| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Affaldshåndtering af udvalgte engangsemballager

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:

• Beskrivelse af formålet med vurderingen
• Afgrænsning, dvs. beskrivelse af systemet og dets afgrænsninger, f.eks. tidsperiode og udeladte data eller processer.
• Opgørelse, dvs. indsamling af data om ressourcer, energiforbrug, emissioner og affald samt beregning af effekter
• Miljøvurdering, hvor resultaterne fra opgørelsen omregnes til ressourceforbrug og miljøeffekter
• Miljøeffekter (drivhuseffekt, forsuring etc.), og hvor betydningen heraf vurderes.

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.

Den funktionelle enhed i dette projekt er:

” 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:

1. Beregning af de samlede bidrag til miljøeffekterne eller ressourceforbruget
    
2. Normalisering. Det beregnes, hvor store ressourceforbrugene og bidragene til miljøeffekterne er i forhold til de totale bidrag fra samfundet.
    
3. Vægtning. De beregnede miljøeffekter og ressourceforbrug ganges med vægtningsfaktorer, der angiver de enkelte effekters betydning i forhold til hinanden. vægtningsfaktorerne kan f.eks. være fastsat ud fra den politiske prioritering af de enkelte miljøproblemer.

Arbejdsgangen er illustreret i nedenstående figur.

Klik her for at se Figur 5.1

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

Her forklares blot hovedlinjerne i vurderingsmetoden.

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

Følgende miljøeffekter er medtaget i dette projekt:

• Drivhuseffekt (øget opvarmning af kloden)
• Forsuring (sur nedbør)
• Næringssaltbelastning (udledning af næringsstoffer til vandløb, søer og havområder)
• Smog-dannelse (fotokemisk ozondannelse ved jordoverfladen)
• Volumenaffald (frembringelse af fast affald)
• Farligt affald (frembringelse af olie- og kemikalieaffald)
• Slagge og aske (restprodukter fra kraftværker og forbrændingsanlæg)

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.

Følgende ressourcer er medtaget i vurderingen:

• Råolie
• Naturgas
• Stenkul
• Brunkul

Det vurderes, at øvrige ressourcer forbruges i ubetydelige mængder.

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].

Tabel 5.1: De anvendte normaliserings- og vægtningsfaktorer

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:

”1 kg PE-plast køres til genvinding. Der er et tab på 7,4% fra genvindingsprocessen, så mængden af genbrugsplast er lig 0,926 kg. Med et lødighedstab på 10% bliver den undgåede produktion af primær plast derfor til 0,833 kg primær plast/kg plast kørt til genvinding.”

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:

• Det private retursystem har den mest fordelagtige miljøprofil ved sammenligning af de tre bortskaffelsessystemer. Det private retursystem udmærker sig ved at have den største materialegenvinding, og der kan derfor konkluderes at når der ses isoleret på bortskaffelsessystemerne, så er det mest fordelagtigt, at genvinde PET-plasten fra mineralvandsflasker frem for at forbrænde den.
• Med hensyn til affaldsmængderne synes affaldsforbrændingen i det eksisterende system samlet set at være mest favorabel. Det skyldes at affaldsforbrændingen af plasten erstatter produktion af elektricitet. Dansk elektricitet produceres for en stor del endnu af stenkul, og brydningen af dette stenkul giver anledning til dannelse af en stor mængde volumenaffald.

Figur 5.3: vægtet ressourceforbrug for alternative bortskaffelsessystemer for mineralvandsflasker

Ressourceprofilen for alle bortskaffelsessystemer for mineralvandsflaskerne er karakteriseret ved:

• Der opnås en stor besparelse på ressourcetrækket ved alle bortskaffelsessystemer, med undtagelse af stenkulsforbruget ved det private system, men besparelserne på ressourcetrækket for de enkelte systemer har ikke samme årsag. For det eksisterende system bidrager forbrænding af plastmaterialet til varme- og elektricitetsproduktion. Ved forbrændingen forskubbes derfor noget af den elektricitet og varme, der i Danmark i høj grad produceres udfra henholdsvis stenkul og naturgas. Det eksisterende system giver derfor især anledning til besparelse af disse energiressourcer. Ved genvinding af plasten spares der på nogle af de ressourcer, som plasten er lavet af - råolie og naturgas. Besparelsen af disse ses at være mest markant for de to alternative systemer, hvor der sker materialegenvinding.
• Ved genvinding sker der en øget transport. Denne transport trækker hovedsageligt på olieressourcerne, men ikke i et omfang der er af betydning for resultatet.

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:

• Samlet set er det mest fordelagtigt at øge genvindingen af glas. For begge systemer undgås bidrag til miljøeffektkategorierne med undtagelse af slagge og aske. Her er besparelsen mest udtalt for privat retursystem.
• Bidrag til slagge og aske er den mest dominerende kategori for begge bortskaffelsessystemer. Mængden af glas til affaldsforbrænding er afgørende for dannelsen af slagge og aske, da alt glas der forbrændes ender i slagge og aske-fraktionen. Mængden af slagge og aske er derfor størst i det eksisterende system, hvor der ender mest glas i forbrændingen, og der ses derfor en stor reduktion i mængden af slagge og aske ved en større genvinding og genbrug af glas.
• Besparelsen på næringssaltbelastning og forsuring for det private system kan også henledes til den mindskede affaldsforbrænding af glas. Affaldsforbrænding af glas danner NOx, som giver væsentlige bidrag til disse to kategorier.
• Besparelsen i produktion af nye flasker samt udvindingen af råvarer ved det private system giver en reduktion for alle effektkategorier, især for volumen affald samt farligt affald.
• For fotokemisk ozondannelse er forskellen mellem de alternative systemer så lille, at det med den usikkerhed, der er i datagrundlaget, ikke er til at sige, om der er forskel mellem systemerne.

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.

Klik her for at se Figur 5.12.

Klik her for at se Figur 5.13.

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.

Usikkerheden ved disse resultater diskuteres i det følgende kapitel.

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:

• Indsamlingseffektivitet
• Tømningseffektivitet
• Transport – synergieffekter

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.

Klik her for at se Figur 5.17.

Klik her for at se Figur 5.18.

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.

Affaldsindsamlingen er delt i tre distrikter:

• Distrikt Nord: Nordjylland
• Distrikt Syd: Sønderjylland og Fyn
• Distrikt Øst: Sjælland og tilhørende øer.

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.

2001-undersøgelsens resultater er sammenfattet på følgende måde:

• Offentligheden har et ganske svagt kendskab til hvad organisationen Håll Sverige Rent arbejder med; derimod klinger begrebet meget bekendt hos svenskerne, idet 94% er stødt på det.
• Det største problem med henkastning af affald forekommer ved veje, rastepladser og parkeringsområder, derefter kommer landsbyer (tätorter) og bebyggelse samt rundt om kiosker, fastfood restauranter og mad-boder (gatukök). Kvinderne oplever at problemet med henkastning af affald er større end mændene gør. Befolkningen opfatter ikke problemet med henkastning af affald er lige så stort som i 1980-erne, bortset fra problemerne ved parker og bebyggelse.
• Selvom problemet med henkastning af affald ikke opfattes som ligeså stort som tidligere menes problemet at være øget de seneste år, især når det gælder bebyggelser, hvor svaralternativet ”øget” er steget fra 18 til 40%.
• Næsten hver tredje ud af 10 kaster affald fra sig på jorden. 7 ud af 10 blandt de 15-29 årige kaster affald på jorden. Jo ældre man er, jo sjældnere er det at man smider affald på jorden. Det der oftest smides er papir. emballager til slik og frugtskræller bortkastes også ofte. De oftest anvendte forklaringer på hvorfor affaldet smides på jorden er, at der ikke var nogen affaldskurv tilgængelig.

5.9.2 Renholdningskampagner

Renholdningskampagner har i mange år været et velkendt fænomen.

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:

• Om der er pant på emballagen og pantens størrelse
• Afstanden til et formaliseret afleveringssted (affaldskurv, genanvendelses-containere, returautomat eller lign.) samt serviceniveauet ved afleveringsstedet (f.eks. ventetid)
• Emballagens vægt, volumen og renhed
• Informationsniveauet om mulighederne for aflevering
• Brugeres indstilling og bevidsthed til miljømæssige spørgsmål.

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.

Tabel 5.2: Vurdering af potentialet for reduktion af henkastet emballager

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.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Februar 2004, © Miljøstyrelsen.