurenende stoffer.

8.2 Emballagetype 2: Alkoholdrikke, engangsglasflasker

For disse emballagers vedkommende er der tale om at øge genanvendelsen via det private system, hvorigennem de allerede i et vist omfang returneres.

De alkoholdrikkene, der er baseret på malt, er allerede pålagt pant, og kan returneres til de butikker, hvor de afleveres via pantautomaterne eller manuelt. Ligeledes er der allerede en del, der smides i de kommunale flaskecontainere.

Vurderingen nedenfor beskriver derfor konsekvenserne af at øge returneringen via det private system og en reduktion via de kommunale flaskecontainere.

8.2.1 Forbrugernes håndtering

Indførelsen af en generel pant- og returneringssystem for alkoholdrikke ligesom for øl og sodavand, vil betyde et øget pladskrav til opbevaring af flaskerne hos forbrugeren og en øget byrde ved returnering. Det vides dog, at mange forbrugere allerede afleverer emballagerne til flaskecontainere og at enkelte returneres som pantflasker til forhandlerne. Aflevering til butikkerne vil ikke betyde en væsentlig ændring for forbrugerne. Det ville være lettere at forstå for forbrugerne, hvis alle flaskerne til alkoholdrikke var pålagt pant og kunne returneres til butikkerne.

En stor del af salget foregår på restauranter og diskoteker, og her vil emballagerne kunne håndteres næsten ligeså rationelt som emballagerne til øl og sodavand, hvis der indføres passende transportkasser.

Det skønnes ikke at flaskerne til alkoholdrikkene vil udgøre en større hygiejniske problemer end øl og sodavand, hvorfor der ikke vil være behov for skylning af flaskerne efter, at de er blevet tømt.

8.2.2 Aflevering af emballagerne til automater

De flasker til alkoholdrikke, der allerede er pålagt pant kan i de større supermarkeder allerede afleveres til pantautomater, hvorfor det ikke udgør noget specielt problem. Flaskerne skal derefter anbringes i pallerammer eller lignende. Det er endvidere vigtigt, at automaterne kan skelne mellem emballager indkøbt med pant i Danmark og emballager indkøbt uden dansk pant i udlandet.

8.2.3 Butikkernes håndtering

I butikkerne vil en øget returnering betyde et øget pladsbehov til opbevaring samt øget håndteringsarbejde til de tomme emballager, før de kan transporteres bort. Ligeså vil der være et øget administrativt arbejde med pantregnskab m.v.

8.2.4 Indsamling fra butikkerne

Ligeså vil der være et øget håndterings- og transport arbejde ved transport af de tomme emballager fra butikkerne til mellemlagre og derfra evt. til skyllerierne eller glasværk. Men dette adskiller sig principielt ikke fra det tilsvarende arbejde med øl- og sodavandsflasker.

8.2.5 Hygiejne

Der menes ikke at være hygiejniske problemer med flasker fra alkoholdrikke, som adskiller sig fra dem, der er for øl og sodavand.

8.3 Emballagetype 3: Vin, glasflasker

8.3.1 Forbrugernes håndtering

Meningen med den alternative affaldshåndtering for denne emballagetype er at reducere mængden af vinflasker der smides i dagrenovationen og at øge mængden der genbruges gennem et privat indsamlingssystem.

Visse butikskæder har et pantsystem for vinflasker, hvilket indebærer at flaskerne returneres til pantautomaterne og at panten refunderes. Desuden modtager andre butikker standard-vinflasker, som der udbetales en mindre godtgørelse for.

En del andre dagligvarebutikker modtager alle typer tomme vinflasker, dog uden godtgørelse af nogen art.

Den øgede returnering vil øge pladskravet til opbevaring af tomme flasker hos forbrugerne, men det skønnes at være minimalt, da de fleste forbrugere i forvejen returnerer flaskerne til enten flaskecontainere eller butikker.

8.3.2 Aflevering af emballagerne til automater

En del af de større supermarkeder forhandler allerede vin i pantbelagte flasker, hvor flaskerne returneres til flaskeautomater. Dette fungere uden specielle vanskeligheder.

En del af de supermarkeder, som ikke forhandler vin på pantflasker, har automater til andre typer flasker af samme størrelse som vinflasker, så der skønnes heller ikke her at være problemer med at returnere vinflasker via disse automater.

Der må påregnes væsentligt øget pladskrav til opbevaring af vinflaskerne. Desuden en generel danske pantordning for vinflasker kræve en unik dansk mærkning af flaskerne, således at automaterne kan skelne dem fra vinflasker der er indført ved grænsehandel. En sådan mærkning skal påsættes enten af producenten eller importøren.

8.3.3 Aflevering af emballagerne til kommunale flaskecontainere

Såfremt en større del af vinflaskerne returneres via et privat butiksbaseret system, vil presset på de kommunale flaskecontainere reduceres, hvilket kan muliggøre en lavere tømningsfrekvens.

8.3.4 Butikkernes håndtering

En øget returnering af vinflaskerne via det private butiksbaserede system vil kræve øget arbejde for dem, der håndterer flaskerne, samt væsentligt øget lagerbehov.

8.3.5 Indsamling fra butikkerne og kommunale flaskecontainere

En øget returnering til butikkerne vil naturligvis betyde et øget transportarbejde for dem, der indsamler flaskerne fra butikkerne, men de kommunale indsamlinger vil reduceres tilsvarende.

8.3.6 Hygiejne

Der skønnes ikke at være hygiejniske spørgsmål, der adskiller sig fra de velkendte problemer med øl og sodavandsemballager.

8.4 Emballagetype 4: Mælk, engangsplastdunke

8.4.1 Forbrugernes håndtering

Genanvendelse af mælkeemballager vil kræve et øget vandforbrug hos forbrugerne til skylning af emballagerne, ligesom det vil øge pladsbehovet til opbevaring af emballagerne indtil de returneres.

8.4.2 Aflevering af emballagerne til automater

Med den form som mælkedunke har nu, vil der være problemer med aflevering af emballagerne til flaskeautomaterne. Dels er de for store til at passere automaternes åbning, dels vil den firkantede facon skabe problemer med registreringen i automaterne.

Der kan ganske givet udvikles automater, der kan håndtere emballagerne, men det vil kræve betydelige investeringer.

8.4.3 Aflevering af emballagerne til kommunale flaskecontainere

Der skønnes ikke at være problemer med aflevering af emballagerne til de kommunale flaskecontainere, da deres åbninger er tilstrækkelig store. Om der forekommer andre mekaniske problemer er ikke undersøgt, men denne type emballager håndteres i containersystemer i andre lande eksempelvis Sverige.

8.4.4 Butikkernes håndtering

Håndteringen af returnerede mælkedunke i butikkerne vil øge arbejdsbyrden betydeligt, da de skal håndteres manuelt og evt. uden for salgsområdet.

8.4.5 Indsamling fra butikkerne

Indsamling af emballagerne fra butikkerne vil kræve et øget transportvolumen, da emballagerne er meget voluminøse. Det vil evt. være muligt at komprimere emballagerne, så volumenkravet minimeres mest muligt. Dette kan dog øge de hygiejniske problemer.

8.4.6 Indsamling fra flaskecontainere

Indsamlingen via specielle plast-containere kan minimeres ved at komprimere emballagerne under transporten.

8.4.7 Hygiejne

Det hygiejniske spørgsmål i forbindelse med returnering af tomme mælkedunke har været forelagt Fødevareregion Nordøstsjælland. I henvendelsen havde man bedt Fødevareregionen at tage stilling til, hvilke krav der ville blive stillet, hvis forbrugerne skulle aflevere de tomme mælkedunke i en automat inde i de butikker. Dette vil indebære et system, hvor forbrugerne skal bringe de tomme emballager gennem butikkernes salgsarealer med friske varer.

Man kunne ikke tage stilling til spørgsmålet endeligt, medmindre man modtager en konkret ansøgning om tilladelse til at gennemføre en returneringsordning eller et forsøg.

Den umiddelbare reaktion er dog (Ref. Fødevareregion, 2003), at det næppe vil blive tilladt, da man ikke kan være sikker på kvaliteten af skylningen af emballagerne er tilstrækkelig høj, og at derfor er risiko for, at der er mælkerester tilbage i emballagen. Da mælk er en let fordærvelig vare, vil der hurtigt kunne opstå risiko for lugtgener samt spredning af fødevare- og sundhedsskadelige mikroorganismer. Desuden kunne der opstå risiko skadedyr, dér hvor emballagerne bliver opmagasineret.

En evt. returneringsordning ville kræve specielle forholdsregler, der ville afvige fra reglerne for håndtering af øl- og sodavandsemballager, og man ville foretrække et separat håndteringssystem, der er placeret udenfor butikkerne, så der de tomme emballager holdes helt væk fra de friske levnedsmidler inde i butikken.

Den eneste mulige løsning for returnering af pantbelagte mælkedunke synes således at være at placere pantautomater eller en manuel modtagelse udenfor butikkerne, hvor håndteringen kan være helt isoleret fra butikkernes salgsarealer.

Ved en returneringsordning, hvor forbrugerne bringer emballagerne til kommunale flaskecontainere, vil der evt. ligeledes blive stillet hygiejniske krav, som går ud over de, der er stillet til indsamling af øl-, sodavands- og vinemballager. Dette skyldes, at der stadig kan opstå lugtgener og risiko for spredning af mikroorganismer samt skadedyrsproblemer. Disse vil evt. kunne imødegås ved en højere tømningsfrekvens for containerne, rengøring af disse og de umiddelbare omgivelser.

8.5 Emballagetype 5: Convenience-produkter, engangsplastbakker

Engangsplastbakkerne repræsenterer en emballagetype, som der ikke er mange erfaringer med at genanvende.

8.5.1 Forbrugernes håndtering

Returneringen af emballagerne vil kræve skylning hos forbrugerne samt plads til opbevaring. Vandforbruget må skønnes at være større end til mælkedunkene, da bakker ofte kan indeholde en del madrester, især hvis de har været anvendt til opvarmning af maden i en ovn.

Håndteringen af disse emballager vil desuden kræve øget information til forbrugerne for at sikre at kun de rette emballagetyper returneres. Dette kan evt. gøres ved hjælp af en mærkning af emballagerne.

8.5.2 Aflevering af emballagerne til automater

Engangsplastbakker kan ikke håndteres af de eksisterende flaskeautomater, så enten skal de håndteres manuelt, hvilket vil kræve øget arbejdsbyrde, eller også skal der udvikles og installeres nye automater, hvilket vil kræve betydelige investeringer.

Endelig er der spørgsmålet om fødevaremyndighederne kan godkende at sådanne emballager bringes tilbage til butikkerne.

8.5.3 Aflevering af emballagerne til kommunale flaskecontainere

Der skønnes ikke at være problemer med at aflevere bakkerne til de eksisterende flaskecontainere, men det vil kræve et betydeligt efterfølgende sorteringsarbejde.

8.5.4 Butikkernes håndtering

Aflevering af bakkerne til butikkerne vil kræve øget håndteringsarbejde og øget pladskrav, om end dette ikke vil være så betydeligt som for andre emballagetyper, især ikke hvis bakkerne kan komprimeres.

Fødevaremyndighederne vil givet stille de samme hygiejniske krav til disse emballagetyper som til mælkedunkene.

8.5.5 Indsamling fra butikkerne

Håndtering af bakkerne videre fra butikkerne vil kræve øget arbejde og transport, men det er mindre end for de andre emballagetypers vedkommende.

8.5.6 Indsamling fra flaskecontainere

Transportarbejdet i forbindelse med indsamling fra flaskecontainere vil ikke være betydeligt, især ikke hvis emballagerne komprimeres. Der vil være et betydeligt sorteringsarbejde, især hvis de eksisterende flaskecontainere anvendes til indsamlingen.

8.5.7 Hygiejne

Der må påregnes betydelige hygiejniske problemer med returnering af disse emballager, da man ikke kan forvente, at skylning af emballagerne vil være perfekt. Der vil ganske givet blive stillet samme krav til disse emballager, som til mælkedunkene.

8.6 Retursystemernes kompleksitet

Det nuværende retursystem for emballager, hvad enten det drejer sig om pantbelagte emballager eller emballager, der returneres til kommunale flaskecontainere, har allerede nået et højt niveau af kompleksitet. Dette fremgår bl.a. af, at der er en del ”fejl-afleveringer”.

En øgning af antallet af emballagetyper, der skal returneres med henblik på genanvendelse, vil ganske givet gøre systemet mere komplekst og gøre det vanskeligt for forbrugerne at orientere sig i systemet. En pålægning af pant for mineralvandsflasker og alle flasker til alkoholdrikke vil evt. opfattes som mere konsekvent for forbrugerne, i stedet for det nuværende system, hvor der kun er pant på mineralvand med kulsyre og på nogle af flaskerne til alkoholdrikke.

En øget informationsindsats samt initiativer til forenkling systemerne vil under alle omstændigheder være påkrævet. Ligeså vil det stille krav til butikkerne i form af øget pladskrav og øget information af personalet.

Det skal dog bemærkes at der allerede i flere nabolande returneres flere typer emballage end i Danmark, herunder bl.a. Tyskland.

Tabel 8.1 nedenfor sammenfatter de praktiske problemer, der skønnes at være ved de alternative affaldshåndtering af de fem emballagetyper. Kun væsentlig problemstillinger er anført.

Tabel 8.1:Væsentlige praktiske problemer ved alternativ håndtering af de udvalgte emballagetyper

9 Samlet vurdering

I dette kapitel sammenfattes de vurderinger, der er gennemført i de forudgående kapitler for vurdering af:

De sammenfattende vurderinger er foretaget ved at sammenligne effekterne af de alternativer systemer inden for hver af emballagetyperne.

9.1 Sammenfattende miljøvurdering

De følgende søjlediagrammer viser de summerede vægtede miljø- og affaldseffekter pr. kg emballage for de fem emballagetyper i de foreslåede scenarier (det eksisterende, det private og det kommunale indsamlingssystem). Efterfølgende præsenteres miljø- og affaldseffekterne pr. kg emballage, der reelt er ført til genanvendelse. Denne vinkel er medtaget for at illustrere de miljø- og affaldseffekter, der påføres pr. kg emballagemateriale i systemer med henholdsvis stor og lille genanvendelse.

9.1.1 Samlede miljø- og affaldseffekter pr. kg emballage for affaldssystemerne

På nedenstående opsummerende figurer ses det, at der vil være miljømæssige fordele ved at etablere retursystemer til genanvendelse af de fleste emballagetyper. Det ses dog, at forskellen i miljøeffekter for henholdsvis de eksisterende systemer og de kommunale genanvendelsessystemer for mælkedunke og PET-bakker til convenience-produkter ikke er væsentlige. Det skyldes, at indsamlingseffektiviteten vurderes at blive meget lav for disse emballager i de kommunale indsamlingssystemer. Endvidere har afskylningen af bakkerne til convenience-produkter en afgørende betydning for resultatet.

Resultaterne er mindre klare ved opgørelse af affaldseffekterne. For de to glasemballager er det klart en fordel at genanvende, hvilket skyldes at der dannes mindre slagge. Der ses en vis fordel ved at genanvende mælkedunke, især for det private system, men kun i ubetydelig omfang for det kommunale. For både mineralvandsflasker og bakker til convenience-produkter opstår større affaldseffekter ved genanvendelse, i både de private og kommunale systemer, dog mest i de private systemer.

9.1.2 Samlede miljø- og affaldseffekter pr. kg indsamlet emballage til genanvendelse

Efterfølgende figurer for alle bortskaffelsessystemer, der fører emballagemateriale til genanvendelse, illustrerer henholdsvis de summerede miljø- og affaldseffekter fordelt pr. kg emballagemateriale, der sendes til genanvendelse.

For de tre emballagetyper mineralvandsflasker, mælkedunke og bakker til convenience-produkter, hvor der er opstillet både private og kommunale indsamlingssystemer, ses det, at de miljømæssige fordele er størst ved at genanvende de enkelte emballagetyper via det private retursystem. Dette skyldes, at det private retursystem sikrer en større indsamlet mængde emballagemateriale, end det kommunale retursystem.

For plastbakkerne til convenience-produkter ses det, at der er en stor miljøpåvirkning pr. kg emballage ved at opsætte et kommunalt retursystem relativt til de andre systemer. Dette skyldes, at systemet har en ringe returneringsprocent, samt at det returnerede materiale skal skylles grundigt med varmt vand, før det er egnet til at blive genvundet.

Forskellen mellem de to alternative systemer, det private og det eksisterende gensamlingssystem, er mindre for glasflaskerne, men dog er det stadig bedre med øget genanvendelse. Den mindre forskel for glasflaskernes vedkommende skyldes, at der allerede findes en rimelig effektiv eksisterende indsamling af glasflasker, hvor der også for vinflaskernes vedkommende genbruges hele flasker.

Der ses lidt det modsatte billede, når der ses på resultaterne for affalds-effekterne. Her er det en klar fordel, at genanvende glasflaskerne, fjernelse af glas fra forbrændingen mindsker mængden af slagge væsentligt. Det er en fordel af benytte privat indsamling af mælkedunke, hvilket igen skyldes den mere effektive indsamling, mens der for mineralvandsflaskerne ikke ses en signifikant forskel mellem alternativerne. For bakkerne til convenience-produkter giver den større mængde skylning og efterfølgende rensning af spildevand i det private indsamlingssystem anledning større affaldseffekter sammenlignet med det kommunale indsamlingssystem, hvilket igen er forbundet med en højere indsamlingseffektivitet i det private indsamlingssystem.

9.1.3 Henkastning af affald

Problemerne med henkastning af emballagerne på offentlige arealer og naturen er ikke særlig veldokumenterede. Den gennemførte vurdering bygger således på de erfaringer, der er indhentet via få danske og udenlandske undersøgelser..

Tabel 9.1 nedenfor sammenfattet vurderingen af hvor meget de alternative affaldshåndteringssystemer kan reducere problemet med henkastning af affald.

Generelt vurderes det at mineralvandsplastflasker og glasflasker til alkoholdrikke udgør et relativt større problem som henkastet affald end de andre emballagetyper, og at dette problem vil kunne reduceres betydeligt hvis emballagerne pålægges pant. Panten vil umiddelbart motivere flere forbrugere til at returnere emballagerne til et indsamlingssystem. Selv hvis forbrugerne måtte efterlade de pantbelagte emballager på veje, pladser eller i naturen, vil der være en motivation for andre til at returnere emballagerne for at indløse panten. Dette fænomen kendes fra øl- og sodavandsemballager.

Det skønnes, at et generelt pant-system for vinflasker og mælkedunke ikke vil have nogen effekt på henkastning af emballagerne, da der i forvejen ikke henkastes særligt mange af disse emballagetyper.

Etablering af et pantsystem for plastbakker for convenience-produkter skønnes at have en mindre effekt på reduktionen af henkastning af affald, da visse af bakkerne kræver afskylning. Dette afhænger dog igen af pantens størrelse. Jo større pant, jo større er motivationen til at returnere bakkerne.

Det vurderes generelt, at systemer uden pant, ikke vil føre til reduktion af henkastning af affald.

9.2 Sammenfattende økonomi-vurdering

Figur 9.5 nedenfor viser de samlede årlige udgifter ved at drive de alternative håndteringssystemer for de fem emballagetyper, inklusive beregnet husleje og omsætningstab.

Figur 9.5: Samlede årlige merudgifter pr. år for de alternative systemer, inkl. husleje og omsætningstab

Som det fremgår af figuren, vil returnering af emballagerne til vin, mælke og convenience-produkter via butikkerne betyde væsentlige årlige merudgifter. Det er især de private indsamlingssystemer via butikkerne der er dyre. Disse merudgifter er især knyttet til de øgede pladskrav til opmagasinering af tomme emballager i butikkerne.

Hvis husleje og omsætningstab ikke medtages i opgørelsen af merudgifterne fremkommer der et billede som vist i fig. 9.6 nedenfor.

Figur 9.6: Samlede årlige merudgifter pr år for de alternative systemer, ekskl. husleje og omsætningstab

Som det fremgår af fig. 9.6 vil merudgifterne for de forskellige systemer, bortset fra vinflaskerne, ligge mellem 10 og 22 mio. kr. pr. år. Merudgifterne ved øget returnering af pantbelagte vinflasker gennem butikkerne ligge på omkring 75 mio. kr.

For mælkedunke og plastbakker til convenience-produkter vil det private system betyde højere merudgifter end for det kommunale indsamlingssystem. For mineralvandsflasker vil det være omvendt.

Hvis man ser på meromkostningerne pr. emballage, inkl. husleje og omsætningstab, som fremgår af fig. 9.7 nedenfor, ses det, at det er især indsamlingen af mælkeemballagerne og plastbakkerne til convenience-produkter der er dyre.

Figur 9.7: Meromkostninger pr emballage for forskellige emballager og de alternative systemer, inkl. husleje og omsætningstab

Hvis man derimod ser på meromkostningerne pr. emballage, hvor husleje og omsætningstab ikke er medtaget, får man et billede som det fremgår af fig. 9.8 nedenfor.

Som det fremgår af fig. 9.8 vil det især være dyrt at indsamle mælkedunke og plastbakker til convenience-produkter, både via de private og det kommunale systemer. Meromkostningerne ved indsamling af flasker til mineralvand, alkoholdrikke og vin er derimod noget mindre pr. emballage.

Figur 9.8: Meromkostninger pr emballage for forskellige emballager og de alternative systemer, ekskl. husleje og omsætningstab

I diagrammerne nedenfor er vist meromkostningerne pr. kg indsamlet emballage, dels inklusiv husleje og omsætningstab, dels eksklusive husleje og omsætningstab.

Som det fremgår af fig. 9.9 nedenfor, er det billigst at indsamle plastemballage til mineralvand pr. kg plast, og især via butikkerne. For mælkedunke og plastbakker er de kommunale indsamlinger billigere end de private. Meromkostningerne ved indsamling af glasemballagerne er marginale, især hvis husleje og omsætningstab ikke inkluderes.

Figur 9.9: Meromkostninger pr emballage for forskellige emballager og de alternative systemer, ekskl. husleje og omsætningstab

I fig. 9.10 nedenfor er vist meromkostningerne for indsamling pr kg emballage, eksklusiv husleje og omsætningstab. Her ses det ligeledes at det er billigst at indsamle plast via privat indsamling af mineralvandsemballager. For alle plastemballageindsamlingerne er de private systemer billigere end de kommunale. Meromkostningerne ved indsamling af glasemballagerne er marginale.

Figur 9.10: Meromkostninger pr emballage for forskellige emballager og de alternative systemer, ekskl. husleje og omsætningstab

9.3 Sammenfattende vurdering i relation til lovgivning

Med hensyn til EU-lovgivning vil en ændring af de danske pant-regler kræve notifikation. Til sammenligning kan nævnes, at der i Sverige, Tyskland og Norge allerede er pantsystemer for mineralvand uden kulsyre. En genanvendelse af de plastemballager, som indgår i projektet, vil i et vist – om end kun mindre – omfang kunne bidrage til at nå kravene til genanvendelse af plastemballageaffald i EU's emballagedirektiv.

Genanvendelsespotentialerne for de enkelte emballagesystemer i de alternative affaldshåndteringssystemer fremgår af tabel 9.4 nedenfor.

Som det fremgår af tabellen, ligger de største potentialer for genanvendelse af plast i mineralvandsflaskerne og mælkedunkene, og især ved genanvendelse via de private systemer. Det større potentiale ved de private systemer skyldes, at der forventes en større motivation for returnering af emballagerne ved pantsystemerne.

Der er mængdemæssigt større tonnager at genanvende for glasemballagerne, hvilket hænger sammen med den betydelige højere emballagevægt for disse emballagetyper.

9.4 Sammenfattende vurdering af praktiske forhold

Tabel 9.5 nedenfor sammenfatter de praktiske problemer, som der skønnes at være ved de alternative affaldshåndtering af de fem emballagetyper. Kun væsentlig problemstillinger er anført.

Tabel 9.5: Væsentlige praktiske problemer ved alternativ håndtering af de udvalgte emballagetyper

Som det fremgår af tabellen ovenfor, er det især mælkedunkene og plastbakkerne der skaber problemer ved genanvendelsen. Desuden vil en del af plastemballagerne ikke kunne returneres gennem de eksisterende pantautomater på grund af deres form. Det er dog ikke muligt at kvantificere de pågældende parametre, så der kan ikke gennemføres en helt eksakt sammenligning mellem de forskellige emballagetyper.

10 Litteratur

Carlsson, Anna-Sofia (2002): Kartläggning och utvärdering av plaståtervinning i ett systemperspektiv , IVL Rapport B 1418, IVL Svenska Miljöinstitutet AB.

EU, 1994: ”Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 94/62/EF af 20. december 1994 om emballage og emballageaffald”.

Fødevareministeriet, 1998: Lov om fødevarer m.v. (lov. nr. 471 af 1. juli 1998.

Fødevareministeriet, 2001: ”Bekendtgørelse om fødevarehygiejne” (Bekendtgørelse nr. 198 af 22. marts 2001.

Fødevareregion, 2003: Personlig kommunikation m. P. Nørlyng, Fødevareregion Nordøstsjælland, 6. okt. 2003.

Håll Sverige Rent, 2001: ”Håll Sverige Rent – en undersøkning bland allmänheten, SIFO Research & Consulting, 2001-05-21.

Miljøministeriet, 2001: Miljøbeskyttelsesloven, Lovbekendtgørelse nr. 753 af 25. august 2001 og lov nr. 475 af 7. juni 2001.

Miljøministeriet, 2002: ”Bekendtgørelse om pant og indsamling m.v. af emballager til øl og visse læskedrikke” (bekendtgørelse nr. 713 af 24/08/2002.

Miljøstyrelsen, 1995: Miljømæsssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke. Delrapport 5: Genpåfyldelige PET-flasker, Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 74, 1995.

Miljøstyrelsen 2000a: Miljøparametre til miljøindsats for emballageafgifter. Miljøprojekt nr. 546. Udarbejdet af Anne Abildgaard, og Ninkie Bendtsen, COWI.

Miljøstyrelsen, 2000b: Genbrug af danske vinflasker – vurdering af markedet og de miljømæssige effekter. Miljøprojekt nr. 556. Udarbejdet af Dorthe Nejrup, Carl Bro A/S og Marianne Wesnæs, IPU.

Miljøstyrelsen, 2000c: ”Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter” Miljø- og Energiministeriet, 2000.

Miljøstyrelsen, 2001: Indsamling af plastflasker og –dunke fra husholdninger. Miljøprojekt nr. 637. Udarbejdet af Lars Mørch Ottosen og Kate Tønning, Teknologisk Institut.

Miljøstyrelsen 2001a: ” Indsamling af plastflasker og -dunke fra husholdninger”, Miljøstyrelsen, Miljøprojekt, 637, 2001.

Miljøstyrelsen, 2002: Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast. Eksempler med udgangspunkt i konkrete produkter. Miljøprojekt nr. 657. Udarbejdet af Niels Frees, IPU.

Miljøstyrelsen 2002b:”Emballageforsyningen i Danmark 2000”, Miljøstyrelsen 2002.

Miljøstyrelsen, 2003: Statistik for glasemballage 2001, Miljøprojekt 826, 2003. Udarbejdet af Ole Kaysen, Econet A/S.

Miljøstyrelsen, 2003a: ”Ref. Børn og affald – om børns viden, adfærd og holdning til affald”, Miljøprojekt nr. 864, Miljøstyrelsen, 2003.

Miljøstyrelsen, 2003b: ”Kommunale indsamlingssystemer for glasemballage fra husholdninger, 2002” – Miljøprojekt 733, 2003.

Miljøstyrelsen, 2003c: ”Emballageforsyningen i Danmark 2001”, Miljøstyrelsen 2003.

Miljøstyrelsen, 2003e: ”Emballageforsyningen i Danmark 2001”, Miljøprojekt nr. 831, Miljøstyrelsen, 2003.

Strandorff, H., Hoffmann, L., Schmidt, A. (2004): Normalisation and weighting – Updating of selected impact categories (Draft version, DK-Teknik, endnu ikke udgivet).

Wenzel, H., Hauschild, M. and Leo Alting (1997]: Environmental Assessment of Products, Vol. 1: Methodology, tools and casestudies in product development. Chapman & Hall, London.

Videncenter for Affald, 2003: ”Behandlingspriser på forbrændingsanlæg”, Videncenter for Affald, 2003.

Weidema, B.P. (2000): Avoiding co-product allocation in LCA. Paper submitted for the Int. Journal of Life Cycle Assessment.

Affaldshåndtering af udvalgte engangsemballager

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusioner

Afgrænsning

Summary

1 Indledning

1.1 Formål

1.2 Baggrund

1.3 Afgrænsning og definitioner

1.4 Metode

2 Valg af emballagetyper

2.1 Udgangspunkt for valg af emballager

2.2 Kriterier for valg af emballagetyper

2.3 Screening af emballagetyper

2.4 Valg af emballagetyper

2.4.1 Mineralvandsflasker

2.4.2 Glasflasker til alkoholdrikke

2.4.3 Vinflasker

2.4.4 Plastdunke til mælk

2.4.5 Plastbakker til convenience-produkter

3 Modeller for affaldshåndtering

3.1 Generelt om systemerne/modellerne

3.1.1 Kriterier for valg af alternative håndteringssystemer

3.2 Emballagetype 1: Mineralvand, engangsplastflasker

3.2.1 Alternativ 1: Materialegenvinding via privat retursystem

3.2.2 Alternativ 2: Materialegenvinding via kommunal indsamling

3.3 Emballagetype 2: Alkoholdrikke, engangsglasflasker

3.3.1 Alternativ 1: Materialegenvinding og genbrug via privat retursystem

3.4 Emballagetype 3: Vin, glasflasker

3.4.1 Alternativ 1: Øget genanvendelse via privat retursystem og kommunale indsamlinger

3.5 Emballagetype 4: Mælk, Engangsplastdunke

3.5.1 Alternativer for engangsplastemballager til mælk

3.5.2 Alternativ 1: Materialegenvinding via privat returtagningssystem

3.5.3 Alternativ 2: Materialegenvinding via kommunal indsamling

3.6 Emballagetype 5: Convenience-produkter, plastbakker

3.6.1 Alternativ 1: Materialegenvinding via privat retursystem

3.6.2 Alternativ 2: Materialegenvinding via kommunal indsamling

3.7 Mærkning og information

4 Basisdata for emballager og systemer

4.1 Fysiske basisdata

4.1.1 Fysiske basisdata om emballagetyperne

4.1.1.1 Emballagetype 1: Mineralvand, engangsplastflasker

4.1.1.2 Emballagetype 2: Alkoholdrikke, engangsglasflasker

4.1.1.3 Emballagetype 3: Vin, glasflasker

4.1.1.4 Emballagetype 4: Mælk, engangsplastdunke

4.1.1.5 Emballagetype 5: Convenience-produkter, engangsplastbakker

4.1.2 Fysiske basisdata om affaldshåndteringssystemerne

4.2 Økonomiske basisdata

5 Miljøvurdering

5.1 Metode for miljøvurdering

5.2 Formål

5.3 Afgrænsning

5.3.1 Studiets omfang

5.3.2 Afgrænsning af inkluderede processer

5.3.3 Tidsmæssig og geografisk afgræsning

5.3.4 Funktionel enhed

5.4 Miljøvurdering efter UMIP

5.4.1 Medtagne kategorier

5.5 Generelle data for emballagesystemer

5.5.1 Transport

5.5.2 Vandforbrug til skylning i hjemmene

5.5.3 Håndtering i butiks modtagelsessted

5.5.4 Indsamling i flaskecontainere

5.5.5 Sortering

5.5.6 Genvinding

5.5.7 Kvalitetsforringelse ved genvinding

5.5.8 Skylning af glasflasker

5.5.9 Energiovervejelser ved forbrænding

5.5.10 Undgået produktion af emballageråvarer og emballager

5.6 Resultater af miljøvurderingen

5.6.1 Emballagetype 1: Sammenligning mellem bortskaffelsessystemer for engangsplastflasker til mineralvand

5.6.2 Emballagetype 2: Engangsglasflasker til alkoholdrikke

5.6.3 Emballagetype 3: Glasflasker til vin

5.6.4 Emballagetype 4: Engangsplastdunke til mælk

5.6.5 Emballagetype 5: Engangsplastbakker til convenience-produkter

5.7 Opsummering af miljøvurdering

5.8 Usikkerheds- og følsomhedsvurdering

5.8.1 Usikkerhedsvurdering

5.8.2 Følsomhedsvurdering