Retningslinier for livscyklusvurderinger og ...etd.dtu.dk/thesis/275800/Hovedrapporten_prn.pdf · tak til Jens Legarth for hans engagement i projektet. En tak til Michael Hauschild

Nr. IPL-002-01

Grethe Føns Hjortbak

Vejleder: Michael Hauschild

Institut for Produktion og Ledelse

Danmarks Tekniske Universitet

Retningslinier for livscyklusvurderinger og miljøvaredeklarationer for emballager

Eksamensprojekt

Genanvendelse

Vask

HjælpeartiklerFremstilling af emballage

Udvinding af råvarer

Transport

Transport

Transport

Anvendelse af emballage

Transport

Bortskaffelse

Fremstilling af materiale Returmateriale

Hovedrapport

Januar 2001

Grethe Føns Hjortbak Eksamensprojekt 2001

Forord Side 3

FORORD Formålet med projektet er at opstille retningslinier til hjælp ved udarbejdelsen af livscyklus-vurderinger og miljøvaredeklarationer for emballager. Rapporten er et eksamensprojekt fra Danmarks Tekniske Universitet udført ved Institut for Pro-duktion og Ledelse. Michael Hauschild fra Institut for Produktion og Ledelse har været vejleder på projektet. Omfanget af projektet svarer til 50 point. Projektet er gennemført på RAMBØLL hos Afdelingen for Virksomhedsmiljø. Jeg vil gerne takke RAMBØLL og Afdelingen for Virksomhedsmiljø for muligheden for at gen-nemføre projektet her samt for den faglige udfordring, det har været at sidde i afdelingen. Særlig tak til Jens Legarth for hans engagement i projektet. En tak til Michael Hauschild for god og kompetent vejledning under hele forløbet. Derudover vil jeg gerne takke følgende for givtige samtaler og diskussioner: Jeppe Frydendal, stud. polyt. Nis Peter Nissen, Grøn Information Villy Dyhr, Forbrugerrådet Katrine Milman, FDB Kristian Heydenreich, Brødrene Hartmann A/S Tina Sternest, Dansk Industri Karen Adreassen, Dansk Varefaktanævn Virum d. 31/1-2001 Grethe Føns Hjortbak


Resume Side 5

RESUME Fordele og ulemper ved marginaldata og gennemsnitsdata diskuteres. Der gives ingen generel anbefaling af, om marginaldata er bedre end gennemsnitsdata eller omvendt. Konklusionen er, at anbefalingen afhænger af formålet med livscyklusvurderingen. Der opstilles retningslinier for livscyklusvurderinger af emballage. Retningslinierne omhandler afgrænsning, allokering, nøgledata og datakilder. For allokering anbefales det at benytte meto-den udviklet i forbindelse med UMIP-metoden. Med hensyn til datakilder konkluderes det, at mange af dataene i UMIP-databasen er forældede. Rapporten indeholder en gennemgang af ISOs standarder på miljødeklarationsområdet og den tekniske standard, der er for miljøvaredeklarationer. Det svenske og norske system for miljøvaredeklarationer gennemgås og kommenteres. Det svenske er kendetegnet ved at være grundigt og velfungerende, mens Norge er gået i gang uden at have et færdigt koncept klart. Der er p.t. flere forslag til et dansk system, som sandsynligvis ender med at ligge tæt op ad det svenske. I udarbejdelsen af retningslinier for miljøvaredeklarationer på emballageområdet er der set på kravene til de svenske og norske miljøvaredeklarationer. Forslaget har mange ligheder med det svenske, mens de norske har alt for mange parametre med. Det anbefales, at en miljøvaredekla-ration har følgende indhold: Producent/forhandler, produkt, afgrænsning af livscyklusvurdering, miljøbelastning pr. funktionel enhed og supplerende oplysninger. Retningslinerne for henholdsvis livscyklusvurderinger og miljøvaredeklarationer er efterprøvet på et genbrugsplastbæger. Miljøvaredeklarationer er kommet for at blive, men vejen til udbredelse er ikke uden forhin-dringer.


Summary Side 7

SUMMARY Advantages and disadvantages of marginal and average data are discussed. No unambiguous recommendation will be given to the question of which is the better one, marginal or average data. It is concluded, that the recommendation depends on the purpose of the life cycle assess-ment. Guidelines for the life cycle assessment of packaging. The guidelines comprise scope, alloca-tion, key data, and data sources. For allocation, it is recommended to use the method developed with the EDIP method. It is concluded, that many of the data sources in the EDIP database are outdated. The report contains an examination of the ISO standards on environmental labelling. Also the technical standard for environmental product declarations is examined. The Swedish and the Norwegian systems of environmental product declarations are examined and commented on. The Swedish system is characterised as thorough and well functioning. Norway has started without having a clearly defined concept ready. At the moment, there are several proposals for a Danish system. This will probably resemble the Swedish system. In the elaboration of the guidelines for the environmental product declarations on packaging, the requirements for the Swedish and Norwegian systems are assessed. The proposal has many similarities with the Swedish system, while the Norwegian system includes too many parame-ters. It is recommended, that an environmental product declaration include the following: Manu-facturer/agent, product, scope of the life cycle assessment, environmental impact per functional unit, and supplementary information. The guidelines for the life cycle assessments and the environmental product declarations are tested on reusable plastic cups. Environmental product declaration is a tool for the future, but there are a number of obstacles to the implementation.


Indholdsfortegnelse Side 9

INDHOLDSFORTEGNELSE

1 Formål...................................................................................................................11

2 Indledning.............................................................................................................13

3 Marginaldata versus gennemsnitsdata ..................................................................15 3.1 Gennemsnitsdata.................................................................................................. 15 3.2 Marginaldata ....................................................................................................... 16 3.2.1 Identifikation af den marginale proces .................................................................... 16 3.3 Marginaldata eller gennemsnitsdata?..................................................................... 18 3.3.1 Livscyklusvurderingens formål ............................................................................. 18 3.3.2 Usikkerhed........................................................................................................ 20 3.3.3 Allokering ........................................................................................................ 22 3.3.4 Livscyklusvurderinger og miljøvaredeklarationer ..................................................... 24 3.3.5 Weidemas metode til anvendelse af marginaldata ..................................................... 25 3.3.6 Retrospektive og prospektive livscyklusvurderinger.................................................. 26 3.4 Eksempel ............................................................................................................ 27 3.5 Delkonklusion ..................................................................................................... 30

4 Retningslinier for livscyklusvurderinger af emballage ........................................33 4.1 Marginaldata eller gennemsnitsdata....................................................................... 34 4.2 Afgrænsning og allokering ................................................................................... 34 4.2.1 Råvare- og produktionsfase .................................................................................. 38 4.2.2 Brugsfase.......................................................................................................... 40 4.2.3 Bortskaffelsesfase .............................................................................................. 41 4.3 Nøgledata og datakilder........................................................................................ 41 4.3.1 Råvare- og produktionsfase .................................................................................. 41 4.3.2 Brugsfase.......................................................................................................... 42 4.3.3 Bortskaffelsesfase .............................................................................................. 42 4.3.4 Transport .......................................................................................................... 43 4.4 Afprøvning af retningslinier................................................................................. 43 4.4.1 Afgrænsning og allokering ................................................................................... 43 4.4.2 Nøgledata og datakilder ....................................................................................... 45 4.5 Delkonklusion ..................................................................................................... 46

5 Standarder for miljødeklaration............................................................................49 5.1 ISO 14020........................................................................................................... 49 5.1.1 Kommentarer .................................................................................................... 50 5.2 ISO 14021........................................................................................................... 50 5.2.1 Kommentarer .................................................................................................... 52 5.3 ISO 14024........................................................................................................... 52 5.3.1 Kommentarer .................................................................................................... 53 5.4 TR/ISO 14025 ..................................................................................................... 53 5.5 Delkonklusion ..................................................................................................... 54

6 Miljøvaredeklarationer for emballager .................................................................55 6.1 Eksisterende ordninger ......................................................................................... 55 6.1.1 Det svenske system............................................................................................. 55 6.1.2 Det norske system .............................................................................................. 58 6.2 Miljøvaredeklarationer i Danmark......................................................................... 60

Eksamensprojekt 2001 Grethe Føns Hjortbak

Side 10 Indholdsfortegnelse

6.2.1 Organisationers holdning ..................................................................................... 60 6.2.2 Forslag til et kommende danske system .................................................................. 60 6.3 Retningslinier for miljøvaredeklarationer på emballage .......................................... 64 6.3.1 Målgruppe ........................................................................................................ 64 6.3.2 Indhold............................................................................................................. 65 6.3.3 Udformning ...................................................................................................... 75 6.3.4 Vejledning ........................................................................................................ 76 6.3.5 Produktspecifikke retningslinier............................................................................ 77 6.4 Delkonklusion ..................................................................................................... 77

7 Miljøvaredeklarationers fremtidsmuligheder .......................................................79 7.1 Miljøvaredeklarationers fremtid ............................................................................ 79 7.2 Informationsteknologi.......................................................................................... 82 7.3 Miljøvaredeklarationers samspil med informationsteknologien ............................... 82 7.4 Delkonklusion ..................................................................................................... 84

8 Diskussion ............................................................................................................85

9 Konklusion ...........................................................................................................87

10 Perspektivering .....................................................................................................89

11 Referencer.............................................................................................................91

BILAGSFORTEGNELSE Bilag 1: 5-trinsmodeller for henholdsvis lang- og korttidsstudier Bilag 2: Materialespecifikke retningslinier for livscyklusvurderinger af emballager Bilag 3: Eksempel på en svensk miljøvaredeklaration Bilag 4: Eksempel på en norsk miljøvaredeklaration Bilag 5: Eksempel på skabelon til henholdsvis en type A og B miljøvaredeklaration Bilag 6: Eksempel på henholdsvis en type A og B miljøvaredeklaration Bilag 7: Eksempel på vejledning til miljøvaredeklarationer Bilag 8: Eksempel på produktspecifikke retningslinier


Formål Side 11

1 FORMÅL Formålet med projektet er at udvikle retningslinier for livscyklusvurderinger på emballage-området med hensyn til afgrænsning, allokering, nøgledata og datakilder. Retningslinierne er afprøvet på livscyklusvurderinger af genbrugsplastdrikkebægre, som er udført af RAMBØLL sideløbende med projektet. I tilknytning til livscyklusvurderingerne er anvendelsesmulighederne for henholdsvis marginaldata og gennemsnitsdata diskuteret. Det er ligeledes formålet at udvikle retningslinier for miljøvaredeklarationer for emballager. Retningslinierne tager udgangspunkt i en situation, hvor der eksisterer et system for miljøvare-deklarationer, og mange virksomheder laver miljøvaredeklarationer. I den forbindelse er Sverige og Norges arbejde med miljøvaredeklarationer undersøgt. Derudover er det hensigten at kort-lægge ISOs standarder for miljødeklaration. Endelig er det hensigten at se på fremtiden for miljøvaredeklarationer og deres muligheder for samspil med informationsteknologien.


Indledning Side 13

2 INDLEDNING I takt med at der er kommet mere og mere fokus på miljøet, er både forbrugernes og virksom-hedernes interesse for miljøforhold steget. Dette har betydet, at miljø er blevet en konkurrence-parameter for mange virksomheder. Livscyklusvurderinger er et af de værktøjer, som virksom-hederne kan benytte til at kortlægge miljøbelastningen af deres produkter. Fordelen ved livscy-klusvurderinger er, at de inddrager hele produktets levetid i opgørelsen og ikke kun miljø-forholdene hos producenten. Miljøvaredeklarationer bliver sandsynligvis en af de muligheder, som virksomhederne i fremtiden har for at anvende resultatet af deres livscyklusvurderinger i markedsføringen. Der har i den senere tid været meget fokus på miljøbelastningen fra emballage, da det har vist sig, at det er muligt at nedbringe mængden og ofte også miljøbelastningen betragteligt ved at vælge emballage med omtanke. EU’s direktiv 94/62/EF om emballage og emballageaffald blev vedtaget i dansk lovgivning i 1996. Det betyder, at inden 30. juni 2001 skal på vægtbasis 50-65% af emballageaffaldet kunne nyttiggøres og 25-45 % skal genindvindes. Dertil kommer at inden for hver gruppe af materialerne papir, glas, plast og metal skal 15 % genindvindes. For at nå målene er genindvinding af transportemballage sat som indsatsområde, da det her er muligt at indsamle store mængder af ens og forholdsvis ren emballage. Livscyklusvurderinger og mil-jøvaredeklarationer er gode værktøje r til at udvikle og fremme brugen af mindre miljøbe-lastende emballager. Ved at anvende livscyklusvurderinger kan miljøbelastningen for emballa-gen kortlægges og mindskes. Miljøvaredeklarationer kan benyttes til at informere om de miljø-venlige emballager og mulighederne for at bortskaffe emballagen på den mest miljørigtige må-de. Dette er som regel ved enten genbrug eller genanvendelse. Rapporten henvender sig til personer, der har erfaring med at arbejde med livscyklusvurderin-ger. Dette er en forudsætning, idet livscyklusvurderingsprincippet og -tankegangen ikke beskri-ves. Det antages desuden, at læseren kender til UMIP-metoden og det tilhørende PC-værktøj. Begrebet miljøvaredeklaration forudsættes bekendt, men en dybere viden og forståelse er ikke nødvendig. Afsnittene i rapporten kan læses uafhængigt af hinanden. Ønskes hele rapporten inklusiv bilag læst, er det en fordel at læse bilag 2 efter hovedafsnit 4. De øvrige bilag anbefales læst i forbin-delse med, at der henvises til dem.


Marginaldata versus gennemsnitsdata Side 15

3 MARGINALDATA VERSUS GENNEMSNITSDATA Gennemsnitsdata stammer fra de processer, som benyttes i dag, mens marginaldata er fra de processer, der forøges eller formindskes i fremtiden. I dag er der tradition for at anvende gen-nemsnitsdata i forbindelse med livscyklusvurderinger, hvilket har medført, at eksisterende me-toder og databaser er baseret på gennemsnitsdata-tankegangen. Det vil være et stort skift at an-vende marginaldata frem for gennemsnitsdata, idet datasættet for livscyklusvurderingen ændres. Derved fås et andet resultat, hvilket dog ikke nødvendigvis betyder, at konklusionen ændres. I det efterfølgende er begreberne gennemsnitsdata og marginaldata kort beskrevet efterfulgt af en diskussion af de to metoders fordele og ulemper.

3.1 GENNEMSNITSDATA Livscyklusvurderinger lavet med gennemsnitsdata kaldes også retrospektive livscyklusvurde-ringer, da de giver udtryk for en statisk situation. Gennemsnitsdata dækker også over brugen af stedspecifikke data, der faktisk så vidt muligt anvendes. Det vil sige, at der måles på den præci-se proces, der indgår i livscyklussen. Eksempelvis foretages der målinger af energi- og plastfor-bruget fra en specifik sprøjteproces for et specifikt plastbæger. Disse stedspecifikke data er retvisende og kun behæftet med en lille usikkerhed. Problemet opstår, når der skal indsamles data for f.eks. energifremstillingen og plastproduktionen, da det er svært og ofte næsten umuligt at identificere den eller de processer, der indgår. Energi fremstilles på mange måder, eksempelvis ved hjælp af kul, naturgas, vind og vand. Pro-duktionsmåden af den enkelte joule kan ikke identificeres. Derfor er det mest ”rigtige” at lave et vægtet gennemsnit af de forskellige processer, som indgår. Som følge af den beslutning opstår et nyt problem, eftersom energimarkedet er sammenhængende på tværs af landegrænser. Dan-mark får for eksempel energi fremstillet ved vandkraft i Norge i perioder med meget vand, mens Norge køber energi i Danmark i tørre perioder. Problemet er, hvorledes afgrænsningen skal la-ves. Hvilke energifremstillingsprocesser skal der indgå i det vægtede gennemsnit og dermed i livscyklusvurderingen? Afhængig af hvilken afgrænsning, der anvendes, kan resultatet variere meget. Ménard et al. (1998) har ved forskellige afgrænsninger af det schweiziske energimarked fået resultater, som varierede fra 21g CO2 til 500g CO2 (Weidema, 1999a) (enheden er ikke op-givet af Weidema). For plastproduktionsprocessen stammer plasten måske ikke altid fra den samme producent, eller olieproducenten kan variere. Det betyder, at der for ét specifikt bæger godt kan findes stedspeci-fikke data for processerne. For en specifik bægertype, kan dataene dog variere afhængig af val-get af leverandør. Dette valg afhænger af pris, kvalitet, udbud og leveringstid. I nogle situatio-ner er det altså stadig nødvendigt at benytte gennemsnitsdata. Ved anvendelse af gennemsnitsdata og stedspecifikke data kortlægges så præcist som muligt den miljøbelastning et produkt eller en ydelse har haft. Dette er især anvendeligt i situationer,


Side 16 Marginaldata versus gennemsnitsdata

hvor de mest miljøbelastende parametre fra en produktion ønskes identificeret, samt i forbindel-se med livscyklusvurderinger til miljøvaredeklarationer.

3.2 MARGINALDATA Princippet for marginaldata er hentet fra den økonomiske teori. Eftersom livscyklusvurderinger med marginale data beskriver en fremtidig situation, kaldes de også for prospektive livscyklus-vurderinger. Formålet er at lave livscyklusvurderinger, der understøtter beslutningsprocessen og siger noget om konsekvensen af beslutningen. Det går ud på at finde den marginale proces for alle processer i livscyklussen og anvende data fra disse processer i livscyklusvurderingen. I si-tuationer, hvor markedsvolumenet stiger, er marginalprocessen den proces, som udbygges eller den nye teknologi, der bliver indført som følge af volumenforøgelsen. Formindskes markedsvo-lumenet er den marginale proces den proces, der vil blive udfaset. Processerne findes ud fra princippet om, at den mest attraktive proces har den laveste stykpris pr. produceret enhed og dermed er den, som vil udbygges eller indføres. Den mindst attraktive proces har den højeste stykpris pr. produceret enhed. Princippet holder dog ikke helt, idet naturlige begrænsninger, po-litiske reguleringer og lignende kan have indflydelse på valget af hvilken proces, der skal øges eller mindskes. Ses igen på plastbægret, skal der i princippet stadig måles energi- og plastforbrug. Dataene fra energifremstillingen skal nu komme fra den marginale energifremstillingsproces. Eftersom energiproduktionen er stigende, kræver det identifikation af den fremstillingsproces, der vil bli-ve udbygget. Kulfyring er den marginale proces, da den opfylder princippet om at have den mindste pris pr. produceret enhed. I Danmark er der imidlertid sat nogle politiske mål til be-grænsning af emissioner. Det betyder, at den marginale energifremstillingsproces i Danmark er naturgasfyring, da den er forholdsvis billig og har færre emissioner end kulfyring. (Weidema, Frees & Nielsen, 1999) Marginaldataprincippet er velegnet til at kortlægge de konsekvenser en ændring har for miljøbe-lastningen. Prospektive livscyklusvurderinger er således velegnede til at undersøge, hvilke mil-jøbelastninger opførslen af en ny fabrik vil have på kort og lang sigt.

3.2.1 IDENTIFIKATION AF DEN MARGINALE PROCES Den gennemgåede procedure er en 5-trinsmodel med Weidema som hovedforfatter (Weidema, Frees & Nielsen, 1999). Modellen er gældende for identificering af marginalprocesser som føl-ge af en ændring. Bilag 1 viser skematiske oversigter over modellen for henholdsvis lang- og korttidsstudier. a) Hvilken tidshorisont er gældende for studiet?

Ved en kort tidshorisont (1-5 år) vil ændringerne ske i den eksisterende teknologi. Det bety-der, at den eksisterende proces, der vil blive udbygget eller udfaset, skal identificeres. Ved en lang tidshorisont (5-25 år) er marginalprocessen den kommende teknologi, der vil blive



indført som følge af ændringen eller den proces, der udfases. Indførsel eller udfasning af-hænger af, om markedet er stigende eller vigende. Nogle processer svinger i enten produkti-on eller forbrug, f.eks. svinger varmtvandsforbruget med befolkningens døgnrytme. Ved processer med svingende produktion er det vigtigt, at svingningerne fra starten bliver define-ret. Så det vil stå klart, hvornår en produktion kan udvides, og hvornår den kører med fuld belastning. Bygges en fabrik, der kl. 10 hver formiddag skyller nogle transportbånd, kræver det ikke opførelse af et nyt varmtvandsanlæg, da der på det tidspunkt er ledig kapacitet til rå-dighed på det eksisterende anlæg. Vælges i stedet at skylle transportbåndene kl. 7 om mor-genen, hvor varmtvandsanlægget kører med fuld belastning, vil der med tiden skulle opføres et nyt varmtvandsanlæg.

b) Påvirker ændringen kun specifikke processer eller et marked? I tilfælde, hvor ændringen i produktionsvolumen kun påvirker specifikke processer, er disse processers teknologi den marginale teknologi, og der kan fortsættes til dataindsamlingen. Det kan være i situationer, hvor en leverandørs produktion varierer med efterspørgslen fra kun-derne. Her er det leverandørens egne processer, der er de marginale og her er der altså ingen forskel på brugen af marginale data og stedspecifikke data. Hvis ændringen påvirker et mar-ked, fortsættes med punkterne c, d og e. Der skal bruges mursten til at bygge et hus. Hvis det lokale teglværk udvider sin produktion, er produktionen på teglværket den marginale proces. Købes murstenene stadig hos det lokale teglværk, men uden en stigning i produktion, betyder det, at produktionen øges et andet sted. Det vil sige, at markedet påvirkes og den markedsbestemte marginale teknologi skal identifi-ceres. Ideen er, at livscyklusvurderingen skal afspejle de ændringer, der faktisk sker. Derved vil kun de ændringer, der bevirker en stigning i brugen af den miljøvenlige teknologi blive belønnet ved livscyklusvurderingen.

c) Hvad er tendensen af volumenet på det påvirkede marked? Er markedsvolumenet vigende som følge af ændringen, vil den påvirkede teknologi være den mindst ønskede teknologi. Det vil med andre ord sige den mindst konkurrencedygtige tekno-logi, hvilket i mange tilfælde er den ældste. Et marked betragtes som vigende, når markeds-volumenet falder hurtigere, end den naturlige udfasning ville foregå. Når markedsvolumen er stigende eller falder mindre end ny-investeringerne på området, vil den påvirkede teknologi være den nye og konkurrencedygtige teknologi. I tilfælde, hvor markedsvolumen falder med samme hastighed, som den gamle teknologi udfases, skal der laves et scenario for hver af si-tuationerne: Stigende og faldende markedsvolumen. Datagrundlaget til kortlægning af mar-kedstendensen, skal så vidt muligt være det samme, som ligger til grund for beslutninger om kapacitetsændringer. Disse er typisk statistiske oplysninger om markedet og scenarier for fremtiden. For studier med en lang tidshorisont ses på ændringer i kapaciteten. Handler stu-diet om hvad, der sker på kort sigt, ses i stedet på ændringer i produktionsydelsen i den eksi-sterende kapacitet.



d) Har denne teknologi potentiale til at tilvejebringe den besluttede kapacitetsændring? En teknologi kan af forskellige årsager være hæmmet i sin vækst, så den ikke kan udvides. I Tabel 1 er der eksempler på forskellige hæmmende faktorer.

Hæmningsfaktor Eksempel

Naturlig begrænsning Guldproduktion er begrænset af jordens naturlige indhold af tilgængeligt guld.

Kvalitetsbegrænsning Beton kan have krav til bæreevnen, der kan sætte krav til pro-duktionsmetoden.

Politisk begrænsning Energifremstilling fra kulfyring er i Danmark politisk be-grænset i form af emissionskrav.

Manglede marked for sam-produkter

Det er ikke muligt at ændre mængden af malkekvæg for at få en øget produktion af skind.

Tabel 1. Eksempler på faktorer, der kan hæmme en teknologi i frit at udvikle sig.

Der laves en liste over de mulige teknologier, og derefter undersøges hvilke af disse, som har potentiale for at blive udvidet. De teknologier, der er hæmmet i vækst, kan ikke være den marginale teknologi. Det er hovedsageligt ved stigende markeder, at der er opmærksomhed på hæmmende faktorer, men også ved faldende markedsvolumener kan en kapacitetsændring være hæmmet. Produktet kan eksempelvis være et samprodukt uden indflydelse på den pro-ducerede mængde, som skind fra malkekvæg, eller der kan være politiske minimumskrav om en vis produktion. Eksempelvis krav om at 15% af elproduktionen skal ske ved vindkraft.

e) Er denne teknologi den foretrukne/mindst foretrukne teknologi for den besluttede kapaci-tetsændring? Den marginale teknologi er den foretrukne/mindst foretrukne blandt de teknologier, som ik-ke er hæmmet i vækst. Den foretrukne/mindst foretrukne teknologi bestemmes som regel på baggrund af stykomkostninger set på lang eller kort sigt afhængig af studiets tidshorisont. Ved stigende markedsvolumener er den foretrukne teknologi den med de laveste stykom-kostninger, og ved vigende markedsvolumener er den mindst foretrukne teknologi den med de højeste stykomkostninger. Stykomkostningerne er afhængige af mange ting, blandt andet fleksibilitet og miljøomkostninger.

Ved at anvende denne procedure findes i teorien frem til én teknologi, kaldet den marginale tek-nologi for hver proces, der indgår i livscyklusvurderingen.

3.3 MARGINALDATA ELLER GENNEMSNITSDATA? 3.3.1 LIVSCYKLUSVURDERINGENS FORMÅL Det er ikke bare et spørgsmål om marginaldata eller gennemsnitsdata men også et spørgsmål om, hvad livscyklusvurderingen skal bruges til. Livscyklusvurderinger anvendes til flere for-skellige formål, blandt andet i forbindelse med produktudvikling, til identificering af de største miljøbelastningsparametre, til fastsættelse af kriterier for tildeling af miljømærker og til vejled-



ning af, hvilken af flere alternativer, der er mest miljøvenlig. Derudover er livscyklus-vurderinger på vej til at danne grundlag for miljøvaredeklarationer. Nogle virksomheder laver allerede livscyklusvurderingsbaserede deklarationer på deres produkter. Det største problem ved prospektive livscyklusvurderinger er, at som de ser ud nu, kan de kun anvendes til beskrivelse af, hvilke miljøbelastninger en forandring vil medføre. Denne foran-dring kan være et skift fra at bruge glasflasker til at bruge plastflasker. I mange tilfælde vil det dog være muligt at omformulere sit problem til et forandringspørgsmål, så det bliver muligt at løse opgaven ved hjælp af prospektive livscyklusvurderinger. Nedenstående eksempel er et af de steder, hvor den nuværende prospektive metodes snævre formål giver problemer.

Eksempel 1: Fru Sørensen er en miljøbevidst ældre dame, der skal bruge nogle duge til en fest. Hun henvender sig til to dugeudlejningsfirmaer A og B for at få resultatet af de-res respektive livscyklusvurderinger. Udlejer A har lige investeret i nye miljørigtige maskiner, mens B kæmper for at beholde sin miljøgodkendelse fra kommunen. Da beg-ge firmaer har valgt at lave prospektive livscyklusvurderinger, bliver resultatet fra de to firmaer det samme, idet de marginale processer er afhængige af produktet og ikke af firmaerne. Det vil sige, at når udlejer A skal indsamle data anvender han data fra sin nye miljørigtige maskine, som han også vil benytte i fremtiden. Udlejer B anvender ligele-des data fra A’s maskine, da det er den maskine han vil benytte i fremtiden, når han har skrottet den gamle maskine. På den måde bliver det ligegyldigt, hvilket udlejningsfirma fru Sørensen vælger miljømæssigt set. Havde firmaerne i stedet valgt at lave retrospek-tive livscyklusvurderinger, ville udlejer A have fremstået som den mest miljøvenlige.

Ved de prospektive livscyklusvurderinger bliver livscyklusvurderingerne inden for samme bran-che ens fordi den langsigtede marginal er den samme for alle virksomheder inden for branchen. Det har den fordel, hævder Weidema (2000b), at der skal laves langt færre livscyklusvurderin-ger. Problemet er, at konkurrencen hovedsageligt foregår inden for brancherne, og derved mi-stes miljøet som konkurrenceparameter inden for en branche. De prospektive livscyklusvurde-ringer kan således sige, om det på lang sigt er miljømæssigt bedst at bruge papirsduge frem for stofduge. Derimod kan de ikke afgøre, hvilken af en række stofduge, der er mest miljøvenlig. Lige netop i denne sag spiller den prospektive livscyklusvurdering fallit, da det er helt andre ting end miljøet, som er afgørende for om, der vælges en papirsdug eller en stofdug. Dette er dog ikke ensbetydende med, at der ikke findes situationer, hvor de prospektive livscyklusvurde-ringer kommer til sin ret. Eksempelvis vil økologisk mælk og almindelig mælk have forskellige prospektive livscyklusvurderinger. Anvendes kortsigtede frem for langsigtede marginaldata, er der tendens til at større spredning inden for brancher, da de kortsigtede marginaldata i højere grad er lig de stedspecifikke data (se afsnit 3.4)



Her kommer endnu et eksempel.

Eksempel 2: Gartner Jensen vil gerne miljøoptimere sin tomatproduktion. Idet han ikke har beskæftiget sig med miljø før, er han i vildrede med, hvor han skal lave sine tiltag. Han kan nu vælge mellem at lave en prospektiv eller en retrospektiv livscyklusvurde-ring. Den prospektive livscyklusvurdering vil sige, hvad konsekvenserne af nogle tiltag vil være på langt sigt. For at vide om han har ændret på de parametre, der før var de mest miljøbelastende, bliver han nødt til først at lave en retrospektiv livscyklusvurde-ring.

For at identificere de ændringer, der skal undersøges med en prospektiv livscyklusvurdering, er det nødvendigt at lave en retrospektiv livscyklusvurdering. Det er dog ikke helt sandt, da fag-folk mange gange vil have en formodning om, hvilke parametre, der er de mest miljøbelastende. Et alternativ kan være at hente oplysningerne fra retrospektive livscyklusvurdering er for andre beslægtede produkter. Derudover er arbejdet med livscyklusvurderinger en iterativ proces. Det betyder, at den første screening kan laves retrospektivt, mens der til de efterfølgende forbedrin-ger af grundlaget for nøgledataene kan anvendes marginaldata. Vender vi for et kort øjeblik tilbage til de to dugeudlejningsfirmaer. Den prospektive livscyklus-vurderinger belønner den mest forurenende med en formodning om, at nye miljøvenlige investe-ringer vil blive gjort som følge af den øgede omsætning. Retrospektive livscyklusvurdering be-lønner de firmaer, som allerede har indført den nye miljøvenlige teknologi. Det vil ofte være de nye firmaer, men er det retfærdigt at belønne de nye firmaer? Det er ikke nødvendigvis retfær-digt, men de retrospektive livscyklusvurdering giver det største incitament til at gøre noget for miljøet, især nu hvor miljøet er en konkurrenceparameter. Den langsigtede prospektive livscyklusvurdering udelukker altså miljøet som konkurrence-parameter inden for brancherne og belønner dem, som lover at lave miljøinvesteringer. Til gen-gæld er det mere reelt at se på, hvilke konsekvenser en ændring medfører, når det skal besluttes om en ændring skal gennemføres eller ej. I den situation er prospektive livscyklusvurderinger et langt bedre værktøj end prospektive livscyklusvurderinger.

3.3.2 USIKKERHED Usikkerheden er stor ved anvendelse af gennemsnitsdata for en specifik proces. Benyttes gen-nemsnitsdataene derimod, fordi den specifikke proces ikke kan identificeres eller fordi produk-tionen foregår på flere måder, vil det at vælge data fra en specifik proces være mere usikkert end at benytte gennemsnittet, idet der risikeres at benytte data fra den forkerte proces. Det gælder f.eks. for bomuldsklæde, hvor bomuldsproduktionen foregår på mange måder, og bomulden samles fra de forskellige producenter, inden den væves. For at kortlægge usikkerheden bør for-deling mellem de enkelte processer verificeres og det undersøges, hvilken betydning en for-skydning mellem processerne har for livscyklusvurderingen. En sådan forskydning kan i nogle tilfælde have store konsekvenser for resultatet. Figur 1 illustrerer, at den gennemsnitlige miljø-belastning kan være meget forskellig fra miljøbelastningerne af de enkelte processer. Det ses



også at gennemsnittet kan ændres ved en forskydning mellem processerne. Bogsta-verne i figur 1 indikerer de forskellige pro-cesser, som indgår i gennemsnittet, og den fuldt optrukne linie angiver den gennem-snitlige miljøbelastning. Den stiplede linie viser, hvorledes gennemsnitsbelastningen vil være, hvis der forskydes et kilogram fra proces d til proces c. Vælges proces c eller d som udtryk for en produktion, der rent faktisk sker ved alle 5 processer, vil resulta-tet blive fejlbehæftet. Det samme gælder, hvis der anvendes gennemsnitsdata, og det reelt set kun er proces d, der indgår i pro-duktionen. Et af de væsentligste problemer ved gennemsnitsdata er, at der ikke altid findes præcise oplysninger om de medtagne processer, eller der mangler separate data for pro-cesserne. Benyttes gennemsnitsdata fra databaser kommer der en yderligere usikkerhed med hensyn til, om det er de rigtige processer i det rigtige forhold, som er indraget i analysen. Ved marginaldata undgås problemet med gennemsnitsdata, idet den marginale proces identificeres og data derfra anvendes. Figur 1

I følge Weidema (2000b) er usikkerheden på marginaldata mindre end for gennemsnitsdata. Marginaldata kun ændrer sig med afgrænsningen, mens gennemsnitsdata ændrer sig med enhver ændring i kapacitet (Weidema, Frees & Nielsen, 1999). Der er dog en usikkerhed på om, det er den rette proces, der er valgt som marginal proces. Weidema (Weidema, 1999b) skriver, at aluminiumsmarkedet er globalt, mens markedet for energifremstilling er regionalt. Idet alumini-umsmarkedet er globalt, vil den marginale proces være uafhængig af, hvor fabrikken placeres. Marginalprocessen for fabrikkens energiforbrug vil derimod afhænge af, hvor fabrikken anlæg-ges. Placeres den i Sydeuropa vil den marginale energiproces være kulfyring, mens den margi-nale energiproces ved placering i Skandinavien vil være naturgasfyring (Weidema, Frees & Ni-elsen, 1999). Hvis aluminiumet skal bruges i Tyskland, vil der være en betragtelig usikkerhed forbundet med at bestemme den marginale energiproces. Ved især langsigtede marginaldata er der en usikkerhed på om, den identificerede marginalproces virkelig går hen og bliver den pro-ces, der forøges/udfases. Den teknologi, som i dag betragtes som den marginale på langt sigt, er måske ikke er den der betragtes som, den langsigtede marginal teknologi om tre år. I dag er na-turgas den langsigtede marginale energiproces i Danmark (Weidema, Frees & Nielsen, 1999), men det er ikke utænkeligt, at vindmøller om tre år er nået så langt i udviklingen, at de overtager posten som den langsigtede marginale energiproces. Derudover kommer der en ekstra usikker-hed, hvis den marginale proces er en ny teknologi, som endnu ikke er etableret. Dermed er det ikke muligt at foretage målinger på den ny teknologi.

Figur 1.Viser miljøbelastnigerne for forskellige pro-cesser for samme produktion og hvorledes gennem-snittet kan variere ved forskydning mellem proces-serne.

Produceret mængde pr. proces [kg]

Miljøeffekt pr. kg

1 2 3 4 5

5

10

15

20

a

b

c

d

e

Gennemsnit

Gennemsnit ved forskyd-ning af et kg fra proces d til proces c (markeret med

parenteser)

(d)

(c)



3.3.3 ALLOKERING Allokering er et andet væsentligt problem i forbindelse med retrospektive livscyklusvurderinger. I situationer, hvor det samme produkt genbruges flere gange, er der ikke de store problemer. Det svære er at allokere, når en proces har to brugbare output. Hvilke miljøbelastninger skal eksem-pelvis i produktionsfasen tilskrives mælken og hvilke skal tilskrives skoen, der er produceret vha. koens skind? Allokeringen kan ske efter flere forskellige principper, blandt andet efter vægt, økonomisk værdi eller indbygget energi. På nuværende tidspunkt eksisterer der ingen en-tydig procedure for, hvorledes allokering skal foretages. Problemet er at opstille en generel pro-cedure, som allokerer fornuftigt i alle situationer. Ved ikke at have en entydig metode bliver livscyklusvurderingen afhængig af den, som udfører livscyklusvurderingen, og dermed kan re-sultatet diskuteres.

Figur 2. Model til beskrivelse af allokering (Weidema, 1999a).

Ved prospektive livscyklusvurderinger kan der nemmere opstilles en generel procedure for allo-kering. Dette skyldes, at det hele tiden er det bestemmende produkt, der kigges på. Weidema (1999a) har opstillet en metode til allokering. Den går ud på, at det produkt (produkt A på Figur 2som er bestemmende for, at processen kører, tilskrives hele proces A (se Figur 2). I gennem-gangen her og på figuren er det antaget, at der kun er et samprodukt. I praksis kan det sagtens være flere. I sådanne tilfælde benyttes samme princip blot med en udbygning af systemet. Samproduktet vil i nogle tilfælde fortrænge et andet produkt. Med andre ord er der et andet pro-dukt, som ikke bliver produceret, fordi samproduktet (se Figur 2) fra proces A anvendes. Udnyt-tes samproduktet fuldt ud samtidig med, at der sker en fortrængning, tilskrives produkt A ud over proces A også mellembehandlingen (proces M på Figur 2). Til gengæld må produkt A så fratrækkes den fortrængte proces (proces F på Figur 2). Produkt B tilskrives proces B og proces

Proces A: Samproducerende proces

Proces M:

Mellembehandling

Proces B: Samproduktet anvendes

Produkt A: Determinerende produkt for den sampro-

ducerende proces

Produkt B: Hvori samproduktet anvendes

Samproduktet

Proces F: Evt. fortrængt

proces eller leverandør

Fortrængt produkt



F (se Figur 2) Sker der stadig en fortrængning men uden, at samproduktet er udnyttet fuldt ud, tilskrives produkt A kun proces A samt bortskaffelsen af den del af samproduktet, der ikke ud-nyttes. Produkt B tilskrives i denne situation processene B og M. Produkt A hæfter i tilfælde uden fortrængning for processerne A, M og B, uanset i hvor stor grad samproduktet udnyttes. Weidemas argument for, at produkt A tilskrives alle processerne er, at det determinerede pro-dukt dermed er sammenligneligt med andre systemer, som kun producerer det determinerede produkt. Spørgsmålet er, hvordan proceduren er, når produkt B skal sammenlignes med et til-svarende produkt. Ovenstående allokeringsprincip kan eventuelt modificeres, så det bliver anvendeligt i forbindel-se med retrospektive livscyklusvurderinger. I og med det er en retrospektiv livscyklusvurdering medtages fortrængte produkter kun i tilfælde, hvor det kan dokumenteres, at produkterne/ pro-cesserne er blevet fortrængt, som en direkte følge af det analyserede system. Fra modellen bibe-holdes, at det determinerede produkt (produkt A) tilskrives hele proces A. Dette er måske ikke altid retfærdigt, men på den måde opnås en ensartet måde at allokere på. Produkt B tilskrives mellembehandlingen (proces M) og proces I eksemplet med mælken og skoen vil det betyde, at mælken, som er bestemmende for at koens eksistens, tilskrives opvæksten og forplejning af ko-en. Skoen tilskrives forarbejdningen af læderet og produktion af skoen. Dette er et tænkt illu-strativt eksempel, i virkeligheden skal det medtages, at koen bliver slagtet og kødet anvendt. Det betyder, at når koen er færdig som malkeko, skal processen, som er determinerende for koens slagtning, tilskrives miljøbelastningen for slagtningen. Efter de nuværende markedsforhold er kødet bestemmende for, at koen slagtes (Olesen, 2000). Skoen tilskrives altså kun selve forar-bejdningen af skindet og fremstillingen af skoen. Figur 3 viser allokeringen mellem mælken, kødet og skoen. I situationer, hvor én proces producerer et direkte anvendeligt samprodukt, er miljøbelastningen for fremstillingen af samproduktet nul. Halm fra kornproduktion er et eksempel på direkte an-vendeligt samprodukt. Modellen vil ikke være retvisende i alle situationer, eksempelvis vil der ikke være forskel på økologisk og konventionel halm. Det er dog ikke muligt at lave en fuld-stændig retfærdig ensartet måde for allokering i retrospektive livscyklusvurderinger. Fordelen ved at have en ensartet metode til allokering er, at livscyklusvurderinger ikke i samme grad bli-ver afhængige af de brugte allokeringsprincipper. Weidemas metode for allokering i prospektive livscyklusvurderinger kan således i princippet også anvendes i retrospektive livscyklusvurderinger. Metoden løser dog ikke fuldstændigt pro-blemerne omkring allokering. Det skal dog siges, at metoden virker mest logisk i forbindelse med prospektive livscyklusvurderinger, da det her altid er den determinerende proces, der kig-ges på.



Figur 3. Viser hvorledes allokeringen mellem mælk, kød og sko vil være, når processen tilskrives det for processen deter-minerede produkt.

Behovet for en ensartet metode til allokering vil sandsynligvis blive mindre, når arbejdet med miljøvaredeklarationer kommer rigtigt i gang. Årsagen er, at for at få sammenlignelige miljøva-redeklarationer bliver de bagvedliggende livscyklusvurderinger nødt til at være udført på samme måde. Derfor går en del af arbejdet med miljøvaredeklarationer ud på at lave produktspecifikke regler, herunder regler for allokering for de forskellige produktgrupper.

3.3.4 LIVSCYKLUSVURDERINGER OG MILJØVAREDEKLARATIONER ISO har udgivet en teknisk rapport om miljøvaredeklarationer, ISO/TR 14023, som er baseret på livscyklusvurderinger. Det er tanken, at de bagvedliggende livscyklusvurderinger skal laves ef-ter ISO-standarderne for livscyklusvurderinger, ISO 14040-serien, som er lavet med retrospek-tive livscyklusvurderinger for øje. De langsigtede prospektive livscyklusvurderinger bliver ens for ens produkter, da de marginale data afhænger af produktet og ikke af fabrikanten. Dette kolliderer med Miljøstyrelsens hensigt med miljøvaredeklarationer, som er at fremme salget af mindre miljøbelastende produkter inden for de forskellige produktgrupper (Miljøstyrelsen, 1996). Ved brug af retrospektive livscyklus-vurderinger vil miljøvaredeklarationen fortælle, hvilken miljøbelastning produktionen af pro-duktet har forårsaget. Brugen af prospektive livscyklusvurderinger vil derimod fortælle hvilken fremtidig miljøbelastning, det vil medføre, at produktet købes.

Eksempel 3: En fabrik fremstiller plastfilm indeholdende chlor, men planlægger at ænd-re produktionen, så chloren udfases. Bruges en prospektiv livscyklusvurdering vil mil-jøvaredeklarationen ikke fortælle, at produktet indeholder chlor, mens det vil fremgå ved brug af en retrospektiv livscyklusvurdering.

Forarbejdning af skindet

Fremstilling af sko

Slagtning

Forplejning af koen og mælke- produktion

Fødsel og opvækst af kalven

Forarbejdning og salg af kød

Forarbejdning og salg af mælk

Tilskrives mælken

Tilskrives kødet

Tilskrives skoen



Det er således ikke det samme, der fortælles i miljøvaredeklarationer med baggrund i henholds-vis retrospektive og prospektive livscyklusvurderinger. Det skal derfor overvejes, hvad miljøva-redeklarationerne skal fortælle. Miljøvaredeklarationer vil sandsynligvis umiddelbart blive op-fattet, som om de fortæller om miljøbelastningen ved produktionen, eftersom varedeklarationer benytter dette princip. At fortælle om miljøkonsekvenserne ved køb af et produkt frem for et andet, kan ideologisk set være lige så rigtigt som at fortælle, hvor meget de to produkter allere-de har belastet miljøet. Ulempen ved miljøvaredeklarationer med prospektive livscyklusvurde-ringer er, at folk vil føle sig snydt, hvis de tror, de køber et produkt uden chlor, når de i virke-ligheden ikke gør det. En fordel ved miljøvaredeklarationer med retrospektive livscyklusvurde-ringer er, at producenten først belønnes i miljøvaredeklarationen, når han har indført den miljø-venlige teknologi, mens de prospektive livscyklusvurderinger belønner producenten, idet skiftet påtænkes. De retrospektive livscyklusvurderinger som baggrund for miljøvaredeklarationer gi-ver således større incitament til at indføre den miljøvenlige teknologi. Miljøstyrelsens holdning er indtil videre, at der skal benyttes retrospektive livscyklusvurderinger i forbindelse med miljø-varedeklarationer. Tanken med miljøvaredeklarationerne er, at de bagvedliggende livscyklusvurderinger for del-komponenter, råvarer og hjælpestoffer laves fra vugge-til-dør. Det vil sige fra råvareudvinding til salg af produktet. Kommer næsten alle delkomponenter med oplysninger om miljøbelast-ningen i deres hidtidige livscyklus, bliver det meget nemmere at lave en livscyklusvurdering idet, der primært skal skaffes data inden for egne rækker. Derudover vil livscyklusvurderingerne blive meget mere retvisende end i dag, da datagrundlaget forbedres væsentligt.

3.3.5 WEIDEMAS METODE TIL ANVENDELSE AF MARGINALDATA Nogle elementer i Weidemas metode gør resultatet af livscyklusvurderingen kompliceret at for-stå og ikke nødvendigvis mere retvisende. Det drejer sig om at inddrage eksterne miljøfor-bedringer og medtage miljøbelastningen af prisforskellen på de to sammenlignede situationer el-ler produkter. Vedrørende de eksterne miljøforbedringer mener Weidema (2000b), at det er ri-meligt at belønne producenten, hvis han sætter et vist beløb af til miljøforbedringer enten i sin egen produktion eller et andet sted, hvor der ellers ikke var sket miljøforbedringer.

Eksempel 4: En producent af stole lover at bruge en del af sine indtægter til opførelse af et rensningsanlæg på en tekstilfabrik i Asien. Han kan så trække miljøforbedringerne på tekstilfabrikken fra i stolens livscyklusvurdering. Når tøjbutikken vil lave en livscy-klusvurdering, skal de så antage, at tekstilfabrikken ikke har et rensningsanlæg, fordi den miljøforbedring er tilskrevet hos stolene, eller må den indgå begge steder?

At investere sine penge i miljøforbedringer andre steder giver problemer, når belastningen skal opgøres. Miljøforbedringerne bør tilskrives der, hvor de er lavet. Det vil i ovenstående eksempel sige hos tekstilfabrikken. Begrundelsen er, at ellers bliver det umuligt at gennemskue, hvad den reelle miljøbelastning er for et produkt, samt hvad der må tilskrives hvem og hvor mange, der drager nytte af ét miljøtiltag. Ideen med at udnytte pengene bedst ved at investere dem der, hvor der fås flest miljøforbedringerne for pengene er udmærket. Det fungerer bare ikke at inddrage



miljøforbedringerne i livscyklusvurderinger, da livscyklusvurderingerne så ikke siger noget om produktets reelle miljøbelastning. Problemet med at inddrage de eksterne miljøeffekter knytter sig til Weidemas måde at lave prospektive livscyklusvurderinger på og ikke til prospektive livs-cyklusvurderinger generelt set. De prospektive livscyklusvurderinger belønner dog stadig de, som lover at miljøoptimere deres produktion. Medtagelse af miljøbelastningen på prisforskellen knytter sig også specifikt til Weidemas meto-de. I korte træk går det ud på, at hvis produkt A er billigere end produkt B, vil køb af produkt A betyde, at der købes noget andet for de sparede penge. Miljøeffekten for de varer, som købes for de sparede penge lægges til livscyklusvurderingen for produkt A. Det gøres ved at tage gennem-snitsbelastningen for alle varer opgjort pr. krone og gange med det sparede beløb. Eventuelt ta-ges kun gennemsnittet af luksusvarerne, da den sidste krone primært bruges på luksusvarer. Problemet med at inddrage prisdifferencen tydeliggøres i nedenstående eksempel.

Eksempel 5: En miljøbevidst festarrangør ønsker at dække et miljørigtigt bord. Han står med valget mellem at lægge duge på bordet eller dække på de bare bordplader. De du-ge, han ønsker leveret, tænkes at have en miljøbelastning på 20 pr. kr. Til sammenlig-ning tænkes et gennemsnitsprodukt at have en miljøbelastning på 21 pr. kr. Indkøbes for 500 kr. duge bliver miljøbelastningen for dugene 10.000 (500 kr.,20 pr. kr.). Ved indra-gelse af miljøbelastningen på prisforskellen bliver miljøbelastningen for ingen duge 10.500 (500kr.,21 pr. kr.). Det mest miljørigtige er altså at lægge dug på bordet.

Problemet er, at miljøbelastningen bliver afhængig af, hvad der sammenlignes med. Folk med lave leveomkostninger vil komme til at ”betale” for meget miljømæssigt set, idet de altid køber de billigste varer. Dermed sparer de ikke noget, som de kan gå ud at købe andre varer for.

3.3.6 RETROSPEKTIVE OG PROSPEKTIVE LIVSCYKLUSVURDERINGER Økonomerne bruger deres langsigtede prospektive analyser til at sige noget om i hvilken ret-ning, tingene vil gå. Ved at lave prospektive livscyklusvurderinger konkretiseres fremtiden på en hel anden måde, end den gør i økonomien. At anvende kortsigtede marginaldata, når der er tale om forandrings-livscyklusvurderinger, vil give et mere reelt billede af forandringens betyd-ning for miljøet end de retrospektive livscyklusvurderinger. Det vil også være et bedre beslut-ningsgrundlag for vedtagelse af ændringen. Langsigtede prospektive livscyklusvurderinger er derimod for usikre. Der er således for stor usikkerhed på, om den marginale proces også er den marginale proces, når den skal indføres. Kortlægningen af miljøbelastningen fra en fremtidig teknologi vil også være temmelig usikker. Til kortlægning af et produkts miljøbelastning vil gennemsnitsdata og stedspecifikke data være de mest retvisende at bruge. Kortsigtede prospektive livscyklusvurderinger vil derimod være bedst til at identificere betydningen af en besluttet ændring. Det afhænger altså af situationen hvilken metode, der er bedst. Ved en udvidelse af en produktion eller ved nye produkter vil me-toderne ofte svare på samme spørgsmål uden, at de nødvendigvis behøver at nå frem til det samme. Resultatet vil være det samme, når de marginale og de stedspecifikke data er sammen-



faldende. Det vil ske i de situationer, hvor den marginale proces er den lokale producents pro-duktion, hvilken den ofte vil være. Vinder miljøvaredeklarationer indpas vil anvendelsen af stedspecifikke data øges. Derved bliver forskellen mellem retrospektive og prospektive livscy-klusvurderinger med tiden mindre. Anvendelsen af både retrospektive og prospektive livscyklusvurderinger afhængig af formål er nok den måde, hvorpå livscyklusvurderinger som værktøj udnyttes bedst. Dette kan imidlertid give problemer, hvilket belyses af nedenstående eksempel.

Eksempel 6: En virksomhed skal opføre en ny fabrik og valget står mellem to lande. Fabrikken er meget energikrævende og virksomheden vil gerne tage hensyn til miljøet ved placeringen. I land A er den marginale energiproces kulkraft, mens den gennemsnit-lige energiproduktion er domineret af vandkraft. Land B's marginale energiproces er na-turgasfyring, og den gennemsnitlige energiproduktion er domineret af kulkraft. Virk-somheden vælger at placere fabrikken i land B, udfra en begrundelse om, at det er det mest miljørigtige at anvende en prospektiv livscyklusvurdering ved opførelse af en ny fabrik, der vil påvirke markedet. Da fabrikken skal lave deres miljøvaredeklaration an-vender de en retrospektiv livscyklusvurdering, men herved bliver miljøbelastningen større, end hvis fabrikken var lagt i land A.

Ovenstående eksempel viser, at det ikke altid er det rigtige at anvende retrospektive livscyklus-vurderinger til miljøvaredeklarationer. Da det kan betyde, at der vælges efter at få den bedste miljøvaredeklaration og ikke efter, hvad der er bedst for miljøet.

3.4 EKSEMPEL I dette afsnit afprøves 5-trins-metoden til identifikation af marginalprocessen, og det under-søges, hvad et skift fra gennemsnitsdata til marginaldata betyder for polypropylen genbrugs-bægre. Ved hjælp af 5-trins-modellen ønskes den marginale proces for elproduktion i Danmark identi-ficeret (metoden er beskrevet i afsnit 3.2.1). Den ændring, der undersøges, er det forøgede el-forbrug i forbindelse med vask af genbrugsbægre i Danmark. a) Hvilken tidshorisont er gældende for studiet? Der ses på en kort tidshorisont, hvilket betyder, at den marginale proces skal findes inden for den eksisterende teknologi. Der kunne i princippet lige så godt være valgt en lang tidshorisont. Da ville det være blandt fremtidens teknologier, at den marginale proces skulle findes. Elfor-bruget svinger afhængig af døgnet og året. Det er således nødvendigt at få kortlagt, hvornår der er ledig kapacitet til rådighed. b) Påvirker ændringen kun specifikke processer eller et marked? Forøgelsen i elforbruget påvirker markedet, idet elværkerne i Danmark er forbundet via et net-værk.



c) Hvad er tendensen af volumenet på det påvirkede marked? Elproduktionen forventes at stige på trods af energibesparende tiltag (Energioplysningen, 2000). d) Har denne teknologi potentiale til at tilvejebringe den besluttede kapacitetsændring? De mulige teknologier og deres eventuelle begrænsninger er vist i tabellen herunder. Teknologi Begrænsning Potentiale til

kapacitetsændring

Kulkraft Politisk begrænset, pga. emissionsbegrænsninger

Nej

Olie Ja

Naturgas Ja

Kernekraft Politisk begrænset Nej

Vindkraft Teknisk og naturligt begrænset Nej

Vandkraft Naturligt begrænset Nej

Biomasse Ja

Biogas Ja

Halm Ja

Tabel 2. Tabellen viser de forskellige muligheder for elproduktion, samt om de res udvidelses muligheder er begrænset.

Vindkraft er i dag stigende, men nutidens teknologi tillader ikke vindkraft at være den eneste energikilde på markedet. Derfor kan vindkræft ikke være den marginale teknologi (Weidema, Frees & Nielsen, 1999). Dertil kommer, at det kræver et vist areal at opsætte møllerne. Biomasse, biogas og halm har en begrænsning i form af arealtilgængelighed, men grænsen lig-ger så langt væk fra udnyttelsen i dag, at de her ikke betragtes som begrænsede. e) Er denne teknologi den foretrukne teknologi for den besluttede kapacitetsændring? Blandt de teknologier, der ikke er begrænset, har naturgasfyring de laveste produktionsomkost-ninger (Weidema, Frees & Nielsen, 1999), hvilket gør den til den mest fortrukne teknologi og dermed den marginale proces.

Den marginale elproduktionsproces i Danmark er fundet at være naturgasfyring, mens den gen-nemsnitlige danske elproduktion er domineret af kulkraft. Figuren herunder viser en sammen-ligning af de to produktioners ressource- og miljøbelastning.



0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

Drivhuse

ffekt

Forsuri

ng

Fotoke

misk ozo

n

Næringssa

ltbelast

ning

Human

toksici

tet

Øko-tok

sicitet

Persist

ent tok

sicitet

Volumena

ffald

Radioak

tivt aff

ald

Slagge

og ask

eNatur

gasSte

nkul

mPEM_wdk2000Dansk el

Naturgas

Figur 4. Sammenligning mellem gennemsnitsdata (dansk gennemsnitsel) og marginaldata (naturgasfyring)

Af Figur 4 ses det, at der er stor forskel på ressource- og miljøbelastningen afhængig af om der vælges gennemsnitsdata eller marginaldata i denne situation. I nogle situationer kan de gennem-snitlige og marginale data være de samme. Dette er tilfældet, når der anvendes stedspecifikke data som gennemsnitsdata, og når markedet ikke ændres, hvorfor den marginale proces er den stedspecifikke proces. Anvendelsen af stedspecifikke data øges sandsynligvis med udbredelsen af miljøvaredeklarationer. Tendensen er, at virksomheder producerer efter ordre, hvilket gør de-res produktion til den marginale proces. Derved kan gennemsnits- og marginaldataene for en lang række processer være ens. Selv om der forskel på gennemsnits- og marginaldata, og resul-tatet af livscyklusvurderingen dermed ændres, er det ikke ensbetydende, at konklusionen ænd-res. Ved sammenligning af to livscyklusvurderinger kan forholdet mellem dem godt være det samme, uanset om der er anvendt gennemsnitsdata eller marginaldata. Tabel 3 viser henholdsvis gennemsnitsprocesserne og marginalprocesserne ved en kort tidshori-sont, der indgår i produktionen af et polypropylen genbrugsdrikkebæger. Af tabellen ses det, at hovedparten af processerne bliver mindre miljøbelastende, hvis der anvendes marginaldata. Øges datakvaliteten, så der anvendes stedspecifikke data for råvareudvinding og produktion af granulat, kan disse data være de samme som de marginale data. Dette sker, hvis det pågældende anlæg udvider sin produktion. I sådanne tilfælde er det nemlig anlæggets processer, der er de marginale, også selv om det ikke er det mest effektive anlæg. Det samme gør sig gældende ved affaldsforbrændingen. Sammenlignes med engangsbægre vil konklusionen sandsynligvis være den samme uanset om der anvendes gennemsnitsdata elle r markedsbaserede marginaldata. Da det er de samme proces-ser, som bliver mere miljøvenlige. Det er derfor mere et spørgsmål om, hvor meget el, som bru-ges, end om der anvendes gennemsnits- eller marginaldata. Benyttes stedspecifikke data er kon-



klusionen nok mere tilbøjelig til at ændres, da det så har stor betydning, om der produceres på et nyt eller et gammelt anlæg. Fase Genemsnitsproces Marginalproces

Råvareudvinding og granulat- produkton

Gennemsnitsdata fra 15 produktionsanlæg i Østrig, Belgium, Finland, Holland, Norge, Portugal og Storbri- tanien indsamlet 1992 -1993

Det mest effektive anlæg, der med stor sandsynlighed er det nyeste, bedst ressourceudnyt- tende og mindst forurenende

Sprøjtestøbning (kun el) Gennemsnitlig finsk elproduktion bestående af kernekraft (45%), kulkraft (22%), biomasse (13%), vandkraft (9%), naturgas (8%) og olie (3%).

Naturgasfyring (Weidema, Frees & Nielsen, 1999)

Brugsfasen (ekskl. el) Stedspecifikke data Stedspecifikke data

Brugsfasen - el Gennemsnitlig dansk elproduktion bestående af kulkraft (91%), olie (3%), naturgas (3%), vindkraft (2%) og biomasse (1%)

Naturgasfyring

Affaldsforbrænding Gennemsnitligt dansk forbrændingsanlæg

Det mest effektive og sandsynligvis også det mindst forurenende

Fortrængte energiprocesser Danske gennemsnits el og naturgasfyring (varme)

Det mindst effektive kulkraftvarmeværk

Tabel 3. Oversigt over de gennemsnitlige processer og de marginalprocesser, der indgår i produktionen af et polypropylen genbrugsbæger.

3.5 DELKONKLUSION Usikkerheden på gennemsnitsdata er på nuværende tidspunkt relativ stor, men en øget anven-delse af stedspecifikke data vil mindske usikkerheden. Marginaldata er også behæftet med en usikkerhed. Især er der for langsigtede marginaldata en usikkerhed om, hvorvidt den identifice-rede marginalproces virkelig er den proces, som udbygges/udfases i fremtiden. For langsigtede marginaldata er der desuden en usikkerhed på dataene om miljøbelastningen fra fremtidens tek-nologi, da det ikke er muligt at foretage målinger på den. Med hensyn til kortsigtede marginal-data er usikkerheden noget mindre, fordi det er eksisterende teknologie r, der kigges på. Desuden er det nemmere at forudsige den nærmeste fremtid end den fjerne fremtid. Allokering bliver lettere med marginaldata, da det kun er determinerende processer, som indgår i livscyklusvurderingen. Problemet omkring allokering løses dog ikke fuldstændigt. Retrospektive livscyklusvurderinger er at foretrække til miljøvaredeklarationer, idet miljøvare-deklarationerne derved bliver mest gennemskuelige og giver det største incitament til miljøfor-bedringer. Et problem ved de prospektive livscyklusvurderinger er, at producenterne belønnes allerede, når de lover at forbedre miljøsituationen, og ikke først når de har gjort noget ved reelt for at forbedre miljøforholdene.



Gennemsnits- og marginaldata er ens når, der anvendes stedspecifikke data og markedet ikke påvirkes, men producenten i stedet øger sin produktion. Miljøvaredeklarationer skulle gerne be-virke, at anvendelsen af stedspecifikke data tiltager. Samtidig er tendensen, at virksomheder producerer efter ordre, hvilket gør, at de er den marginale virksomhed. Dette medfører, at gen-nemsnits- og marginaldata i fremtiden for mange processer er ens. Det er ikke muligt at lave en generel anbefaling af hvilke data, der skal anvendes. Anbefalingen afhænger af formålet med livscyklusvurderingen. Problemerne med usikkerhed og allokering er ikke så markante, at de kan anvendes som begrundelse for en anbefaling af det hold data frem for det andet. Stedspecifikke data bør anvendes til at beskrive miljøbelastningerne af et produkt eller en serviceydelse, eftersom der derved opnås det bedste billede af virkeligheden. Gennem-snitsdata kan også anvendes til dette formål, men det giver et dårligere billede af virkeligheden. Ønskes livscyklusvurderingen anvendt til at vurdere, hvorledes en ændring vil påvirke miljøet, giver kortsigtede marginaldata et langt bedre grundlag for at træffe beslutningen, om hvorvidt ændringen skal gennemføres eller ej. De langsigtede marginaldata skal anvendes med varsom-hed, da det er svært at vide, om den identificerede marginalproces virkelig er den, som udbyg-ges/udfases i fremtiden. Resultatet bliver derved diskutabelt.


Retningslinier for livscyklusvurderinger på emballage Side 33

4 RETNINGSLINIER FOR LIVSCYKLUSVURDERINGER AF EM-BALLAGE

Formålet med disse anbefalinger er at gøre det nemmere at lave livscyklusvurderinger på embal-lager. Ofte negligeres emballage i det egentlige produkts livscyklusvurdering eller medtages kun delvist. I mange tilfælde er det tilladeligt, men i nogle tilfælde bidrager emballagen væsentligt til produktets miljøbelastning. Ved produktudvikling er det vigtigt at huske emballagen, idet en ændring af produktet kan betyde, at emballagen også skal ændres. Livscyklusvurderingerne kan også anvendes til produktudvikling af selve emballagen. En yderligere grund til at udarbejde retningsliner for emballager er med henblik på miljøvaredeklarationer. Livscyklusvurderinger danner grundlag for miljøvaredeklarationer, der giver indkøberne større mulighed for at vælge de mest miljøvenlige produkter. I dette projekt defineres emballage på følgende måde: Emballage: Alt hvad der omgiver eller har omgivet et primært produkt, eksempelvis syltetøjs-glas, plastflasker til læskedrikke, papkasser og æggebakker. Tasker og almindelige drikkeglas regnes her ikke som emballage, idet de er primære produkter. De er købt til at transportere ting fra sted til sted eller fra bord til mund, mens ved en plastflaske med sodavand er sodavanden det primære produkt. Drikkebægre anvendt ved arrangementer er også emballage, eftersom indholdet har størst interesse. Miljø- og Energiministerie ts gældende definition på emballage lyder: Emballage: Alle produkter af en hvilken som helst art og materiale, som anvendes til pakning, beskyttelse, håndtering, levering fra producenten til brugeren eller forbrugeren og præsentation af varer, det være sig råvarer eller forarbejdede varer. Alle engangsartikler, der anvendes til samme formål, skal tilsvarende betragtes som emballage. Emballage omfatter kun: a) Salgsemballage eller primæremballage, dvs. emballage, der er udformet på en sådan må-

de, at den på salgsstedet udgør en salgsenhed for den endelige bruger. b) Multipak eller sekundær emballage, dvs. emballage udformet på en sådan måde, at den på

salgsstedet udgør en samling af et vist antal salgsenheder, uanset om den sælges sådan til den endelige bruger eller forbruger, eller om den kun bruges til at fylde hylderne på salgs-stedet; den kan fjernes fra varen uden at dette ændrer varens egenskaber.

c) Transportemballage eller tertiær emballage, dvs. emballage, udformet på en sådan måde, at håndtering og transport af et antal salgsenheder eller multipak emballager gøres lettere, så skader forårsaget af fysisk håndtering eller transport kan undgås. Transportemballage omfatter ikke vej-, jernbane- , skibs-, og luftfragtcontainere. (Miljø- og Energiministeriet, 1997)


Side 34 Retningslinier for livscyklusvurderinger på emballage

Projektet beskæftiger sig med plast-, aluminium-, glas-, papir- og papemballage. Plast- og pap/papiremballage udgør knap 80% af det samlede emballageforbrug opgjort efter pris (Chri-stensen, 1999). Opgjort på vægtbasis udgør de 70% (Møller, 1996). Glasemballage udgør 22% af den samlede emballage (Abildgaard, Bendtsen & Skjærbæk, 2000). Andelen af aluminiums-emballage er kun på 1%, men er medtaget ud fra en formodning om at andelen vil stige. Blik-emballage er væsentlig mere udbredt end aluminiumsemballage, men der eksisterer p.t. kun få data for hvidblik (Abildgaard, Bendtsen & Skjærbæk, 2000). Derfor er der ikke udarbejdet ret-ningslinier for blik. I tabellen herunder ses eksempler på emballager opdelt efter materiale. Plast Pap/papir Aluminium Glas

Sodavandsflasker Kasser Øldåser Syltetøjsglas Dunke Papirsposer Foliebakker Ølflasker Strækfilm Æggebakker Konservesdåser Olieflasker Kasser

Tabel 4. Eksempler på emballager inden for de forskellige emballagetyper.

Den typiske livscyklus for emballage kan opdeles i følgende faser: Udvinding af råvarer, pro-duktion, brug og bortskaffelse samt transport. Den største livscyklusvariation ligger i brugsfa-sen, idet nogle emballager bortskaffes direkte efter brug, mens andre genbruges. Genbrug kan ske direkte eller inkludere vask af emballagen. Dertil kommer en variation afhængig af, om der anvendes primært eller sekundært materiale, samt om materialet sendes til genanvendelse efter brug. Figur 5 viser et diagram over en emballages livscyklus. De stiplede linier og kasser indi-kerer, at disse ikke altid indgår i livscyklussen. I de efterfølgende afsnit gennemgås retningsliner for livscyklusvurderinger for emballager. Af-snittet bygger på bilag 2: ”Materialespecifikke retningslinier for livscyklusvurderinger af embal-lager”. For uddybning og baggrund henvises til bilag 2.

4.1 MARGINALDATA ELLER GENNEMSNITSDATA Det anbefales at benytte gennemsnitsdata og stedspecifikke data til livcyklusvurderinger, når et produkt eller en serviceydelses miljøbelastning skal opgøres, samt i forbindelse med miljøvare-deklarationer. Anbefalingen skyldes, at gennemsnits- og stedspecifikke data giver det bedste bil-lede af den virkelighed, der har fundet eller finder sted. Kortsigtede marginaldata skønnes at gi-ve det bedste grundlag for at vurdere, hvilken miljøbelastning en ændring vil få i fremtiden, og dermed om ændringen skal indføres eller ej. De langsigtede marginaldata er temmelig usikre, eftersom den teknologi, der i dag betragtes som den marginale på lang sigt, måske ikke er den der betragtes som den langsigtede marginale teknologi om tre år.

4.2 AFGRÆNSNING OG ALLOKERING Den funktionelle enhed vil typisk være i stil med følgende: Emballage anvendt til transport af X fra A til B, hvor B ligger i Danmark.



Den funktionelle enhed vil også typisk indeholder en række yderligere specifikationer om em-ballagens kvalitet, holdbarhed m.m. Der tages her i rapporten udgangspunkt i, at B ligger i Danmark, hvorved bortskaffelsen vil ske efter danske forhold.

Genanvendelse

Vask

HjælpeartiklerFremstilling af emballage

Udvinding af råvarer

Transport

Transport

Transport

Anvendelse af emballage

Transport

Bortskaffelse

Fremstilling af materiale Returmateriale

Figur 5. Diagram over emballages livscyklus. De stiplede linier og kasser indikerer, at disse ikke altid indgår i livscyklussen.

Et produktsystem - det vil sige systemet af processer, der indgår i livscyklussen – er i princippet uendeligt, derfor er en fornuftig afgrænsning vigtig. Levetiden for emballage er relativ kort.



Selv om materialet genanvendes vil det være bortskaffet inden for den nærmeste fremtid. Derfor kan nutidens teknologier anvendes i hele livscyklussen. Hvorvidt der skal anvendes stedspeci-fikke data, gennemsnitsdata eller marginaldata afhænger af formålet med livscyklusvurderingen og må overvejes i hvert enkelt tilfælde. Slitage på produktionsapparatet kan placeres uden for grænserne. Det skyldes, at produktions-apparatet har en lang levetid og stor produktion. Derved bliver andelen, som tilskrives det enkelte produktsystem, meget lille. Eksemplet herunder viser, hvor stor en del af en kran, der skal allokeres pr. kg til systemet.

Eksempel 7: For en kran med en levetid på 10 år, som i gennemsnit løfter 1 ton om da-gen, kan allokeringsfaktoren udregnes på følgende måde:

0,0000003 365dage/år1000kg/dag år 10

kg 1=

⋅⋅

Allokeringsfakoten er altså under én milliontedel, hvilket er over hundrede gange for lidt til, at bidraget vil påvirke resultatet væsentligt. Brændstof eller strøm anvendt til drift af kranen, skal derimod medtages.

Det indirekte forbrug, eksempelvis papirforbruget i administrationen på virksomheden, er meget tidskrævende at opgøre og har ikke væsentlig indflydelse på resultatet. Det kan derfor udelades i det analyserede system. Tabel 5 viser hvilke generelle ting, der skal medtages i livscyklusvurderingen og hvilke, som kan placeres uden for grænserne. Skal medtages Kan udelades Energi til drift af produktionsapparatet Slitage på produktionsapparatet

Indirekte forbrug på virksomhederne, f.eks. papir- forbrug i administrationen

Tabel 5. Tabellen viser de generelle retningslinier for, hvad der skal medtages, og hvad der kan udlades i en livscyklusvur-dering.

Allokering er ofte nødvendig, eftersom mange materialer indsamles og genanvendes. Valget af allokeringsmetode har ofte indflydelse på resultatet. Det anbefales at benytte UMIPs alloke-ringsmetode, da den som en af de eneste allokeringsmetoder tager højde for kvalitetsforringelse af materialet. Derudover menes den at give et retvisende billede af virkeligheden, selv om mate-rialets skæbne uden for den studerede livscyklus ikke kendes. Princippet i UMIPs allokeringsmetode er, at produktsystemet betaler for den forringelse, der sker af materialet i systemet, inden materialet sendes til genanvendelse. Systemet betaler desu-den for hele oparbejdningen af materialet, så det er klar til genanvendelse. Figur 5 viser materia-lestrømmen.



Produktion

Forbrænding

Primærtmateriale

Sekundærmaterialepulje

Oparbejdningaf materiale

Deponering

Produkt

Forbrænding

Deponering


Forbrænding

Deponering

s % N+A

t %

N

x1 %

A

y1 %z1 %

x2 %

(z1)N+A

y2 %

L

x3 %

((z1)N+A)-L

y3 %

Primærtmateriale

Figur 6. Diagram over materialestrømmen. N betegner den m ængde materiale, der indgår i produktet. A betegner den mængde materiale, som spildes ved produktionen. L betegner den mængde, som spildes i forbindelse med oparbejdning af materialet, når det sendes til genanvendelse.

De skraverede kasser på figuren indgår i systemet uden allokering. De prikkede kasser skal al-lokeres og indgår således delvist i systemet. De hvide kasser indgår ikke i systemet. Mængder angivet med store bogstaver er absolutte mængder, mens de små bogstaver henviser til andele eller procenter. For figuren gælder der følgende: 1 y x y x zy xt s

3322111=+=+=++=+ og

100% %y% x %y% x %z%y% x t%s%3322111

=+=+=++=+

De siksakkede linier betyder, at der kan være flere cyklusser mellem de to kasser, men at mate-rialet tilføres eller ender på pågældende måde. De stiplede linier henviser til, at denne materiale-strøm foregår for nogle materialer. Anvendes primært materiale betaler systemet for hele udvindingen og bortskaffelsen for den mængde, der bortskaffes direkte. Ved bortskaffelse af sekundært materiale i systemet, har tidli-gere systemer betalt for noget af udvindingen og bortskaffelsen. Idet den tidligere skæbne af se-kundært materiale som oftest er ukendt, arbejdes i UMIP med en sekundær materialepulje. I denne pulje findes materiale, som har været anvendt én eller flere gange. Sammenlagt har mate-rialet i puljen én værdi, der henviser til den gennemsnitlige kvalitet af materialet. Denne værdi-koefficient, som er materiale - og eventuel systemspecifik, kaldes fskrot og ligger mellem nul og én. Det vil sige, at for den mængde sekundært materiale, som bortskaffes i systemet, betaler sy-stemet udvindingen og bortskaffelsen for den bortskaffede mængde ganget med fskrot-værdien.



Sendes produktet eller en del heraf til genanvendelse, tilskrives systemet oparbejdelsen af mate-rialet, så det er klar til at indgå i et nyt produkt. Derudover allokeres en del af udvindingen og bortskaffelsen til systemet. Systemet betaler den andel, som materialet er blevet forringet med i systemet. Denne andel kaldes ftab og antager værdier mellem nul og én for primære materialer og mellem nul og fskrot for genanvendte materialer. ftab afhænger af materialet og ofte også af sy-stemet. Ved nogle materialetyper er det nødvendigt at operere med to værdier af ftab. Det gælder eksemplevis for situationer, hvor der ved første genanvendelse er en stor kvalitetsforringelse og ved efterfølgende genanvendelser kun en lille forringelse. Nedenstående tabel viser matematisk udtrykt hvilke mængder materiale, systemet skal tilskri-ves. Udtrykkene omfatter både de processer, der tilskrives systemet 100% og de, som allokeres mellem flere brugssituationer. Tabellen er gældende, når det ikke er nødvendigt med deponering efter, at materialet er afbrændt. Formler gældende for tilfælde, hvor det er nødvendigt med de-ponering efter afbrænding, findes i bilag 2.

Fase Andel

Råvare tab(2)1tab(1)1skrot1111 L)fANt(zL)fANs(zL)f)y(t(N(xL))ys(N(x −++−+++++++

Bortskaffelse

- forbrænding tab(2)31tab(1)31skrot2121 fL)xANt(zfL)xANs(zL)fxNt(xL)xNs(x −++−+++++

- deponering tab(2)31tab(1)31skrot2121 fL)yANt(zfL)yANs(zL)fyNt(yL)yNs(y −++−+++++

Tabel 6. Andelen de forskellige faser skal tilskrives. Symbolerne henviser til Figur 6.

Tabellen herunder viser de anbefalede fskrot- og ftab-værdier for de fire materialer. Baggrunden for værdierne er givet i bilag 2. Plast Aluminium Glas Pap/papir fSkrot 0,3 0,65 0,75 0,65 ftab(1) 0,6 0,2 0,1 0,2 ftab(2) 0,1 0,2 0,1 0,2

Tabel 7. Viser f-værdier for forskellige materialer.

4.2.1 RÅVARE- OG PRODUKTIONSFASE Hjælpeartikler som mærkater, tryk og lukkeordninger skal medtages, medmindre det kan sand-synliggøres, at en udeladelse ikke påvirker resultatet. Hvis den primære emballage genbruges, og hjælpeartiklerne kasseres direkte efter brug, kan bidragene fra hjælpeartiklerne være væsent-lige. For genbrugsplastflasker går 5-6% af procesenergien til fremstilling af etiketter, hvis vægt udgør ca. 1% af flaskens samlede vægt (Pommer, Wesnæs & Madsen, 1995d). I engangsplast-flaskernes livscyklus udgør etiketternes forbrug kun 1-2% af procesenergien (Pommer, Wesnæs & Madsen, 1995e). Med hensyn til tryk er det på nuværende tidspunkt meget svært at skaffe til-strækkeligt med data. Vægtmæssigt udgør trykket en meget lille andel, til gengæld kan der være tale om stoffer med meget store miljøbelastninger.



Sekundær emballage bruges til emballering af den primære emballage. Hvis den sekundære em-ballage rummer mange primære emballager, genbruges mange gange og kun har en relativ lille vægt, kan der ses bort fra fremstilling og bortskaffelse af den sekundære emballage. Herunder kommer et par eksempler.

Eksempel 8: En returtræpalle vejer ca. 20 kg (Frydendal & Hjortbak, 1998), den an-vendes omkring 100 gange med en minimumsgennemsnitsvægt på 100 kg. Dette giver 2 gram træ pr. kilogram transporteret på pallen. Dertil kommer, at træet givetvis er gen-anvendt træ, hvorfor de 2 gram skal allokeres. Træpallens bidrag er således i langt de fleste tilfælde meget lille og uden betydning, hvorfor den kan undlades.

Eksempel 9: En genbrugsplastkasse til transport af 1,5 l genbrugsplastflasker vejer 2,2 kg. Den genbruges mindst 100 gange og indeholder 10 primæremballager med en en-hedsvægt på 107 g (Pommer, Wesnæs; Madsen, 1995d). Dette giver 2,2 g pr. primær emballage og 21 g pr. kilogram, hvilket ikke kan negligeres uden, at resultatet påvirkes.

Den sekundære emballage skal dog altid medregnes ved transport. Det samme gælder eventuel vask af sekundær emballage ved genbrug. Produktionsprocessen af den analyserede emballage skal ikke allokeres med mindre, der er tale om, at emballagen genbruges. Fremstilling af transportemballager til fragt af råmaterialer kan som hovedregel negligeres, da dette oftest sker i store genanvendelige emballager. Bidraget til det enkelte kilogram bliver såle-des meget lille. Tabel 8 viser en oversigt over de elementer, der skal indgå i livscyklusvurderingen, og hvilke, som kan udelades. Eksempel 10 illustrerer, hvorledes formlen fra Tabel 8 skal anvendes. Skal medtages Kan udelades

Produktion af følgende mængde:

tab(2)1tab(1)1

skrot1111

fL)ANt(zfL)ANs(z

fL))y(t(N(xL))ys(N(x

⋅−++⋅−++

⋅+++++

Produktion af sekundær emballage, som rummer mange primære emballager, gen-bruges og har en relativ lille vægt.

Transport inklusiv emballage Produktion af transportemballage

Væsentlige hjælpeartikler (mærkater, tryk, luk-keordninger, vaskekemikalier m.m.)

Tabel 8. Tabellen viser de elementer, der skal medtages og hvilke, der kan udelades.

Eksempel 10: En producent producerer plastikspande med aluminiumshanke. En spand vejer 45 g og en hank 5 g. Spanden produceres af PE-plast bestående af 80% primær plast og 20% genanvendt plast. Han-ken produceres udelukkende af genanvendt aluminium. Ved plastproduktion er der et spild på 2%, hvilket svarer til 0,9 g. Spildet ved aluminimsproduktioner er på 5%, som svarer til 0,25 g. Efter brug afbrændes 70% af spandene med hank, 10% deponeres og 20% genanvendes. Ved oparbejdelsen af materialet, som sendes til genbrug er der for plast et spild på 2% og for aluminium et spild på 5%. Ved at anvende symb o-lerne fra Tabel 8 og Figur 6, samt fskrot- og ftab-værdierne fra Tabel 7 fås for plast:



Det betyder, at producenten skal medregne produktion af følgende mængde plast: 0,8(45g(0,7+0,1)+0,18g) + (0,2(45g(0,7+0,1)+0,18g)),0,3 + 0,8(0,2,45g+0,9g-0,18g),0,6 + 0,2(0,2,45g+0,9g-0,18g),0,1 = 31,7 g For aluminiumet haves følgende:

Det betyder, at producenten skal medregne produktion af følgende mængde aluminium: 0 + (1,(5g(0,7+0,1)+0,05g)),0,65 + 0 + 1,(0,2,5g+0,25g-0,05g),0,2 = 2,9 g

4.2.2 BRUGSFASE Transport er for mange emballager den eneste aktivitet i brugsfasen. Genbruges emballagen vil der dog ofte også være tale om vask. Distributionen fra producent til forhandler bidrager i en sådan grad, at den skal medtages. For systemer med meget distribution er det nødvendigt at transportforholdene kortlægges nøje (Pommer, Wesnæs & Madsen, 1995a,b,c,d & e). Ved an-vendelse af sekundær emballage, skal denne medregnes under transporten. Transport af fødevareemballager fra forhandler til hjem kan udelades, eftersom emballagen kun udgør en lille del af den samlede vægt, som transporteres. Købes 5 kg varer heriblandt en 0,5 l sodavand, udgør sodavandens emballage én hundrededel af det transporterede. I det samlede transportregnskab vil denne hundrededels bidrag være uvæsentlig under den forudsætning, at der er tale om en normal indkøbsafstand. Miljøbelastningen fra lignende situationer kan ligele-des negligeres. Indgår en vaskeproces i brugsfasen, skal el- og vandforbruget opgøres sammen med forbruget af eventuelle vaskekemikalier. For 1,5 l og 0,5 l PET-genbrugsflasker stammer ca. 35% af den samlede procesenergi og ca. 75% af vandforbruget fra vask af flasker og distributionskasser (Pommer, Wesnæs & Madsen, 1995d). Ved vask af glasflasker udgør energiforbruget til vask 39% af den samlede procesenergi og næsten hele vandforbruget stammer fra vaskeprocessen (Pommer, Wesnæs & Madsen, 1995a). Skal medtages Kan udelades

Transport af emballagen inkl. sekundær emballa-ge fra producent til forhandler

Transport af fødevareemballage fra forhandler til hjem eller lignende situationer

Energi- og vandforbrug samt vaskekemikalier

ved en evt. vaskeproces

Tabel 9. Viser hvilke dele af brugsfasen, som skal medtages og hvilke, der kan udelades.

N = 45 g A = 0,9 g L = N,z1,0,02 = 0,18 g

s = 0,8 t = 0,2

x1 = 0,7 y1 = 0,1 z1 = 0,2

fskrot = 0,3 ftab(1) = 0,6 ftab(2) = 0,6

N = 5 g A = 0,25 g L = N,z1,0,05 = 0,05 g

s = 0 t = 1

x1 = 0,7 y1 = 0,1 z1 = 0,2

fskrot = 0,65 ftab = 0,2



Tabel 9 opsumerer, hvilke elementer fra brugsfasen, der er vigtige at medtage, og hvilke, som kan udelades.

4.2.3 BORTSKAFFELSESFASE I Danmark bortskaffes plast, papir og pap hovedsageligt ved afbrænding på forbrændingsanlæg (Abildgaard, Bendtsen & Skjærbæk, 2000). Ved forbrænding udvikles varme, som anvendes til fjernvarme og elektricitet. Energiproduktionen ville ellers være baseret på kul og naturgas, der-for godskrives systemet den energiproduktion, forbrændingen fortrænger. Systemet tilskrives den forurening, afbrændingen medfører. Afbrænding af aluminium tykkere end folie og glas har ikke noget energimæssigt formål. Alu-miniumsfolier kan afbrændes med en lille energigevinst. Ved afbrænding opsamles materialerne sammen med slagge og aske. Dette gælder også aluminiumsfolier, der omdannes til alumini-umsoxid. På den måde ender alt det bortskaffede materiale på deponi. Tabel 10 beskriver de elementer, der er vigtige at få med i bortskaffelsesfasen. Skal medtages Kan udelades

Transport til bortskaffelsessted

Forbrænding af følgende mængde:

tab(2)31tab(1)31

skrot2121

fL)xANt(zfL)xANs(z

fL)xNt(xL)xNs(x

⋅−++⋅−++

⋅+++

Deponering af følgende mængde:

tab(2)31tab(1)31

skrot2121

fL)yANt(zfL)yANs(zfL)yNt(yL)yNs(y

⋅−++⋅−++⋅+++

Oparbejdelse af indsamlet materiale, så det er klar til genanvendelse

Bortskaffelse af hjælpeartikler og emballage

Tabel 10. Viser hvilke processer, der skal medtages i bortskaffelsesfasen.

4.3 NØGLEDATA OG DATAKILDER 4.3.1 RÅVARE- OG PRODUKTIONSFASE Dataene for elproduktionen i UMIP kan være forældede. Elsamprojektet, et større danske pro-jekt om miljøbelastningerne ved energifremstilling, er afsluttet i sommeren 2000. Dataene vil blive indlagt i UMIP snarest muligt. Plastdataene i UMIP-databasen er forældede og varierer meget i forhold til de nyeste data fra APME/Boustead. På hjemmesiden, http://lca.apme.org/reports/htm/home.htm kan de nyeste da-ta hentes. For sprøjtestøbningsprocesser er det muligt at lave nogle rimelige estimater ud fra UMIP-databasen. Det kræver dog, at tallene benyttes med omtanke. Hvis der er muligt anbefa-les det, at der benyttes stedspecifikke data.



UMIP-databasens oplysninger for aluminiumsproduktion er i overensstemmelse med dataene opgivet af European Aluminium Association (EAA) (UMIP-databasen; Lassen, 1999). Det er vigtigt at emissionerne under elektrolysen medtages især af PAH, CO2, CF2 og CF4. PAH bidra-ger meget kraftigt til toksiciteten. Derfor er det væsentligt, at den medtages så præcist som mu-ligt. Dårlige estimater kan betyde stor usikkerhed på resultatet. Elektrolysen er meget energi-krævende, hvorfor de anvendte energidata skal være i overensstemmelse med de faktiske for-hold. Under fremstillingen transporteres råstofferne over store afstande. Det er derfor påkrævet, at transporten medtages. Litteraturens data for glasproduktion varierer meget. Det skyldes, at der er stor forskel på gamle og nye anlæg. Dertil kommer en variation afhængig af hvilken glastype, som undersøges. Et retvisende billede kræver derfor brug af stedspecifikke data for produktionen. Glasproduktionen er som aluminiumsproduktion energitung, hvilket betyder at upræcise energidata kan få betyd-ning for resultatet. For udvinding af råmaterialer kan der anvendes gennemsnitsdata. Bølgepap er den eneste papirtype, som UMIP-databasen har data for. Idet der er stor variation i miljøbelastningen mellem forskellige papir- og paptyper, kan der ikke foretages estimater ud fra andre papirtyper. Forskellen i produktionsmetoden fra fabrik til fabrik gør, at stedspecifikke da-ta er at foretrække. Alternativt kan der anvendes data fra BUWAL (www.buwal.ch).

4.3.2 BRUGSFASE For lukkede systemer skal returprocenten kortlægges ret præcist ved genbrug. Det samme gæl-der ved genanvendelse af aluminium, papir og pap. For de øvrige materialer er returprocenten ved genanvendelse af langt mindre betydning, da energiforbruget ved genanvendelse og produk-tion af nyt materiale ligger tæt på hinanden. I forbindelse med transport af tom emballage kan det være nødvendigt at gange med en volu-menfaktor, hvis der tranporteres emballage med stor volumen og lille vægt. Dette er påkrævet, fordi opgørelserne over miljøbelastningerne er opgjort i kilogramkilometer, hvor en normal massefylde ligger til grund for beregningerne. Vaskes emballagen mellem brugsgangene, skal der hentes stedspecifikke data for energiforbru-get, vandforbruget og om vaskekemikalierne. Bestemmelsen af vaskekemikaliernes miljøbelast-ning sker mest retvisende ved at kontakte eksperter med viden om kemikalier og livscyklus-vurderinger, hvis tilstrækkelig viden ikke besiddes inden for egne rækker. UMIP-databasen har en del kemikalier listet i databasen, men desværre er der ingen data indlagt for kemikalierne.

4.3.3 BORTSKAFFELSESFASE Bortskaffelse af plast-, papir- og papemballage sker langt overvejende ved forbrænding på af-faldsforbrændingsanlæg, hvor den udviklede varme omdannes til elektricitet og fjernvarme. For



forbrændingen anbefales det at benytte data fra ”Technical data for waste incineration - back-ground for modelling and productspecific emissions in a life cycle assessment context” af Erichsen og Hauschild (2000). Rapporten tager højde for både det afbrændte materiales karakte-ristika og for interaktioner under forbrændingen. Desuden beskriver den forbrug af energi og hjælpematerialer, hvilke og hvor store emissioner, der kommer ved afbrænding af forskellige stoffer. Emissionerne er opgjort for syv forskellige røgrensningsmetoder. Det er hensigten, at rapportens data skal lægges ind i UMIP-databasen. Aluminium og glas ender på deponi ved bortskaffelse. Aluminiumsfolie kan brændes, men energifrigivelsen er lille. Ved afbrændingen omdannes det til aluminimoxid, som opsamles med slagger og aske. En del af glasset har været gennem forbrænding, inden det ender på deponi. Ved forbrænding smelter glasset, men ændrer derudover ikke karakter.

4.3.4 TRANSPORT Data for transport kan hentes i UMIP-databasen eller i TEMA, der er udviklet af Trafik-ministeriet til beregning af miljøbelastningerne ved transport. TEMA har flere brugerdefinerede parametre end UMIP. Der kan eksempelvis vælges mellem tre forskellige varebiler i TEMA, mens der i UMIP-databasen kun er en varebil. En yderligere mulighed er at benytte data fra NTM (Nätverket för Transporter och Miljön). Oplysningerne kan hentes på hjemmesiden www.ntm.a.se.

4.4 AFPRØVNING AF RETNINGSLINIER I dette afsnit afprøves retningslinierne på livscyklusvurderinger af drikkebægre, som RAM-BØLL har lavet i løbet af år 2000 for Dansk Bægergenbrug, der er en del af Dansk Flaskegen-brug. Formålet med livscyklusvurderingerne var at sammenligne miljøbelastningen fra fire plastbægre (to genbrugsbægre og to engangsbægre). Rapporten udgives af Miljøstyrelsen i løbet af foråret 2001 under titlen ”Miljøvurdering af plastdrikkebægre”.

4.4.1 AFGRÆNSNING OG ALLOKERING Livscyklusvurderingerne blev lavet for to forskellige scenarier. I det ene scenario bortskaffes al-le bægre ved affaldsforbrænding. Hermed er allokering ikke er nødvendig, da der kun må an-vendes primær plast til levnedsmiddelemballager. Det andet scenario antager, at halvdelen af bægrene sendes til genanvendelse, mens den anden halvdel afbrændes. I denne situation er det nødvendig at allokere plastfremstillingen og bortskaffelsesfasen. Anbefalingen om at benytte UMIPs allokeringsmetode følges, men det antages, at plasten kun har to anvendelser. Det er der-for valgt, at de to produkter hver tilskrives halvdelen af miljøbelastningen fra de faser, som skal allokeres.



Dataene fra bægrene er benyttet til at lave en vurdering af betydningen af, hvilken betydning det har at sætte ftab til 0,4 i stedet for det anbefalede 0,6. Nedenstående figur viser hvilket system, der ligger til grund for beregningerne.

Produktion

Forbrænding

Primærtmateriale


Oparbejdningaf materiale

Deponering

Produkt

Forbrænding

Deponering


Forbrænding

Deponering

100 % N+0

0 %

N

50 %

0

0%

50%

100 %

(0,5)N+0

0 %

0

100 %

((0,5)N+0)-0

0 %

Primærtmateriale

Figur 7. Figuren viser produktsystemet, der ligger til grund for allokeringsberegningerne vist i Tabel 11. N angiver mæng-den af materiale, som er anvendt.

I tabellen herunder vises, hvilken betydning en ændring af ftab fra 0,6 til 0,4 får for den samlede miljøbelastning, når systemet er som vist i Figur 7. Engangs-

bægre 1 Engangs-

bægre 2 Genbrugs-

bægre 1 Triptal 1

Genbrugs- bægre 1 Triptal 5

Genbrugs- bægre 2 Triptal 5

Genbrugs- bægre 1

Triptal 10 ftab = 0,6 0,061 mPEM 0,033 mPEM 0,078 mPEM 0,021 mPEM 0,043 mPEM 0,062 mPEM

ftab = 0,4 0,060 mPEM 0,033 mPEM 0,075 mPEM 0,020 mPEM 0,041 mPEM 0,061 mPEM

Afvigelse 1,1 % 2,4 % 4,0 % 2,9 % 5,9 % 2,0%

Tabel 11. Tabellen viser den samlede miljøbelastning for en drik på 0,4 l serveret i enten et engangs- eller genbrugsbæger når ftab er henholdsvis 0,6 og 0,4 ved allokeringen. Systemet, der er modelleret over, kan ses i Figur 7.

Den relative forskel ved anvendelse af 0,4 i stedet for 0,6 for ftab er betragtelig i enkelte tilfælde. Forskellen målt i mPEM er i ingen af tilfældene så væsentlig, at det giver anledning til at præci-sere ftab med flere cifre. Om ftab skal ændres fra 0,6 til 0,4 afhænger i højere grad af plasttypen og af, hvorledes muligheden for indsamling og genanvendelse er.

Råvare- og produktionsfase Tryk er den eneste hjælpeartikel, der anvendes i forbindelse med produktion af bægrene. Tryk-farven og trykningsprocessen er ikke medtaget på grund af datamangel. Det er antaget, at det



ikke giver anledning til bemærkninger i konklusionen, da den forbrugte mængde tryk pr. bægre er meget lille. Dertil kommer, at bægrene sammenlignes og trykprocessen er udeladt for alle fire bægretyper. Transportemballager til råvarer er ikke medtaget. Efter produktionen af bægrene er alt emballa-ge med undtagelse af EURO-transportpaller medtaget.

Brugsfase Ved genbrugsbægrene er vask af bægre og distributionskasser medtaget. Miljøbelastningen fra engangsbægrene betragtes som værende nul.

Bortskaffelse Den producerede energi ved afbrænding af bægrene antages at fortrænge dansk gennemsnits-elektricitet og naturgasfyring.

4.4.2 NØGLEDATA OG DATAKILDER

Råvare- og produktionsfase Anvendelsen af nye data fra APME har haft en betydning for resultatet, da forholdet mellem plasttyperne er forskelligt afhængig af, om der anvendes data fra UMIP-databasen eller hentes nye data på APME’s hjemmeside. Af nedenstående tabel kan det ses, hvorledes miljøbelastning-en for de enkelte plasttyper varierer med datakilden. De to sidste kolonner viser, hvordan de indbyrdes forhold mellem plasttyperne ligeledes afhænger af datakilden. Dette er især interes-sant for livscyklusvurderingerne af drikkebægrene, da de har haft til formål at sammenligne bægrene. Plasttype UMIP-database Nye APME-data Index UMIP-data Index APME-data Polycarbonat 1,042 mPEM 2,325 mPEM 1 1 Polystyren 1,350 mPEM 0,922 mPEM 1,3 0,4 Polypropylen 0,664 mPEM 1,362 mPEM 0,64 0,59

Tabel 12. Viser forskellen mellem anvendelse af gamle og nye data for plastproduktion, og ændringen i plasttypernes ind-byrdes forhold.

For formgivningsprocessen blev der indhentet stedspecifikke data for tre af bægrene, hvilket vi-ste sig at være godt, da estimaterne anvendt i den første screening lå 3-4 gange over de stedspe-cifikke data. Dette resulterede i, at estimatet for det sidste bægre blev nedskrevet tilsvarende. Det har ikke været muligt inden for tidsrammerne at implementere de nye data, der er kommet for dansk elproduktion efter Elsamprojektets afslutning. Dertil kommer, at hovedparten af ener-gien i systemerne forbruges i andre lande, hvorved opdateringen af den danske elproduktion kun i mindre grad ville have påvirket resultatet.



Brugsfase Returprocenten for genbrugsbægrene har stor betydning for miljøbelastningen. Et af formålene med projektet, var at finde hvilken returprocent og dermed hvilket triptal, der skulle til for at genbrugsbægrene er mere miljøvenlige end engangsbægrene. Derfor har der ikke været behov for en nøje kortlægning af returprocenten, hvilket heller ikke har været muligt, da systemet ikke har været afprøvet i tilstrækkelig grad. Ved transport af bægrene er der ganget med en faktor 1,5 for at kompensere for bægrenes store volumen i forhold til vægt. For vaskeprocessen er der hentet stedspecifikke data for forbruget af vand, energi og vaske-kemikalier. Data for produktionen af vandværksvand og energi er fundet i UMIP-databasen. Fremstilling af vaskekemikalierne er medtaget ved hjælp af estimater. Det antages dog ikke at have betydning for konklusionen, idet bidraget fra fremstilling kun udgør en meget lille del af den samlede miljøbelastning, hvorved en usikkerhed ikke har nogen væsentlig betydning.

Bortskaffelse Der er anvendt data fra ”Technical data for waste incineration - background for modelling of productspecific emissions in a life cycle assesment context” af Ericsen og Hauschild (2000) for forbrænding. Det har været af betydning for den opgjorte miljøbelastning, at ovennævnte data er anvendt frem for data fra UMIP-databasen. Af nedenstående tabel ses det, at der er markant for-skel på opgørelsen med data fra Ericsen og Hauschild (2000) og UMIP-databasen. Tallene gæl-der for afbrænding af ét kilogram plast i et dansk gennemsnits forbrændingsanlæg. Den ved af-brændingen producerede energi er ikke inkluderet i tallene. Plasttype UMIP-database Ericsen & Hauschild Polycarbonat 1,68 mPEM 0,554 mPEM Polystyren 1,78 mPEM 0,685 mPEM

Polypropylen 1,74 mPEM 0,642 mPEM

Tabel 13. Sammenligning af data fra UMIP -databaen og Ericsen & Hauschild (2000). Tallene gælder for afbrænding af ét kilogram plast i et dansk gennemsnitsforbrændingsanlæg uden, at den producerede energi er godskrevet.

Transport For transport er der anvendt data fra UMIP-databasen. Detaljeringsniveauet af transportmidlerne har ikke været større end, at UMIP-databasen med dens udvalg har været fuldt tilstrækkeligt. Havde der foreligget detaljerede beskrivelser af transportmidlerne, kunne det have være en for-del at anvende TEMA til opgørelse af miljøbelastningen for ikke at mindske datakvaliteten.

4.5 DELKONKLUSION Det er muligt ved hjælp af forholdsvis få regler for afgrænsning, allokering og krav til datamate-rialet at forbedre kvaliteten af livscyklusvurderingerne og dermed få et mere retvisende billede af virkeligheden.



Med hensyn til allokering anbefales det at benytte metoden udviklet i forbindelse med UMIP, da det stort set er den eneste metode, som tager højde for kvalitetsforringelse af materialet ved an-vendelse. Dertil kommer, at metoden ikke forudsætter, at materialets livsforløb uden for det stu-derede system kendes, hvilket ofte er umuligt i praksis. Mange af dataene i UMIP-databasen er forældede. For plastdata giver det væsentlige ændringer at anvende de nyeste data fra APME frem for data fra UMIP-databasen. For forbrænding er der lavet opdatering af dataene, men disse er endnu ikke lagt ind. Det samme gælder for dansk el-produktion. For papir og pap er databasen mangelfuld, idet den kun indeholder data for bølge-pap. Da der er stor forskel på miljøbelastningen på de forskellige typer af pap og papir, er det ikke retvisende at bruge dataene for bølgepap som estimat for andre typer af pap og papir. De-taljeringsgraden af de indlagte transportmidler er ikke særlig høj. Den er dog ofte tilsvarende med det detaljeringsniveau, som er tilgængeligt i de data, der skal modelleres over. UMIP-databasen indeholder en lang række stoffer, især kemiske stoffer, hvor der ikke er yderligere da-ta end navnet. Dette er uhensigtsmæssigt, da det ikke er umiddelbart fremgår, at der ikke er ind-lagt data for stofferne.


Miljødeklaration Side 49

5 STANDARDER FOR MILJØDEKLARATION Der findes forskellige former for miljødeklaration. Miljømærker er p.t. den mest kendte, mens mere omfattende miljøvaredeklarationer er ved at vinde indpas. Forskellen mellem miljøvarede-klarationer og miljømærker er, at kun de mest miljøvenlige produkter tildeles miljømærker, mens alle kan lave miljøvaredeklarationer for deres produkter. En undersøgelse lavet for Nor-disk Ministerråd viser, at 60% af virksomhederne foretrækker miljøvaredeklarationer frem for miljømærker (Samstag, 2000) Ifølge ISO-standarderne er der tre typer af miljødeklaration. Type I er miljømærker, type II er selvdeklarerede miljøpåstande, og type III er miljøvaredeklaratio-ner. Alle tre typer baserer sig på livscyklustankegangen. Foreløbig er der tre standarder på miljødeklarationsområdet samt en teknisk rapport, som for-ventes at danne grundlag for udgivelsen af endnu en standard i marts 2003 (Hirsbak, 2001). Standarderne og den tekniske rapport i serien er listet herunder.

Ø ISO 14020: Environmental labels and declarations – General principles Ø ISO 14021: Environmental labels and declarations – Self-declared environmental

claims (Type II environmental labelling) Ø ISO 14024: Environmental labels and declarations – Type I environmental labelling

– Principles and procedures Ø TR/ISO 14025: Environmental labels and declarations – Type III environmental decla-

rations Formålet med miljømærker og -deklarationer er at fremme salget af mindre miljøbelastende produkter. Standarderne skal sikre troværdigheden af miljømærkerne og -deklarationerne, såle-des at forbrugerne kan være sikre på, at påstandene på varen er dokumenterede. Definitionen på et miljømærke/-deklaration er ifølge standarderne: Påstande, som indikerer miljøaspekterne for et produkt eller en service.

5.1 ISO 14020 ISO 14020 beskriver de generelle regler for miljømærker og -deklarationer, mens de øvrige standarder i serien går i detaljer inden for de forskellige typer af miljømærker og -deklarationer. Ved anvendelse af de specifikke standarder skal kravene i ISO 14020 samtidig overholdes. Ho-vedkravene fra standarden er summeret herunder.

- Miljømærker og -deklarationer skal være præcise, relevante, verificerbare og ikke vildle-dende.

- Procedurer og regler for miljømærker og -deklarationer må ikke foranledige unødvendige hindringer for den internationale handel.

- Miljømærker og -deklarationer skal være baseret på videnskabelige metoder. - Baggrundsmaterialet for udarbejdelsen af et miljømærke/-deklaration skal fremvises ved

forespørgsel fra interesserede parter.


Side 50 Miljødeklaration

- I udarbejdelsen af miljømærker og -deklarationer skal alle relevante aspekter fra produk-tets livscyklus tages i betragtning. Dette betyder ikke, at der skal laves en fuld livscyklus-vurdering af produktet eller servicen.

- Miljømærker og -deklarationer må ikke hindre udvikling, der bibeholder eller kan forbed-re miljøsituationen.

- De administrative opgaver i forbindelse med miljømærker og -deklarationer skal begræn-ses til dokumentation påkrævet i relevante kriterier og standarder.

- Udarbejdelsen af miljømærker og -deklarationer skal være en åben proces, hvor interesse-rede personer/grupper indgår.

- Information om en service eller et produkts miljøaspekter i forbindelse med et miljømær-ke/-deklaration skal være tilgængelig for købere og mulige købere ved henvendelse til det selskab, som har lavet miljømærket/-deklarationen.

5.1.1 KOMMENTARER Standarden kræver, at miljømærker og -deklarationer ikke må foranledige unødige hindringer for den internationale handel. Miljølovgivning har ofte været beskyldt for at være handels-hindrende, og det er svært at sætte regler for produkter uden, at det får betydning for handelen. Standarden tillader da også nødvendige hindringer, men der er ingen specifikation af, hvad en unødvendig hindring er. Det mest sandsynlige er, at hvor miljøbelastningen er tilstrækkelig stor, er det i orden, at reglerne påvirker handel. Tilstrækkelig stor er dog en meget uhåndgribelig størrelse, som afhænger af øjnene, der ser. Kravet skal formelt opfyldes ved at tage hensyn til WTO’s bestemmelser og fortolkninger. Alle relevante aspekter fra livscyklussen skal indgår uden, at det betyder, der skal udføres en fuld livscyklusvurdering. Dette kan tolkes på flere måder. Den mest livscyklusvurderings-kundige måde er, at hvor brugs- og bortskaffelsesfasen ikke har relevans eller ikke kan kortlæg-ges, må der laves en vugge til port-livscyklusvurdering. Det kan dog også tolkes som om, det er tilstrækkeligt at tage hovedelementerne fra de enkelte faser med. Reglen om, at miljømærker og -deklaration ikke må hindre udvikling, der bibeholder eller for-bedre miljøsituationen, virker underlig. Det er netop miljømærker og -deklarationers formål at øge markedet af miljøvenlige produkter.

5.2 ISO 14021 ISO 14021 omhandler specificerede retningslinier for type II miljødeklarationer. Type II miljø-deklarationer er selvdeklarerede miljøpåstande, f.eks. ”Indeholder ikke cadmium”. Påstandene udarbejdes af selskabet uden involvering af en tredjepart. Standardens opgave er at sikre, at der foreligger dokumentation for påstandene, og at de er entydige. Det er ikke lovpligtigt at følge standarder, men i tilfældet med selvdeklarerede påstande giver det kunden en sikkerhed for, at der foreligger dokumentation for, at påstandene er opfyldt.



I standarden sættes følgende kort opsummerede krav til miljøpåstandene: - Vage og ikke-specifikke miljøpåstande som ”godt for miljøet” må ikke anvendes. - ”Fri for ......” må kun anvendes, når produktet ikke indeholder mængder, der er større

end sporstofs-eller baggrundsmængder. Produktet må kun erklæres fri for stoffer, som tidligere har været anvendt inden for den pågældende produktgruppe, elle r hvis stoffet kunne forventes at optræde.

- Påstande om opnåelse af bæredygtighed må ikke anvendes, da der endnu ikke er er fuld klarhed på området.

- Påstandene skal være præcise, ikke vildledende, dokumenterede, verificerbare og rele-vante for produktet.

- Det skal klart fremgå, hvad påstanden knytter sig til. Eksempelvis til emballagen - Påstandene skal være specifikke med hensyn til miljøaspektet/-forbedringen, der er på-

stået. - Påstandene må ikke omformuleres og genbruges således, at der opnås flere fordele på et

enkelt miljøtiltag. - Alle relevante aspekter i produktets livscyklus skal tages i betragtning ved udarbejdelse

af påstandene. - Påstandene skal præsenteres, så det tydeligt fremgår, at de ikke er godkendt eller certifi-

ceret af en tredjepart i tilfælde, hvor dette er gældende. - Påstande, der er dokumenterede, må ikke anvendes, hvis der er chance for, at de kan

misforstås. - Påstandene skal præsenteres, så det er tydeligt, at påstandene og den forklarede tekst

skal læses sammen. - Hvis der laves sammenlignende påstande om miljøforbedringer, skal de være specifikke

og forklare baggrunden for sammenligningen. - Påstandene skal revurderes og opdateres således, at nøjagtigheden af påstandene sikres.

Standarden åbner mulighed for brug af symboler som miljødeklaration. Hvis der anvendes et symbol, skal det opfylde følgende krav:

- Det skal være letgenkendeligt og ikke kunne forveksles med andre symboler. - Hvis et symbol anvendes til at tilkendegive, at selskaber har et miljøstyringssystem,

skal det tydeligt fremgå, at det ikke siger noget om produktets miljøaspekter. - Ord, tal eller symboler må anvendes i tilknytning til miljøsymbolerne, når det sker for at

viderebringe relevant og ikke vildledende miljøinformation. - Ved brug af symbol i forbindelse med genanvendelse skal ”The Mobius loop” (3 buk-

kede pile, som danner en trekant) anvendes. Foruden kravene til påstandene indeholder standarden en række krav til, hvorledes verifikatio-nen skal laves. Til sidst findes en række ekstra krav, der knytter sig til de mest anvendte termer inden for miljødeklarationsområdet, blandt andet komposterbar, nedbrydelig, genanvendelse, reduceret ressourceforbrug og reduceret vandforbrug.



5.2.1 KOMMENTARER ”News for Business” udgivet af Australian Competition & Consumer Commission har i en arti-kel kommenteret paragraffen i ISO 14021(News for Business, u.å.), der lyder: ”Fri for ...... må kun anvendes, når produktet ikke indeholder mængder, der er større end sporstofs- eller bag-grundsmængder”.De mener, at den er misvisende og besværlig at skaffe dokumentation for. De-res begrundelse er, at baggrundsmængderne varierer meget i de forskellige forekomster og til ti-der kan antage høje værdier. De foreslår at ”Fri for ......” ændres til ”Ikke tilsat ......”. Kritikken er relevant, især med henblik på diskussionen, om hvornår påstande er misvisende eller vildle-dende. Mange allergikere er givetvis ikke enige i rimeligheden i, at ”Fri for ......” dækker over, at der kan være små mængder af stoffet. På den anden side er der næsten altid sporstoffer af an-dre stoffer tilstede, hvilket vil gøre termen ”Fri for ......” umulig at bruge, hvis ikke sporstof-mængder var tilladte. Problemet med ”Ikke tilsat ......” er, at det kan indikere, at produktet har et naturligt indhold af det pågældende stof. Det er vigtig med regler, som sikrer, at påstandene ikke er misvisende eller vildledende. Pro-blemet er bare, at det er svært at afgøre, hvornår information er vildledende. Standarden kræver, at alle relevante aspekter i livcyklussen skal indgå, men der er ingen nærme-re definering af relevante aspekter. Dog skal det overvejes, om en mindsket belastning et sted fører til en stigning et andet sted. De hyppigt anvendte og brede påstande som komposterbar, nedbrydelig m.m. er defineret yder-ligere. Det har den fordel, at termerne kun kan anvendes af de bedste inden for kategorien og ikke bliver noget, alle kan putte på deres produkt. Generelt forsøger standarden at give forbruge-ren de bedst mulige vilkår for at få reelle og forståelige påstande.

5.3 ISO 14024 ISO 14024 handler om type I miljødeklarationer, i daglig tale kaldet miljømærker. Definitionen på et miljømærke er, at en tredjepart udarbejder en række krav til en bestemt produktgruppe. Ved opfyldelse af kravene kan virksomheden anvende miljømærket på sit produkt. De mest kendte miljømærker i Danmark er Blomsten og Svanen. I hovedtræk stiller standarden følgende krav til miljømærkekriterierne:

- Kriterierne skal laves på baggrund af livscyklusbetragtninger. - Kriterierne skal laves, så de adskiller de produkter, som er at foretrække miljømæssigt

fra de andre produkter i samme gruppe. Forskellene skal være signifikante, og måleme-toderne på området skal undersøges, inden kriterierne fastsættes.

- Kriterierne skal sættes, så de er opnåelige. - Miljø- og produktgruppekriterierne skal være gældende i en forudbestemt periode. - Kriterierne må ikke være lavet med henblik på at kunne fungere som handelshindringer.



Udarbejdelsen af kriterierne skal ske på baggrund af videnskabelige principper og uden pres. Alle produkter, der søger og opfylder kravene i den tilhørende produktgruppe, skal tildeles mil-jømærket.

5.3.1 KOMMENTARER Da der ikke findes en entydig måde til udarbejdelse af livscyklusvurderinger, kan det være svært at få udformet miljøkriterierne, så de af alle betragtes som de væsentligste. Især har udarbejdel-sen af kriterier til Blomsten været et problem, da nationale interesser har spillet ind. Det har så-ledes været svært at nå til enighed om kriterierne, hvis det har betydet, at et lands produkt har kunnet opnå fortrin i forhold til et andet lands ved indførelse af bestemte kriterier. Sagen kom-pliceres yderligere af, at der kan henvises til handelshindringer. Det er i standarden veldefineret, hvad der menes med livscyklus. Der er således ikke tvivl om hvilke faser, som skal indgå.

5.4 TR/ISO 14025 TR/ISO 14025 er en teknisk rapport, som skal danne baggrund for en standard om type III mil-jødeklarationer. Type III miljødeklarationer er en deklaration, der følger med produktet og be-skriver dets miljøbelastning ud fra en livscyklusbetragtning. Det vil sige, at der i princippet skal laves en fuld livscyklusvurdering inden, at miljøvaredeklarationen kan udarbejdes. Det ligger nogenlunde fast, at miljøvaredeklarationen skal være tilpasset modtageren. Kravene til den bagvedliggende livscyklusvurdering afhænger af modtageren. Når slutmodtageren er for-brugeren, skal der laves en livscyklusvurdering, som omfatter alle faserne fra råmateriale - til bortskaffelsesfasen. I tilfælde, hvor modtageren er industrien, behøves ikke en fuld livscyklus-vurdering. Her er det tilstrækkeligt, at livscyklusvurderingen baserer sig på de aspekter af livs-cyklussen, som har relevans for modtageren. Det kan fortolkes som en vugge til port-livscyklus-vurdering eller endnu mindre. Dette system vil forhåbentlig gøre det lettere at lave livscyklus-vurderinger, idet underleverandørerne kommer med de nødvendige oplysninger i miljøvarede-klarationen. Det er ikke hensigten, at type I og II miljødeklarationer skal bruges i forbindelse med type III deklarationerne. Det kan dog ikke udelukkes, idet der sagtens kan laves en type III miljødeklara-tion for et svanemærket produkt. Der hersker stadig en del usikkerhed omkring hvorledes dette skal håndhæves i praksis. Reglernes formål skal være at beskytte forbrugeren mod at blive for-virrede. Rapporten fastslår, at type III deklarationerne som minimum skal indeholde information på LCI-niveau. Livscyklusvurderingen skal som udgangspunkt følge ISO 14040-serien, eventuelt kan der anvendes en anden vurderingsmetode end fastlagt i ISO 14042. Der åbnes mulighed for



at tage anden relevant miljøinformation med. Det kan eksempelvis være oplysning om produk-tets indhold af genanvendt materiale eller toksiske stoffer. Idet der p.t. kun eksisterer en teknisk rapport, er der mange uafklarede spørgsmål. Desuden mangler der erfaring på området. Et af de uafsluttede spørgsmål er, hvor faste rammer standar-den skal sætte for formatet. Det er usikkert, om de skal være ens for hele verden eller variere med regioner, og hvor produktspecifikke reglerne skal være. Dertil kommer en diskussion af hvor faste rammer, der skal sættes. Som minimum bør der være nogle enkelte krav til indholdet, som sikrer forbrugeren et vist sammenligningsgrundlag, når der skal vælges mellem produkter-ne. Det er i overensstemmelse med, hvad ISO anbefaler. De øvrige spørgsmål drejer sig blandt andet om kravene til dataindsamling, datapræsentation, og hvordan det sikres, at miljødeklarati-onen ikke tager opmærksomheden fra anden vigtig information som f.eks. sikkerhedsvejlednin-gen.

Kommentarer Type III miljøvaredeklarationerne har den fordel, at alle producenter kan være med, hvis de har lyst. Det er vigtigt, at produktspecifikke retningslinier bliver nemme at udforme, da diskussioner på dette niveau vil gøre hele apparatet omkring miljøvaredeklarationer langsomt. Kriteriefast-sættelsen for de enkelte produktgrupper i forbindelse med miljømærket Blomsten er en meget langsommelig proces, hvilket har påvirket udbredelsen af Blomsten. En yderligere fordel ved type III miljøvaredeklarationerne er, at de letter arbejdet med livscyklusvurderinger. De bliver samtidig mere retvisende, fordi mængden af specifikke data øges.

5.5 DELKONKLUSION Der er i dag en generel standard for miljødeklaration og en for hver af typerne I og II. For type III deklaration findes en teknisk rapport. ISO 14020 sætter de overordnede krav for miljødekla-ration. Det fastsættes i rapporten, at miljødeklaration ikke må skabe unødvendige hindringer for handlen. Det er dog ikke klart, hvorledes der skelnes mellem nødvendige og unødvendige hin-dringer. Omfanget af den bagvedliggende livscyklusvurdering er ikke beskrevet entydigt. ISO 14021, der omhandler type II deklaration, giver forbrugeren gode muligheder for at få reelle og forståelige påstande. Standarden mangler dog en præcisering af, hvad livscyklusvurderingen skal omfatte. ISO 14024 beskriver reglerne for type I deklaration. Standarden inderholder en ty-delig definition af omfanget for livscyklusvurderingen. Det har dog vist sig, at det i praksis har været svært at blive enige om kriterierne for miljømærket Blomsten. Til dels fordi det har været muligt at henvise til handelshindringer. For type III deklaration er der i den tekniske rapport enighed om, at miljøvaredeklarationer som minimum skal indeholde oplysninger på LCI-niveau og, at livscyklusvurderingen skal tage udgangspunkt i ISO 14040-serien. Der er stadig mange uafklarede spørgsmål som følge af manglede erfaring på området. Udsendelsen af en standard for type III deklaration forventes i år 2003.


Miljøvaredeklarationer for emballager Side 55

6 MILJØVAREDEKLARATIONER FOR EMBALLAGER Miljøvaredeklarationer (type III) er ved at vinde indpas i Danmark, og der arbejdes i øjeblikket på at udvikle et system til koordinering af regler og formidling. I Sverige eksisterer et sådan sy-stem allerede, og Norge er ved at få et i gang. Danmark skeler meget til disse systemer, dels for at lære af deres erfaringer og dels med henblik på en fremtidig samkørsel af systemerne. Syste-met skal som udgangspunkt leve op til de krav, ISO-standerne stiller på området. Som konse-kvens af systemet i Sverige har danske leverandører fået efterspørgsler om miljø information fra svenske kunder (Stranddorf, 1999). Enkelte danske virksomheder laver allerede miljøvare-deklarationer på deres produkter, og flere er på vej.

6.1 EKSISTERENDE ORDNINGER I dag eksisterer der ordninger for miljøvaredeklarationer i Canada, Japan. Norge og Sverige. Fælles for alle systemer er, at de er frivillige, baserer sig helt eller delvist på ISO standarderne for livscyklusvurderinger og har specifikke regler for de forskellige produktgrupper. Ordningen i Canada omfatter kun papirmasse og -produkter. Deklarationen er et firesiders standardformat. I Japan omfatter ordningen alle produkter. De bagvedliggende data indsamles på standard-skemaer, som verificeres af organisationen JEMAI. Forkortelsen står for Japan Environmental Management Association for Industry. Virksomhederne har herefter frie hænder til udformnin-gen af miljøvaredeklarationen. Norge er lige gået i gang med registrering af miljøvaredeklarati-oner og ligger tæt op ad det svenske system. Systemerne i Sverige og Norge vil blive gennem-gået nærmere i det efterfølgende (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen, 2000). Foruden Danmark har Tyskland og Korea projekter om miljøvaredeklarationer i gang. Nordisk Industrifond kører et projekt om et fælles nordisk system (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen, 2000). Statens Byggeforskningsinstitut (By og Byg) arbejder med opsætning af et dansk format for miljøvaredeklarationer på byggevarer.

6.1.1 DET SVENSKE SYSTEM Ordningen styres af et råd, AB Svenska Miljöstyrningsråd, udpeget af regeringen, miljødeparte-mentet, industriforbundet og kommuneforbundet. Rådet koordinerer udarbejdelsen af de pro-duktspecifikke retningsliner, informerer om ordningen og de krav, der stilles til de enkelte pro-duktgrupper. Derudover behandler det ansøgninger og registrerer godkendte miljøvaredeklara-tioner samt informerer om miljøvaredeklarerede produkter og serviceydelser på internettet. Desuden skal rådet arbejde for, at systemet slår igennem internationalt. Rådet støttes af to komi-teer, en rådgivende og en teknisk. Den rådgivende komite udarbejder primært overordnede ret-ningslinier for produktspecifikationerne. Formulering af overordnede retningslinier ved eventu-elle systemændringer og medvirken til systemudbredelse hører også til arbejdsområderne. Den tekniske komite består af livscyklusvurderingseksperter og folk med praktisk viden om livscy-klusvurdering. Arbejdet består i at vurdere de produktspecifikke retningslinier, det faglige


Side 56 Miljøvaredeklarationer for emballager

grundlag ved eventuelle systemændringer og at implementere den nyeste viden på området i sy-stemet. Udover komiteerne samarbejder rådet med Sveriges Material och Mekanikstandard (SMS) omkring udviklingen af de produktspecifikke retningslinier. Miljøvaredeklarationerne skal certificeres af et akkrediteret certificeringsorgan (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ & Mil-jøstyrelsen, 2000). Figur 8 viser en skematisk opbygning af det svenske system. Figur 8. Figuren viser organiseringen af det svenske system. SMS er forkortelsen for Sveriges Material och Mekanikstan-dard (dk-TEKNIK - ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen, 2000).

De produktspecifikke retningslinier udarbejdes, når virksomheder eller brancheorganisationer henvender sig til rådet. Normalt vil det være de interesserede parter, der står for udarbejdelse af retningslinierne, eventuelt i samarbejde med livscyklusvurderingseksperter. I tilfælde, hvor en virksomhed er den eneste i sin produktgruppe, udarbejdes retningslinier af virksomheden i sam-arbejde med livscyklusvurderingseksperter. Inden retningslinierne kan godkendes, skal de gen-nem en åben høring, hvor interessenter kan komme med indsigelser. Det er den tekniske komite, som endeligt vedtager reglerne. Sveriges Material och Mekanikstandard er ansvarlig for offent-liggørelse af retningslinierne på internettet. Gyldigheden for retningslinierne er tre år, hvorefter de skal revideres (AB Svenska Miljöstyrningsrådet, 2000). De produktspecifikke retningslinier indeholder hovedsageligt regler for udførslen af den bagvedliggende livscyklusvurdering. Det gælder områder som systemafgrænsning, datakvalitet, allokering og definering af funktionel en-hed. Derudover omfatter de krav til præsentationen af miljøoplysningerne. For nogle produkt-grupper kan der være yderligere krav, eksempelvis til beskrivelse af produktet (PSR 1999:7, PSR 2000:1 & PSR 2000:2). Systemet har fastsatte regler for miljøvaredeklarationernes indhold. Udformning og længde er derimod op til virksomheden selv. Indholdet kan deles op i tre blokke: Beskrivelse, miljøpræ-sentation og information (AB Svenska Miljöstyrningsrådet, 1998b).

Ø Beskrivelse: - Beskrivelse af virksomheden/importøren. - Beskrivelse af produktet eller servicen. Produktets materiale - og kemikalieindhold

skal også fremgå af beskrivelsen. Ø Miljøpræsentation:

- Ressource- og energiforbruget fordelt på følgende kategorier: Ikke-fornybare og for-nybare, evtuelt underopdelt i med og uden energiressourcer samt netto elforbrug.

Rådgivende komite

Teknisk komite

SMS

Miljöstyrningsrådet

Certifice-ringsorganer

Akkredite- ringsorgan



- Miljøpåvirkninger og affald opgjort på kategorierne: Udslip af drivhusgasser, udslip af ozonnedbrydende gasser, udslip af forsurende gasser, udslip af gasser, som bidrager til dannelse af jordnært ozon, udslip af forureninger til vand, som bidrager til akvatisk ilt-forbrug og affald.

- Liste over toksiske stoffer. De svenske regler kræver ikke direkte, at mængderne af de toksiske stoffer angives, men i deklarationerne opgives mængderne.

Ø Information: - Oplysninger om hvilke dele, som kan genanvendes og hvordan. - Information fra certificeringsorganet. - Øvrige oplysninger fra virksomheden.

Pris for deltagelse er 10.000 Skr. i registreringsgebyr og 10.000-25.000 Skr. i årsafgift afhæn-gigt af forædlingsværdien for produktet eller ydelsen. I bilag 3 findes en miljøvaredeklaration fra det svenske system.

Kommentarer Det svenske system er meget velovervejet, og der kommer hele tiden produktspecifikke ret-ningslinier for nye produktgrupper, hvilket indikerer at proceduren for udarbejdelse af produkt-specifikke retningslinier fungerer. Det svenske system opstiller ikke overordnede retningslinier for, hvorledes miljøinformationen skal præsenteres, hvorved informationen kan udformes forskelligt afhængigt af produktgruppe. Det er hovedsageligt de samme oplysninger, miljøvaredeklarationerne giver, men der anvendes forskellige termer, og rækkefølgen af de enkelte oplysninger er forskellig (Mellanskog Industri AB Nyby Sågverk, 1999; Perstorp Flooring AB, 1999; FM Mattsson AB, 1999). De forskellige måder at præsentere miljødataene på gør det sværere at sammenligne på tværs af produktgrup-per, og sværere for forbrugeren at forstå miljøvaredeklarationerne. Det svenske registers kendemærke er meget tydeligt og skal placeres øverst på første side. Dette kan få det til at virke som om, det er registreringskontorets miljøvaredeklaration og ikke virk-somhedens. Der er i den svenske vejledning til udformning af miljøvaredeklarationer lister over hvorledes bidragene til de enkelte effektkategorier skal udregnes. Således bliver effektvurderingen altid lavet på samme måde, hvilket er essentielt, når miljøvaredeklarationerne anvendes til sammen-ligning. Prisen for deltagelse er overkommelig for store virksomheder med en smalt varesortiment og stor produktion. Er virksomheden lille, eller har den et stort varesortiment, er udgifterne om-kring miljøvaredeklarationer alt for store. På den måde prisen udregnes, skal produktets foræd-



lingsværdi være mere end 100 mio. før minimumsgrænsen på 10.000 Skr. overskrides. Det be-virker, at de små virksomheder belastes relativt hårdere end de store virksomheder.

6.1.2 DET NORSKE SYSTEM Der er endnu ikke udviklet endelige retningslinier for et norsk system. Et fremtidigt norsk sy-stem tænkes at indeholde følgende funktioner (Hanssen et al., 2000):

- Registrering af miljøvaredeklarationer og ansvar for udarbejdelse af produktspecifikke retningslinier.

- Akkreditering, der godkender institutioner, som forestår certificering af deklarationerne - Certificering af miljøvaredeklarationerne. - Udvikling, der sikrer markedsføring, og videreudvikling af systemet for miljøvaredeklara-

tioner og udvikling af kompetence i norsk industri til at anvende miljøvaredeklarationer. Proceduren for udarbejdelse af produktspecifikke retningslinier er foreslået at være (Hanssen et al., 2000):

- Ansøgning om produktspecifikke retningslinier hos registreringsorganet. Registreringsor-ganet afgør, om der skal anvendes regler fra tidligere studier, andre lande eller om pro-cessen skal sættes i gang.

- Interessenter inviteres til at deltage i arbejdet. - Studiet igangsættes med de interessenter og eksperter i livscyklusvurdering og miljøvare-

deklarationer. De deltagende interessenter betaler for studiet. - Hvis interessenter og eksperter ikke kan blive enige om de produktspecifikke retningsli-

nier, træder registreringsorganet ind i sagen. Norge har valgt at gå i gang, selv om de ikke har et system klart. Det lader sig i praksis gøre ved, at NHO (Næringslivets Hovedorganisasjon) fungerer som registreringsorgan, og virksom-hederne opfordres til at lave forslag til produktspecifikke retningslinier i forbindelse med, at de laver miljøvaredeklarationerne (Hanssen et al., 2000). For at sikre kontinuitet i miljøvaredeklarationerne er der på nuværende tidspunkt udformet nog-le generelle regler for de livscyklusvurderinger, som ligger bag miljøvaredeklarationer. Regle r-ne er ikke vedtaget, men ligger som forslag. I følge reglerne afgrænses livscyklusvurderingen for råvare og mellemprodukter til kun at omfatte livsforløbet før, det forlader producenten. Slut-produkter skal indrage alle faser i livscyklusvurderingen. Medtagelse af brugs- og bortskaffel-sesfasen sker ved at benytte dagens teknologi og praksis. Den funktionelle enhed for råvarer og mellemprodukter opgøres efter vægt eller rummål, mens den for slutprodukteter opgøres i ydel-ser. For produkter med flere funktioner anvendes produktenhed som funktionel enhed. Derud-over skal den funktionelle enhed tage højde for tid, effektivitet og flerfunktionalitet. Hvis allo-kering er nødvendig foretages den primært ud fra andele af totalomsætningen og sekundært efter masse- eller energifordeling. Ved genanvendelse bruges cut-off-metoden. For datakvaliteten er der sat krav om, at over 80% er stedspecifikke data. Dette er en langsigtet regel, der dispenseres fra i begyndelsen (Hanssen et al., 2000).



De norske miljøvaredeklarationer skal indeholde følgende elementer: (Hanssen et al., 2000)

- Oplysninger om producent. - Baggrundsinformation, hvori følgende oplysninger om livscyklusvurdering skal gives:

Inkluderede dele af livsforløbet, årstal for studiet, datagrundlag, funktionel enhed, anta-get levetid, produktionssted og antaget markedsområde.

- Garantimærke fra STØ (Stiftelsen Østfoldforskning). - Oplysning om miljøstyringssystemer hos virksomhedens leverandører. - Anden virksomhedsinformation (frivillig). - Forbrug af materiale r, areal og vand. De vigtigste materialer opgives specifikt på faser

under hovedoverskrifterne: Genanvendte ikke-fornybare ressourcer, nye ikke-fornybare ressourcer, genanvendte fornybare ressourcer og nye fornybare ressourcer. Søjledia -gram, som viser mængde, fase og hovedoverskrifterne, skal medtages. Areal- og vand-forbrug er udeladt i de eksisterende miljøvaredeklarationer.

- Energiforbrug. De vigtigste kilder til energiforbrug beskrives og de specifikke energi-kilder opgives fordelt på faser og følgende hovedoverskrifter: Fossile brændsler, kerne-kraft, fornybar energi og affald. Desuden medtages et søjlediagram opgjort på mængde, faser og hovedoverskrifter.

- Emissioner og miljøeffekter. De vigtigste kilder til miljøpåvirkningerne beskrives. Den procentvise fordeling på faser vises på en figur ved hjælp af søjler. Figuren skal desuden indeholde en tabel, der kvantitativt opgiver miljøeffekterne. Figuren skal opdeles på følgende miljøeffekter: Drivhuseffekt, forsuring, nedbrydning af ozon, dannelse af fo-tooxidanter, overgødskning og affald. Desuden opgives de faktiske emissioner fordelt på faser og totalt.

- Behandling af affald fra slutproduktet. De vigtigste kilder til de forskellige bortskaffel-sesmåder beskrives kvantitativt. Et cirkeldiagram, som viser fordelingen på de forskel-lige bortskaffelsesmåder, medtages. Hvis bortskaffelsesfasen er ukendt. kan virksomhe-den opgive flere scenarier for bortskaffelsesfasen eller helt udelade punktet.

- Diagram over livsforløbet med systemgrænser og angivelse af allokeringsregler. - Liste over toksiske stoffer i produktet. - Liste over toksiske emissioner i livscyklussen. - Referencer.

De nuværende miljøvaredeklarationer indeholder ikke lister over toksiske stoffer i produktet og toksiske emissioner i livscyklussen, som det er påkrævet i retningslinierne (Hanssen et al., 2000). Bilag 4 indeholder et eksempel på en norsk miljøvaredeklaration.

Kommentarer Ideen med at gå i gang uden at have hele systemet parat har den fordel, at starten bliver mindre omkostningstung. Systemet kan desuden tilpasses de behov, som opstår undervejs. Systemet



tegner til at blive nemt og smidigt, men det gør deklarationerne til gengæld ikke. Miljøvarede-klarationerne har over 30 parametre, som kan sammenlignes samt en hel del øvrig information, der kan indgå i bedømmelsen. Hvis formålet med miljøvaredeklarationer er at få miljøet ind som en yderligere parameter ved valg af produkter, er det vigtigt, at de kan sammenholdes og ikke er for omfattende, da indkøberne så ikke vil benytte dem. Norge har indset vigtigheden i hurtigt at få lavet noget nogle generelle regler for de bagvedlig-gende livscyklusvurderinger, da sammenligningen af miljøvaredeklarationer ellers ikke sker på et reelt grundlag. Kravet eller hensigtserklæringen om, at 80% af dataene skal være stedspeci-fikke, har sandsynligvis meget lange udsigter, men hvis systemet med at underleverandører af-leverer en miljøvaredeklaration sammen med produktet kommer til at fungere, er det ikke uto-pisk. Proceduren for udvikling af produktspecifikke retningslinier minder i princip om den svenske, men er mere enkel og sætter krav om at undersøge, om andre lande har udviklet produktspeci-fikke retningslinier for den aktuelle produktgruppe. Det er absolut en god pointe at hente pro-duktspecifikke retningslinier i andre lande, dels for at mindske omkostningerne og dels med henblik på at reglerne på et tidspunkt skal samkøres.

6.2 MILJØVAREDEKLARATIONER I DANMARK I Danmark er enkelte firmaer allerede i gang med arbejdet omkring miljøvaredeklarationer og flere firmaer benytter livscyklusvurderinger i det nuværende arbejde. De livscyklusbaserede miljøvaredeklarationer spås derfor en fremtid. Arbejdet med livscyklusvurderinger vil blive le t-tere med miljøvaredeklarationer, idet dataindsamlingen bliver nemmere, og der kommer speci-fikke regler for de enkelte produktgrupper.

6.2.1 ORGANISATIONERS HOLDNING Miljøvaredeklarationernes fremtid afhænger af virksomhederne og af, om organisationerne vil støtte virksomhederne i deres arbejde med miljøvaredeklarationer. Dansk Industri mener, at mil-jøvaredeklarationerne har en fremtid som kommunikationsmiddel til offentlige og private ind-købere (Stranddorf, 1999). Den almindelige forbruger skal fortsat kun informeres ved hjælp af miljømærker. Eventuelt kan miljøvaredeklarationerne anvendes af den almindelig forbruger ved køb af længerevarende forbrugsgoder (Stranddorf, 1999).

6.2.2 FORSLAG TIL ET KOMMENDE DANSKE SYSTEM En arbejdsgruppe nedsat af Miljøstyrelsen har udarbejdet modeller for et dansk system. I den tekniske rapport ”Miljøvaredekla rationer” (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen, 2000) er der opstillet tre modeller, hvoraf den ene minder meget om det svenske system. Model-lerne gennemgås i det efterfølgende. Alle modellerne tager udgangspunkt i et system, hvor mil-jøvaredeklarationernes primære formål er at formidle miljøinformation mellem virksomheder og



professionelle indkøbere. At nå ud til den almindelige forbruger ses som et sekundært og lang-sigtet mål. De primære aktørgrupper er myndighederne, virksomhederne, uafhængige organisa-tioner og interesseorganisationer.

Model I Model I ligger tæt op af den svenske model og det bliver sandsynligvis dette system, som ind-føres (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ, 2000). Opbygningen af systemet er vist på figuren her-under.

Figur 9. Opbygningen af systemet for miljøvaredeklarationer i model I (dk -TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen, 2000).

Sekretariatet har ansvaret for koordineringen i systemet. Dets opgaver er derudover at udarbejde generelle retningslinier for miljøvaredeklarationer og koordinere arbejdet med udviklingen af specifikke retningslinier inden for produktgrupper. Det generelle udvalg samler interessenter og fastlægger de overordnede retningslinier for sekretariatet og kontrolorganet. I det tekniske ud-valg samles livscyklusvurderings- og miljøvaredeklarationseksperter eventuelt sammen med re-præsentanter fra kontrolorganet. Udvalget skal rådgive sekretariatet om generelle og produkt-specifikke retningslinier og fungere som rådgivere for kontrolorganet. Udarbejdelsen af produktspecifikke retningslinier sker på følgende måde:

1) En virksomhed, en gruppe af virksomheder eller en brancheforening henvender sig til sekretariatet med interesse for, at der udarbejdes produktspecifikke retningslinier.

2) Det generelle udvalg beslutter, om arbejdet skal igangsættes.

3) Sekretariatet nedsætter en ad hoc ekspertgruppe, som i tæt samarbejde med interes-segrupper udvikler retningslinierne.

4) De produktspecifikke retningslinier sendes til udtalelse i det generelle og det tekni-ske udvalg.

5) Der afholdes høring om retningslinierne.

6) Det tekniske udvalg godkender retningslinierne.

Generelt udvalg

Teknisk udvalg

Sekretariat Certifice-ringsorganer

Akkredite- ringsorgan

Producent

Bruger

Livscyklusvurde-ringseksperter

Kontrolorgan



Producentens miljøvaredeklarationer sendes sammen med dokumentationsmaterialet til sekreta-riatet. Herfra videresendes den til et akkrediteret certificeringsorgan, der godkender deklaratio-nen. Eventuelt sendes materialet direkte fra producenten til certificeringsorganet. Når deklarati-oner er godkendt, registrerer og formidler sekretariatet dem. Model II I model II er kontrolorganet ikke med, og det generelle udvalg er erstattet af et miljøvare-deklarationsråd. Figuren til højre viser op-bygningen af systemet efter model II. Sekre-tariatet udformer generelle og produktspeci-fikke retningslinier samt står for den over-ordnede koordinering. Opgaverne for miljø-varedeklarationsrådet er at samle interessen-ter og fastlægge de overordnede retningslini-er for sekretariatets arbejde. Det tekniske ud-valg fungerer som i model I som rådgiver. Figur 10

De produktspecifikke retningslinier laves på følgende måde:

1) En virksomhed, en gruppe af virksomheder eller en brancheforening henvender sig til sekretariatet med interesse for, at der udarbejdes produktspecifikke retningslinier.

2) Miljøvaredeklarationsrådet beslutter, om arbejdet skal igangsættes.

3) Sekretaria tet udarbejder de specifikke retningslinier eller nedsætter en ad hoc eks-pertgruppe. Retningslinierne udvikles i samarbejde med interessegrupperne.

4) De produktspecifikke retningslinier sendes til udtalelse i miljøvaredeklarationsrådet og det tekniske udvalg.

5) Der afholdes høring om retningslinierne.

6) Det tekniske udvalg godkender retningslinierne. Den færdige miljøvaredeklaration sendes af producenten til sekretariatet sammen med doku-mentationsmaterialet. Deklarationen og dokumentationen kontrolleres af sekretariatet, der efter godkendelse også har ansvaret for registrering og formidling. Model III Model III er meget simpel og dermed også billig. Systemets opbygning kan ses i figur 11. Se-kretariatet står i samarbejde med brancheorganisationerne for at koordinere arbejdet med de produktspecifikke retningslinier. Udarbejdelsen af produktspecifikke retningslinier sker på følgende måde:

Miljøvarede-klarationsråd

Teknisk udvalg

Sekretariat

Producent

Bruger

Figur 10. Opbygningen af systemet for miljøvaredeklaratio-ner i system II (dk -TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljø-styre lsen, 2000).



1) En virksomhed eller en gruppe af virksomheder retter henvendelse til sekretariatet eller brancheorganisationen med interesse for udarbejdelse af produktspecifikke retningslinier.

2) Sekretariatet og brancheorganisationen laver i samarbejde med en ad hoc ekspert-gruppe retningslinierne.

3) Retningslinierne sendes til høring.

Miljøvaredeklarationen og dokumentation sendes til sekretariatet, hvor kontrollen foregår. Eventuelt ind-drages livscyklusvurderingseksperter i kontrolarbej-det. Når miljøvaredeklarationen er godkendt returne-res den til producenten. Forbrugeren må henvende sig til producenten for at få miljøvaredeklarationen tildelt. Systemet kan muligvis udbygges så sekreta-riatet formidler de godkendte deklarationer på nettet. Figur 11

Kommentarer Ulemperne ved model III er, at der ikke udarbejdes generelle retningslinier, at formidlingen er besværlig, og at troværdigheden er svækket. De generelle retningslinier er vigtige for at kunne sammenligne produkter på tværs af produktgrupper. retningslinierne skal desuden sikre, at mod-tageren ikke er nødsaget til at sætte sig ind i en række forskellige måder at præsentere miljødata på. Det er ligeledes vigtigt, at der er afsat tid til at samkøre de generelle regler internationalt. Dette skal sikre, at miljøinformationerne kan anvendes på tværs af landegrænser. Placeringen af det internationale arbejde er ikke præciseret i modellerne, men vil kunne høre ind under sekreta-riatets koordinerende funktion. En god og nem formidling er essentiel for udbredelsen af miljøvaredeklarationerne. Model I og II har den fordel, at forbrugeren kun behøver at henvende sig et sted for at få overblik over, hvilke miljøvaredeklarationer, som findes på området. Internettet antages på nuværende tids-punkt at være det bedste forum til formidling af miljøvaredeklarationer, idet det giver mulighed for at få deklarationerne her og nu. Troværdigheden i model I og II er styrket af, at sekretariatet overvåges af et generelt udvalg/råd, hvor sekretariatets retningslinier diskuteres og fastlægges. Miljøvaredeklarationerne kontrolle-res desuden inden de formidles til forbrugeren. Troværdigheden er vigtig for, at forbrugeren vil ofre tid på at undersøge de forskellige produkters miljøforhold. En sagkyndig kontrol og et grundigt arbejde i forbindelse med udarbejdelsen af de produktspecifikke retningslinier vil sikre en høj troværdighed. Model I giver en ekstra troværdighed ved, at deklarationerne certificeres. Det er usikkert, om certificeringen er nødvendig for at opnå en tilfredsstillende troværdighed, eller om sekretariatets kontrol, som model II lægger op til, er tilstrækkelig. Andersen (2000) og

Miljøvare-deklarations-

sekretariat

Producent Bruger

Figur 11. Opbygningen af systemt for miljvare-deklarationer i system III (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljøstyre lsen, 2000).



Plum (2000) mener begge, at en eller anden form for kontrol er nødvendig for at opnå trovær-dighed for miljøvaredeklarationerne. Alt tyder på, at det enten bliver model I eller II, der indføres. Økonomien vil sandsynligvis være af afgørende betydning ved valget af system. Model I vil være dyrest i drift, da der er væsentligt flere instanser inddraget. En mulighed er at starte med model II og så senere udbygge systemet til model I. Kontrollen kan også udføres som stikprøvekontrol, hvilket ingen af modellerne fore-slår. Ved stikprøvekontrol minimeres udgifterne væsentligt. Som et led i udbredelsen af miljø-varedeklarationer ønskes forbrugerne friholdt for udgifter. Derfor tænkes udgifterne dækket af producenterne. Der er selvfølgelig ingen garanti for, at de ikke sender regningen videre til for-brugeren ved at hæve prisen på produktet. En anden begrundelse for at lade producenterne af-holde udgifterne er, at miljøvaredeklarationer ses som et led i virksomhedernes markedsføring (dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen, 2000). Eventuelt kan en del af driften af sy-stemet finansieres af det offentlige. Dette vil sandsynligvis være nødvendigt i starten for at hol-de virksomhedernes gebyrer nede i et rimeligt leje. Små og mellemstore virksomheder er handi-kappede i forhold til de store virksomheder ved ikke at have selvstændige miljøafdelinger, hvil-ket de store virksomheder ofte har. Det er derfor vigtigt, at prisen for deltagelse er afhængig af produktets omsætning, så det bliver økonomisk muligt for de små virksomheder at være med .

6.3 RETNINGSLINIER FOR MILJØVAREDEKLARATIONER PÅ EMBALLAGE

Retningslinierne er udviklet med henblik på miljøvaredeklarationer på emballage, men hoved-parten af anbefalingerne og diskussionerne kan anvendes generelt. Kendetegnet ved emballager er, at de for langt de flestes vedkommende er relativt simple produkter. For mere komplicerede produkter kan det være hensigtsmæssigt, at materialeindholdet opgøres i et skema eller materia-lerne samles i grupper for overskuelighedens skyld. Angivelsen af toksiske emissioner kan være lang for kemiske produkter. I nogle tilfælde kunne det være relevant at få emissionerne opgjort på faser, så forbrugeren kan se, om der sker toksiske emissioner i brugsfasen.

6.3.1 MÅLGRUPPE Det anbefales, at miljøvaredeklarationerne i første omgang stiles mod professionelle indkøbere. Formålet er at hjælpe indkøberne til at inddrage miljøet som parameter, når de vælger produk-ter. Baggrunden for primært at henvende sig til professionelle er, en undersøgelse udført af Dansk Varefaktanævn. Den om viser, at den almindelige forbruger ikke kan overskue den miljø-information, der er på markedet nu (Andersen, 2000). Miljøstyrelsens arbejdsgruppe for miljø-varedeklarationer (dk-TEKNIK & Miljøstyrelsen, 2000), Dansk Industri (Stranddorf, 1999), Emballageindustrien (Andersen, 2000) og FAI - Foreningen af auto- og industrilakerere (Plum, 2000) anbefaler alle, at miljøvaredeklarationerne primært rettes mod professionelle indkøbere. Dette forhindrer ikke borgere med en særlig interesse for miljøet i at anvende miljøvaredeklara-tionerne. Det betyder derimod, at de udformes med en formodning om, at brugerne er villige til at bruge tid på at sætte sig ind i miljøvaredeklarationernes opbygning og indhold. I tilknytning



til miljøvaredeklarationerne foreslås det at udarbejde en vejledning, der beskriver de anvendte parametre. Vejledningen er nødvendig for at forklare begreber som drivhuseffekt og lignede. Dermed behøver det ikke at nævnes i samtlige miljøvaredeklarationer. Deklarationernes ud-formning og indhold tager i denne rapport udgangspunkt i et system, hvor mange firmaer laver miljøvaredeklarationer, så en sammenligning af miljøvaredeklarationer er mulig. Dette betyder, at deklarationerne ikke behøver at indeholde oplysninger om andre produkter. Miljøvaredeklara-tioner lavet i dag har kun en ringe anvendelse, da oplysningerne står alene. For at indkøberne virkelig kan drage nytte af oplysningerne i miljøvaredeklarationen kræver det, at der er noget at sammenholde dem med. Derfor er kravene til en miljøvaredeklaration i dag anderledes end, hvis der er et helt system med miljøvaredeklarationer. Et anden vigtig funktion knyttet til miljøvaredeklarationerne er, at de skal gøre det lettere at skaffe data til livscyklusvurderingerne. I denne situation er målgruppen miljøfagfolk, som skal anvende dataene til at lave en miljøvaredeklaration for næste led i kæden. De to formål og målgrupper er svære at få til at stemme overens. Miljøfagfolkene vil gerne have de tekniske detaljer om afgrænsningen med, mens det gør miljøvaredeklarationen uforståelig for indkøberen. Derfor foreslås det, at arbejde med to typer af miljøvaredeklarationer A og B. Mål-gruppen for type A er miljøfagfolk, mens B har professionelle indkøbere som målgruppe. De to typer A og B er beskrevet i Figur 12. Af figuren ses det, at den overordnede opbygning er ens. Forskellene ligger i, hvor teknisk afgrænsningen er beskrevet, og hvor specifikt energi- og res-sourceforbruget er opgivet. Derudover kan type A deklarationerne afgrænses til kun at gælde de processer, som ligger bagud i livscyklussen forløb. Eventuelt kan forskellige scenarier for bort-skaffelsesfasen medtages. Der skal være klare metoder til at gå fra opgørelsesstadiet i livscy-klusvurderingen til dataene er samlet i effektkatagorier. Slutproducenten skal kunne være sikker på, at alle underleverandørerne har udregnet effektkategorierne på samme måde.

6.3.2 INDHOLD I forslagene fra Miljøstyrelsens arbejdsgruppe opereres med produktspecifikke retningslinier (jævnfør afsnit 6.2.2). Formålet med disse retningslinier er at sætte regler for livscyklus-vurderingen, hvis resultat indgår i miljøvaredeklarationen, så der kan udføres en reel sammen-ligning. De produktspecifikke retningslinier beskriver afgrænsningen af systemet, den funktio-nelle enhed og stiller krav til datakvaliteten, samt uddyber de generelle regler for miljøvarede-klarationerne. Det er ved udformningen af disse retningslinier for miljøvaredeklarationer anta-get, at systemet indeholder produktspecifikke retningslinier. I det efterfølgende gennemgås de forskellige elementer, som foreslås indeholdt i en miljøvare-deklaration. Når elementerne ikke er sammenfaldende for type A og B gennemgås først type A og derefter B.



Figur 12. Beskriver hvilke informationsstrømme, der er mellem de forskellige aktører.

MVD Type

A

MVD Type

A MVD Type

A

MVD Type

B

Indhold af miljøvaredeklaration type A

Ø Oplysning om forhandler Ø Oplysning om produkt Ø Afgrænsning af livscyklusvurdering. Virk-

somheden kan vælge at lave en vugge til port-analyse og evt. opstille forskellige scenarier for bortskaffelsesfasen. Afsnittet skal indeholde oplysninger om funktionel enhed og fasebekrivelser, hvor afgræns-ning, datakvalitet og kilde medtages.

Ø Figur over livsforløb Ø Oplysninger om miljøbelastning:

- Materialespecificeret energi- og res-sourceforbrug

- Miljøeffekter og affald - Opgørelse på faser og totalt - Kvantitativ opgørelse over toksiske

stoffer i produktet - Kvantitativ opgørelse over toksis ke

emissioner i livscyklussen - Evt. kvalitativ beskrivelse af toksis ke

emissioners miljøpåvirkning Ø Supplerende oplysninger

- Oplysning om hvorledes produktet an-vendes, vedligeholdes og bortskaffes mest miljørigtigt

- Evt. oplysninger om virksomhedens miljøforhold

- Oplysning om hvor yderligere informa-tion kan fås.

Indhold af miljøvaredeklaration type B

Ø Oplysning om forhandler Ø Oplysning om produkt Ø Afgrænsning af livscyklusvurdering. Af-

snittet skal indeholde oplysning om funk-tionel enhed og fasebekrivelser, hvor det fortælles (en historie om) hvad, der sker i de enkelte faser.

Ø Figur over livsforløb Ø Oplysninger om miljøbelastning:

- Energi- og ressourceforbrug fordelt på fornybare og ikke-fornybare

- Miljøeffekter og affald - Opgørelse på faser og totalt - Kvantitativ opgørelse over toksiske

stoffer i produktet - Kvantitativ opgørelse over toksis ke

emissioner i livscyklussen - Evt. kvalitativ beskrivelse af toksis ke

emissioners miljøpåvirkning Ø Supplerende oplysninger

- Oplysning om hvorledes produktet an-vendes, vedligeholdes og bortskaffes mest miljørigtigt

- Evt. oplysninger om virksomhedens miljøforhold

- Oplysning om hvor yderligere informa-tion kan fås.

Miljøvaredeklaration type A

Anvendes ved formidling mel-lem to produktionsvirksom-heder.

Målgruppen er personer, som skal anvende miljøvaredeklara-tionens oplysninger til at lave en miljøvaredeklaration.

Miljøvaredeklaration type B

Anvendes ved formidling mel-lem produktionsvirksomhed og professionel indkøber.

Målgruppen er personer, der udelukkende anvender miljø-varedeklarationer i forbindelse med indkøb.



Bilag 5 viser en skabelon til en type A og til en type B deklaration. I bilag 6 kan ses et forslag til en fremtidig dansk miljøvaredeklaration for henholdsvis type A og type B.

Producent/forhandler Miljøvaredeklarationen skal opgive navn og adresse på producenten eller forhandleren af pro-duktet. Forhandles produktet af en forhandler, opgives udover oplysninger om forhandleren og-så producentens navn, og i hvilket land produktionen foregår.

Produktet Der skal være en kort beskrivelse af produktet og dets anvendelsesmuligheder, samt eventuelt et billede af produktet. Dette skal sikre, at det er entydigt, hvilket produkt miljøvaredeklarationen omhandler, og at det lever op til indkøberens krav til produktet. Derudover skal der være en kvantitativ indholdsfortegnelse over de materialer, som indgår i produktet.

Afgrænsning af livscyklusvurderingen Funktionel enhed Den funktionelle enhed skal entydigt beskrive den situation miljøbelastningen er opgjort for. De produktspecifikke retningslinier bør indeholde en definition af den funktionelle enhed, så sam-menligning af produkter bliver mulig. Livscyklussens faser - type A Produktets livscyklus deles op i faser. For hver fase beskrives afgrænsningen, og hvilken betyd-ning afgrænsningen har for resultatet. Med hensyn til datakvalitet angives, om det er stedspeci-fikke eller generelle data. Ved generelle data angives kilden. Livsforløbet deles typisk op i føl-gende fire faser: Råmateriale -, produktions-, brugs- og bortskaffelsesfasen. For råvarer og kom-ponenter er det kun påkrævet, at de forudgående faser medtages. I nogle tilfælde kan det være hensigtsmæssigt at lægge to faser sammen eller dele en fase op i to. Derfor sættes ingen krav til antallet af faser, men det anbefales for overskuelighedens skyld, at antallet ligger mellem tre og fem, hvis hele livscyklussen er medtaget i vurderingen. Hvis brug- og bortskaffelsesfasen ind-går, skal de kunne differentieres fra de øvrige faser. Transportafstandene kan ikke opgøres helt nøjagtigt, når brugen af produktet er ukendt. Derfor estimeres transportafstandene. De estimere-de transportafstande i brugs- og bortskaffelsesfasen skal angives kvantitativt. Dette gøres for at lette sammenligningen af, hvad der er medtaget i de enkelte livscyklusvurderinger. Livsforløbet skal illustrers ved hjælp af en figur, hvoraf faseopdelingen også fremgår. Livscyklussens faser - type B Produktets livscyklus deles op i faser. For hver fase beskrives, hvad der sker i de forskellige fa-ser, og om der er udeladt ting, som har indflydelse på resultatet. Et typisk livsforløb deles i føl-gende fire faser: Råmateriale -, produktions-, brugs- og bortskaffelsesfasen. Det kan i nogle til-fælde være fordelagtigt at lægge to faser sammen eller dele en fase op i to. Derfor stilles ingen krav til antallet af faser, men for at bevare overskueligheden anbefales det, at antallet ligger



mellem tre og fem. Brugs- og bortskaffelsesfasen skal kunne differentieres fra de øvrige faser. En nøjagtig fastlæggelse af transportafstandene er ikke mulig, når brugerne af produktet ikke er kendt. Det er derfor nødvendigt at anvende estimerede transportafstande, som for brugs- og bortskaffelsesfasen skal opgives kvantitativt. Derved bliver det muligt ved sammenligning at se, hvad de forskellige livscyklusvurderinger har medtaget. En figur over produktets livsforløb, hvoraf faseopdelingen også fremgår, skal indgå.

Miljøbelastning pr. funktionel enhed Fleksibiliteten i præsentationen af miljødata er meget lille, da det er her, at den primære sam-menligning foregår. Sammenligningen skal gerne kunne ske nemt og hurtigt. Figur 13 og Figur 14 viser, hvorledes miljødataene skal præsenteres for henholdsvis type A og type B miljøvare-deklarationer. Udover skemaerne skal miljøvaredeklarationerne indeholde kvantitative lister over toksiske stoffer i produkterne og toksiske emissioner i livscyklussen.

EnergiforbrugIkke-fornybare [MJ]

Olie Naturgas

Fornybare [MJ]

Træ Halm

0 % 50 % 100 %

Ressourceforbruginkl. energiressourcer

Ikke-fornybare [g/kg/ton]

Olie Naturgas Jern Aluminium

Fornybare [g/kg/ton]

Træ Halm

0 % 50 % 100 %

Råmateriale Produktion Brug Bortskaffelse

Miljøeffekter Brug

Drivhuseffekt [g CO2-ækv]

Ozonlagsnedbrydning [g CFC-11-ækv]

Forsuring [g SO2-ækv]

Fotokemisk ozondannelse [g C 2H4-ækv]

Næringssaltbelastning [g NO3--ækv]

Almindeligt affald [g,kg]

Farligt affald [g, kg]

0 % 50 % 100 %


TotalRåmateriale Produktion

Total

Total

Produktion BortskaffelseRåmateriale Brug

Råmateriale

Bortskaffelse

Produktion Brug Bortskaffelse

Figur 13. Oversigt over præsentation af miljødataene i en miljøvaredeklaration type A.



Miljødataene er for begge typer inddelt i tre afsnit: Energi- og ressourceforbrug, miljøeffekter og toksiske stoffer. Med hensyn til de toksiske stoffer er det deres miljøeffekter, som er interes-sante, og derfor vil det være naturligt, at de indgår under miljøeffekterne. Problemet er, at der ikke eksisterer en internationalt anerkendt og simpel metode til opgørelse af toksiske stoffer i miljøeffektkategorier. I Danmark er der i forbindelse med UMIP udviklet en metode til inddra-gelse af toksiske stoffer ved kategorierne: Økotoksicitet, persistent toksicitet og humantoksic i-tet. Metoden er ikke anerkendt uden for Danmark og er til tider kompliceret. Dertil kommer at metoden lader usikkerheden komme miljøet til gode, hvilket udfra et miljøsynspunkt er fint nok. Usikkerhederne er dog ofte så store, at resultatet virker urealistiske og kan skræmme industrien fra at kommunikere om deres miljøforhold. Der bør arbejdes på at finde en internationalt aner-kendt og accepteret metode, som kan opgøre de toksiske stoffer i miljøeffektkategorier. Det vil nedbringe antallet af parametre, der skal indgå i en sammenligning, og løse problemet for virk-somheder, der ikke ønsker at opgive navnene på de stoffer, som indgår i produktionen.

EnergiforbrugIkke-fornybare [MJ]

Fornybare [MJ]

0 % 50 % 100 %

Ressourceforbruginkl. energiressourcer

Ikke-fornybare [g/kg/ton]

Fornybare [g/kg/ton]

0 % 50 % 100 %


Miljøeffekter Brug

Drivhuseffekt [g CO2-ækv]

Ozonlagsnedbrydning [g CFC-11-ækv]

Forsuring [g SO2-ækv]

Fotokemisk ozondannelse [g C 2H4-ækv]

Næringssaltbelastning [g NO3--ækv]

Almindeligt affald [g,kg]

Farligt affald [g, kg]

0 % 50 % 100 %


Produktion

Total

TotalRåmateriale

TotalProduktion BortskaffelseRåmateriale Brug

Råmateriale

Bortskaffelse

Produktion Brug Bortskaffelse

Figur 14. Oversigt over præsentation af miljødataene i en miljøvaredeklaration type B. Energi-, ressourceforbrug og miljøeffekter opgives både fordelt på faser og totalt. Dette gøres for at give forbrugeren mulighed for at se, hvorledes de forskellige faser bidrager til belastnin-gen. Forbrugeren kan vælge de faser ud, som har relevans i hans situation. Totalværdierne fremhæves, idet de i langt hovedparten af tilfældene vil være mest aktuelle.



De totale miljøeffekter er ikke præsenteret i et søjlediagram for at forhindre, at eksempelvis drivhuseffekt bliver sammenlignet direkte med ozonlagsnedbrydning. Illustreres miljøbelast-ningerne opgjort i effektkategorier i søjlediagrammer vil det være svært ikke at sammenligne miljøeffekterne på baggrund af søjlernes størrelse. Dette er ikke reelt, idet de enkelte effektkate-gorier ikke er lige alvorlige. Den procentvise fordeling på faserne er medtaget for, at det bliver synligt hvilken eller hvilke faser, der primært er årsag til energi- og ressouceforbrug samt de forskellige miljøeffekter. Dette er især interessant, hvis hovedparten af miljøbelastningen ligger hos forbrugeren. Så kan forbrugeren se, at hans valg ved anvendelse af produktet har stor betyd-ning. Hvorledes fasefordeling skal illlustreres er ikke fastlagt, men det anbefales at gøre som på Figur 13 og Figur 14, når der ikke optræder negative miljøbelastninger. Bortskaffes produktet ved affaldsforbrænding, opstår der ofte negative miljøeffekter som følge af den energiprodukti-on, som afbrændingen har fortrængt. Disse negative værdier indføres i skemaet med en note-henvisning, der forklarer årsagen til den negative eller unaturligt lave værdi. Ved den procentvi-se fasefordeling udregnes procentsatserne udfra totalen. I situationer med negative tal, betyder det, at der vil optræde negative procentsatser, og at summen af de positive procentsatser er stør-re end hundrede. Det kan i sådanne situationer være en fordel at illustrere faseforlingen med et søjlediagram pr. miljøeffekt, som gjort i bilag 6. Energi- og ressourceforbrug I nedenstående tabel er angivet hvilke parametre, der benyttes i de svenske og norske miljøvare-deklarationer samt hvilke, der foreslås anvendt i danske miljøvaredeklarationer. Hverken den svenske eller norske model for opgivelse af energi- og ressourceforbrug følges. Den norske indeholder alt for mange parametre, hvilket gør den uoverskuelig. Problemet med den svenske er, at energiforbruget ikke opgives direkte. Som det ses af Figur 13 og Figur 14 anbefales det, at energiforbruget angives særskilt. Både energiforbruget og det totale ressourceforbrug opdeles i ikke-fornybare og fornybare ressourcer. Forskellen mellem type A og B er, at i type A specificeres ressourcerne under kategorierne. Det-te gøres, fordi modtageren af type A er miljøfagfolk, som meget ofte vil finde disse oplysninger nødvendige. De specifikke data medtages ikke i type B for at minimere antallet af parametre i miljøvaredeklarationen og dermed gøre en sammenligning mere overskuelig. Energiforbrug medtages, så det er muligt at se produktets energiforbrug og bruge det som sam-menligningsparameter. Energiforbruget dækker over brændsel og råmaterialer til maskiner. Det skal opgives i megajoule (MJ). Er energiforbruget enten meget lille eller meget stort kan en an-den titalspotensforkortelse anvendes, men enheden joule skal anvendes. Ressourceforbruget dækker over det totale ressourceforbrug, det vil sige inklusiv energiressour-cerne. Forbruget opgives i gram, kilogram eller ton. Kendes energiforbruget kun i enten energi enheder eller masseenheder, kan omregning ske ved hjælp af brændværdier. Ved omregning skal den nedre brændværdi anvendes ud fra en betragtning om, at den frigivne energi ved vands



kondensering efter afbrænding, som oftest ikke udnyttes. Brændværdien er materialespecifik, men da de fleste brændsler varierer i sammensætning og indeholder små mængder urenheder, svinger brændværdien. Kendes den specifikke brændværdi anvendes denne. Dette vil dog sjæl-dent være tilfældet. Derfor skal de produktspecifikke retningslinier indeholde en liste med de brændværdier, som skal anvendes, når der ikke eksisterer en specifik brændværdi. I specielle tilfælde kan de produktspecifikke regler give tilladelse til at centrale ressourcer opgi-ves særskilt. Eksempelvis kan der i de produktspecifikke retningslinier for vaskemaskiner stilles krav om, at vandforbruget i brugsfasen skal opgives. Svensk miljøvaredeklaration

Norsk miljøvaredeklaration

Mit forslag type A miljøvaredeklaration

Mit forslag type B miljøvaredeklaration

Ikke-fornybare ressourcer

- uden energi - med energi

Fornybare ressourcer - uden energi - med energi

Elforbrug, netto Det er frivilligt om de anvendte ressourcer specificeres under kategorierne

Materialer - genanvendte ikke-

fornybare - nye ikke-fornybare - genanvendte

fornybare - nye fornybare

Arealforbrug1

Vandforbrug1

Det er frivilligt, om de anvendte materialer specificeres under kategorierne Energikilder

- fossile brændsler - kernekraft - fornybare energi-

ressourcer - affald

De anvendte kilder specificeres under kategorierne, hvis det er muligt.

Energiressourcer - ikke-fornybare - fornybare

Ressourcer inkl. energiressourcer

- ikke-fornybare - fornybare

Det specificerede forbrug skal angives under kategorierne

Energiressourcer - ikke-fornybare - fornybare

Ressourcer inkl. energiressourcer

- ikke-fornybare - fornybare

Det specificerede forbrug må ikke angives under kategorierne

1 Må p.t. udelades, men skal på langt sigt indgå.

Figur 15. Oversigt over parametre til angivelse af energi- og ressourceforbrug i henholdsvis svenske, norske og i mit forslag til miljøvaredeklarationer. Miljøeffekter Der findes forskellige niveauer at opgøre miljøbelastningen på. Den mest retvisende er at opliste samtlige stoffer, der udledes. Dette giver dog en uoverskuelig liste af stoffer. Næste skridt er at samle de udledte stoffer i miljøeffektkategorier. Fordelen ved denne måde er, at mængden af pa-rametre reduceres meget kraftigt, og mængden af data, der går tabt, er begrænset. Opgørelsen i miljøeffektkategorier kræver, at de stoffer, som bidrager til den pågældende effekt, omregnes til én fælles enhed, eksempelvis g CO2-ækvivalenter. For nogle kategorier er der konsensus på om-rådet om, hvorledes omregningen til gram stof-ækvivalenter skal foregå. Efterfølgende kan ef-



fekterne omregnes til konsekvenser, eksempelvis tab af økosystemer og tab af menneskeliv. Dette betyder dog et yderligere tab af data, og der er p.t. ikke konsensus på området. Ønskes færre parametre, kan effektkategorierne vurderes i forhold til hinanden og derefter samles. Der er ikke enighed om effektkategoriernes indbyrdes forhold, og det er ikke sandsynligt, at der kan opnås international enighed om en vurderingsmetode. Et dansk system gerne skulle kunne sam-køres med et internationalt system i fremtiden. Det er ikke hensigtsmæssigt at vænne forbruger-ne til noget, der med stor sandsynlighed laves om. Det anbefales derfor, at miljødataene på mil-jøvaredeklarationen opgøres i miljøeffektkategorier. Det er meget vigtigt, at effektvurderingen laves på den samme måde af alle. Ellers bliver det ikke muligt at benytte data udefra opgivet i effektkatagorier som datagrundlag for miljøvaredeklarationer. Figuren herunder viser de parametre og enheder, som anvendes i de svenske og norske miljøva-redeklarationer, samt forslag til parametre i en dansk miljøvaredeklaration. Opgørelsen er ens for type A og B. Svensk Norsk Mit forslag

- Udslip af drivhusgasser [GWP-ækvivalenter, 100 år]

- Udslip af ozonnedbrydende gasser [g CFC-11-ækvivalenter, 20 år]

- Udslip af forsurende gasser [mol H+/g max]

- Udslip af gasser, som bidra-ger til dannelse af jordnært ozon [g C2H4-ækvivalenter]

- Udslip af forureninger til vand som bidrager til akva-tisk iltforbrug [g O2/g max]

- Farligt affald - Andet affald

- Drivhuseffekt [g CO2-ækvivalenter, 100 år]

- Nedbrydning af ozon [g CFC-11-ækvivalenter, 20 år]

- Forsuring [g SO2-ækvivalenter]

- Dannelse af fotooxidanter [POCP-ækvivalenter]

- Overgødskning [g O2-ækvivalenter]

- Affald [g, kg]

- Drivhuseffekt [g CO2-ækvivalenter, 100 år]

- Ozonlagsnedbrydning [g CFC-11-ækvivalenter, 20 år] - Forsuring

[g SO2-ækvivalenter] - Fotokemisk ozondannelse

[g C2H4-ækvivalenter] - Næringssaltbelastning

[g NO3--ækvivalenter]

- Almindeligt affald [g, kg]

- Farligt affald [g, kg]

Figur 16. Viser det svenske og norske systems parametre til opgørelse af miljøeffekter samt mit forslag.

Af figuren ses, at der er overensstemmelse mellem hvilke effekter, som skal inddrages og hvil-ke, som skal udelades. Det vil sige, at der er enighed om, at belastning af vandmiljøet skal med-tages, men der er ikke enighed om på hvilken måde. Sverige og Norge har akvatisk iltforbrug med, hvilket næringssaltbelastning ikke medtager. Til gengæld medtager næringssaltbelastning også næringsberigelse af jordområder. Der er rimelig enighed om valget af enheder. GWP-ækvivalenter er lig CO2-ækvivalenter og POCP-ækvivalenter er lig C2H4-ækvivalenter. Det er kun termen, som er forskellig. Ved forsuring anvendes to forskellige enheder, der begge er vel-definerede og kan omregnes til hinanden. Det mest hensigtmæssige er, at der opnås enighed om definitioner og enheder. Rækkefølgen og termerne anvendes på nuværende tidspunkt ikke konsekvent i de svenske og norske miljøvaredeklarationer. Dette virker forvirrende for brugeren, der måske ikke har til-



strækkelig viden til at gennemskue, at termerne dækker over det samme. Derfor er det vigtigt, at rækkefølgen og termerne overholdes. I det efterfølgende beskrives de valgte parametre nærmere. Drivhuseffekt Drivhuseffekten medtages i g CO2-ækvivalenter (gram kuldioxid-ækvivalenter). Der anvendes en tidshorisont på 100 år ud fra en viden om, at det er praksis på livscyklusvurderingsområdet (Wenzel, Hauschild & Alting, 1997). Det er vigtigt, at den samme tidshorisont anvendes, idet værdierne varierer meget afhængig af, om der vælges 20, 100 eller 500 år som tidshorisont. Dertil kommer, at stoffernes indbyrdes forhold ligeledes varierer med tidshorisonten. Værdierne i UMIP og det svenske system er lig hinanden undtagen for meget få stoffer hvor forskellen er lille. Det er selvfølgelig vigtigt, at der udarbejdes en liste, så der ikke er tvivl om hvilken værdi, der skal anvendes. Ozonlagsnedbrydning Ozonlagsnedbrydning opgøres i g CFC-11-ækvivalenter, hvilket der er international konsensus om. Der er ingen generel regel for hvilken tidshorisont, der skal anvendes. I UMIP anvendes uendelig, og det svenske system benytter 20 år. Ud fra en betragtning om, at ozonnedbrydnin-gen sandsynligvis vil nå sit højeste inden 20 år som følge af Montreal protokollen (Wenzel, Hauschild & Alting, 1997) og det svenske system benytter 20 år, anbefales det at benytte 20 år som tidshorisont. Problemet er, at for nogle stoffer eksisterer der ikke en 20-års værdi, men må-ske en værdi for 10 år eller uendelig. Derfor skal der udformes en liste med de værdier, som skal anvendes. Igen er det sammenligningen, der er vigtig, hvorfor listen er essentiel. Forsuring Forsuring anbefales opgjort i g SO2-ækvivalenter (gram svovldioxid-ækvivalenter), som også anvendes i Norge. Det svenske system anvender mol H+/g max, hvilket er en meget kemisk en-hed, der kan være svær at forholde sig til for en ikke-kemiker. En anden fordel ved g SO2-ækvivalenter er, at den følger samme princip som de øvrige enheder. Der er ikke international konsensus på området, men i forbindelse med UMIP er der udviklet en metode til beregning af g SO2-ækvivalensfaktorer samt udregnet omregningsfaktorer for en række stoffer. Fotokemisk ozondannelse Fotokemisk ozondannelse opgøres i g C2H4-ækvivalenter (gram ethen-ækvivalenter). Der er enighed i UNECE (United Nations Economic Council for Europa) om at anvende g C2H4-ækvivalenter, men der eksisterer derudover ingen international konsensus på området (Wenzel, Hauschild & Alting, 1997). Det er nødvendigt med fastsættelse af en tidshorisont for at sikre sammenlignelige resultater. UMIP opererer med en tidshorisont på 4-5 døgn ud fra en betragt-ning om, at langt hovedparten af VOC’erne er nedbrudt efter en uge. Det svenske system angi-ver ikke tidshorisonten på deres listede værdier, men den ligger med stor sandsynlighed mellem 1-7 døgn. I UMIP opereres med to værdier afhængig af, om emissionen er foregået i områder



med en lav eller en høj baggrundsværdi af NOx. Årsagen til denne differentiering er, at NOx’s tilstedeværelse som oxidant er nødvendig for dannelsen af ozon. Værdierne i det svenske sy-stem tager ikke højde for forskellige baggrundskoncentrationer af NOx. Metoden med at tage højde for forskellige niveauer af NOx er den mest rigtige, men er meget vanskelig, idet bag-grundsniveauet i princippet skal bestemmes for hver udledning. I praksis anvendes enten høj el-ler lav afhængig af hvad, der er mest repræsentativt for livscyklussen. Baggrunden for at diffe-rentiere den fotokemiske ozondannelse afhængig af NOx-koncentration er kompliceret for stør-stedelen af målgruppen. Derfor anbefales det benytte de værdier, der anvendes i det svenske sy-stem. Disse stammer primært fra Derwent et al. (1998), men er suppleret med data fra Wenzel, Hauschild & Alting (1997) og Heijungs et al. (1992). Næringssaltbelastning Næringssaltbelastning anbefales opgjort i g NO3

--ækvivalenter (gram nitrat-ækvivalenter), idet den følger samme princip som de øvrige enheder. En anden mulighed er at opgøre næringssalt-belastningen for henholdvis nitrogen og fosfor, men da det vil give endnu en parameter at tage stilling udfra, frarådes det. Der er ikke konsensus om, hvorledes næringssaltbelastningen skal opgøres. Ideen med at benytte g NO3

--ækvivalenter er hentet fra UMIP. Som det kan ses af Figur 16, er der forskellige måder at medtage belastning af vandmiljøet på. Fordelen ved den danske definition er, at den også medtager næringssaltbelastninger af jord og ikke kun af vand-miljøer. Den største ulempe er, at denne måde at opgøre næringssaltbelastningen på ikke tager højde for akvatisk iltforbrug. Både den svenske og norske metode medtager iltforbruget ved ud-ledning af organisk materiale. Affald Affaldet opdeles i farligt og almindeligt affald. Farligt affald er det, der ikke må komme med husholdningsaffaldet, og almindeligt affald er det, som må komme med husholdningsaffaldet. UMIP opererer med fire affaldskategorier: Farligt affald, radioaktivt affald, slagge og aske samt volumenaffald. Det er for mange kategorier, hvis antallet af parametre skal holdes nede. Mæng-den af affald afhænger af, hvorledes afgrænsningen er foretaget. Det er praksis at medtage af-faldsforbrænding som en del af livscyklussen, mens lossepladser kun sjældent medtages. Med-tages lossepladser, mindskes affaldsmængden, mens emissionerne stiger. Det er vigtigt, at der sættes regler for, hvorledes afgrænsningen med hensyn til bortskaffelse skal være, så miljøvare-deklarationerne bliver sammenlignelige. Som udgangspunkt opgives affald i gram, kilogram el-ler ton. For nogle produktgrupper kan det dog være mere hensigtsmæssigt at opgive det i rum-mål. Toksiske stoffer og emissioner I det svenske system kan en liste over specificerede toksiske stoffer indgå i forbindelse med op-gørelsen af de øvrige miljøbelastninger. De norske miljøvaredeklarationer skal indeholde oplys-ninger om toksiske stoffer i produktet og emissioner af toksiske stoffer i livscyklussen. I UMIP metoden medtages de toksiske stoffer i tre kategorier: Økotoksicitet, humantoksicitet og per-sistent toksicitet. På den måde kan toksiciteten formidles på sammen måde som drivhuseffekt



og de øvrige parametre. Det er dog ikke international enighed om at opgøre toksicitet på denne måde. Det anbefales derfor som udgangspunkt for både type A og B at følge det norske system, hvor det er pligtigt at opgøre indhold og udslip af toksiske stoffer. For at lette arbejdet med mil-jøvaredeklarationer bør de produktspecifikke retningslinier indeholde en liste over hvilke toksi-ske stoffer, som skal medtages, hvis de emitteres. Dette giver forbrugeren en sikkerhed om, at hvis stoffet ikke er opgivet, er det fordi, der ikke er emissioner af stoffet. Listen skal være til-passet produktgrupperne, da en overordnet liste sandsynligvis vil blive meget lang og uhåndter-lig. Dertil kommer, at relevante stoffer for en produktgrupppe ikke altid er relevante set i et samfundsmæssigt perspektiv. Hvis producenten ønsker det, kan miljøbelastningen af de toksiske stoffer beskrives under hen-syntagen til det lokale miljø. Denne mulighed er medtaget for, at producenten kan fortælle, hvilke foranstaltninger der er gjort for at tage hensyn til miljøet og minimere skadevirkningerne fra de udsendte toksiske stoffer.

Supplerende oplysninger Her oplyses, hvorledes produktet anvendes, vedligeholdes og bortskaffes på den mest miljørig-tige måde. Dette er ikke nødvendigvis den måde, som ligger til grund for livscyklusvurderingen, da denne skal afspejle virkeligheden. Med disse oplysninger skulle det gerne blive nemmere for forbrugeren at håndterer produktet på den mest miljørigtige måde. Virksomheden kan medtage oplysninger om dens miljøarbejde, og om den har et miljøledelses-system. Der skal medtages oplysninger om, hvor yderligere information om produktets miljøforhold kan fås. Ved systemer, hvor der foretages tredjepartskontrol, skal der være påført en bemærkning el-ler stempel, som fortæller, at deklarationen er kontrolleret eller certificeret, og at den er registre-ret i det centrale register for miljøvaredeklarationer.

6.3.3 UDFORMNING Kravene til udformningen af type A og B miljøvaredeklarationer er de samme. Følgende over-skrifter skal anvendes i nævnte rækkefølge: Ø Producent/forhandler Ø Produkt Ø Afgrænsning af livscyklusvurdering

- Funktionel enhed - Livscyklussens faser

Ø Miljøbelastning pr. funktionel enhed - Energiforbrug - Ressourceforbrug - Miljøeffekter



- Toksiske stoffer i produktet - Toksiske emissioner i livscyklussen

De supplerende oplysninger skal placeres til sidst. Afsnittet kan opdeles i flere afsnit med dertil hørende overskrifter, eksempelvis ”Miljørigtig bortskaffelse” og ”Virksomhedens miljøpolitik”. Der stilles ingen direkte krav til længden af de enkelte afsnit. Formatet af miljøvaredeklarationen er sat til to sider,for at gøre det overkommeligt for brugeren at sammenligne en række miljøvaredeklarationer. På side 1 placeres oplysninger om produ-cent/forhandler, produkt og afgrænsning af livscyklusvurdering samt figur over livsforløbet. Si-de 2 skal indeholde miljøbelastningen og de supplerende oplysninger. Miljøbelastningen skal præsenteres som vist i Figur 13 og Figur 14. Det vil sige, at opbygningen er fastlagt, mens skrifttype, farver og størrelse er overladt til producenten. De stramme regler om sidernes ind-hold skal sikre brugeren nemt kan finde de oplysninger, han skal bruge. Selve det grafiske er helt overladt til producenten således, at miljøvaredeklarationen kan inde-holde virksomhedens sædvanlige kendetegn. Tegnet, der angiver at miljøvaredeklarationen er registreret og kontrolleret/certificeret skal være lille og diskret, så det bliver virksomhedens mil-jøvaredeklaration og ikke registerets. Det anbefales at lave en farvekode, så hver fase har sin egen farve, som går igen fra figuren over livsforløbet til opgørelsen af miljøbelastningerne. Det-te gør det nemt for brugeren at se, hvad de enkelte faser i hovedtræk dækker over. Det er vigtigt, at sproget er let forståeligt og uden for mange fagudtryk og forkortelser. For type A deklarationerne er nogle tekniske informationer nødvendige. Skrive- og stavefejl bevirker, at troværdigheden for miljøvaredeklarationerne falder, hvorfor de skal undgås.

6.3.4 VEJLEDNING I tilknytning til miljøvaredeklarationerne udarbejdes en vejledning. Dette gøres for at mindske omfanget af den enkelte miljøvaredeklaration. Formålet med vejledningen er at give en intro-duktion til miljøvaredeklarationer og forklare de parametre, som anvendes, så de ikke behøver at blive forklaret i hver enkelt miljøvaredeklaration. Vejledningen kan indeholde følgende emner: Ø Formål med miljøvaredeklarationer Ø System for miljøvaredeklarationer Ø Beskrivelse af begrebet funktionel enhed Ø Forklaring til hvordan opgørelsen af miljøbelastningen læses Ø Beskrivelse af de anvendte parametre

Et eksempel på en mulig vejledning kan ses i bilag 7.



6.3.5 PRODUKTSPECIFIKKE RETNINGSLINIER Formålet med produktspecifikke retningslinier er at sikre at sammenligningen af miljøvare-deklarationer bliver reel. Det er vigtigt, at der opstilles nogle regler for udførslen af livscyklus-vurderingen, da man ellers kan ændre på afgrænsningen og dermed med resultatet af livscy-klusvurderingen. Opmærksomheden bør dog også rettes mod, at de produktspecifikke retnings-linier ikke gør systemet til et tungt og bureaukratisk system. De produktspecifikke retningslinier tænkes at indeholde regler for de bagvedliggende livscy-klusvurderinger og uddybende retningslinier for miljøvaredeklarationen. Retningslinierne kan udformes med følgende indhold: Ø Formål med produktspecifikke retningslinier Ø Krav til den bagvedliggende livscyklusvurdering

- Funktionel enhed - Afgrænsning - Allokering - Datakvalitet

Ø Krav til miljøvaredeklarationen Ø Liste over brændværdier Ø Liste over omregningsfaktorer til g CO2-, g CFC-11-, g SO2-, g C2H4- og g NO3

--ækvivalenter

Ø Liste over toksiske stoffer, som skal angives, hvis de emitteres Kravene til miljøvaredeklarationen er medtaget i de produktspecifikke retningslinier, så de reg-ler, som skal følges, er samlet i ét dokument. Bilag 8 indeholder et eksempel på produktspeci-fikke retningslinier. Der er behov for overordnet koordinering af emnerne: Funktionel enhed, afgrænsning, alloke-ring, datakvalitet, brændværdier, omregningsfaktorer og liste over toksiske stoffer. Koordine-ringen skal sikre at omfanget og kvaliteten af livscyklusvurderingerne er ens for alle.

6.4 DELKONKLUSION Både Sverige og Norge har i dag et system for miljøvaredeklarationer. Det svenske system er kendetegnet ved at være grundigt og velfungerende, men samtidig er det meget dyrt at deltage. Ulempen er herved, at små og mellemstore virksomheder samt virksomheder med et stort vare-sortiment kan blive skræmt fra at deltage, fordi omkostningerne ikke står mål med indtægterne. I Norge er systemet sat i gang, selv om den endelige opbygning ikke er fastlagt. Fordelen er herved, at systemet kan inddrage de behov og erfaringer, der gøres undervejs. Der er dog fastsat overordnede regler for de bagvedliggende livscyklusvurderinger, hvilket styrker sammenlig-ningsgrundlaget. De norske miljøvaredeklarationer er meget omfangsrige, hvilket gør en sam-menligning uoverskuelig.



Der er flere forskellige forslag til et dansk system. Det er sandsynligt, at et dansk system kom-mer til at minde om det svenske. En fordel kunne være at starte mindre omfattende ligesom Norge og så udbygge efterhånden, for på den måde at holde omkostningerne nede. Målgruppen for miljøvaredeklarationer er primært professionelle indkøbere og miljøfagfolk fra industrien, som ønsker oplysninger om et produkts miljøforhold. Indkøberne foretrækker en miljøvaredeklaration uden tekniske begreber, mens de er nødvendige for, at miljøfagfolkene kan anvende miljøvaredeklarationerne. Det anbefales derfor at arbejde med to typer af miljøvarede-klarationer, hvor forskellen er det tekniske niveau. En miljøvaredeklaration foreslås at indeholde følgende elementer:

Ø Producent/forhandler Ø Produktbeskrivelse Ø Afgrænsning af livscyklusvurdering (enten med eller uden tekniske begreber) Ø Miljøbelastning pr. funktionel enhed Ø Supplerende oplysninger

Der bør stilles strenge krav til præsentationen af miljøbelastningen, da det er her, at den primære sammenligning foregår. Formatet sættes til to sider for at sikre overskueligheden. I tilknytning til miljøvaredeklarationerne anbefales en vejledning, hvor parametrene til beskrivelse af miljø-belastningen forklares. Desuden kan der være oplysninger om andre relevante aspekter omkring miljøvaredeklarationer. For at sikre at sammenligningen foregår på et reelt grundlag, skal der udarbejdes produktspeci-fikke retningsliner, hvor der stilles krav til den funktionelle enhed og afgrænsningen af de bag-vedliggende livscyklusvurderinger. Derudover kan der sættes særlige produktspecifikke krav til miljøvaredeklarationen. I forbindelse med de produktspecifikke retningslinier er det vigtigt, at der udformes nogle overordnede retningslinier for livscyklusvurderinger, eksempelvis for allo-kering.


Miljøvaredeklarationers fremtidsmuligheder Side 79

7 MILJØVAREDEKLARATIONERS FREMTIDSMULIGHEDER Miljøvaredeklarationer bliver et fremtidigt værktøj i Norden (Hirsbak, 2001). Spørgsmålet er, om Europa og resten af verden kommer med. Udbredelsen af miljøvaredeklarationer vil dog ik-ke være uden forhindringer. Informationsteknologien har som følge af den ny økonomi holdt sit indtog i Danmark, og det vil være oplagt at kombinere informationsteknologiens muligheder med fremtidens miljøvaredeklarationer.

7.1 MILJØVAREDEKLARATIONERS FREMTID Der er to overordnede spørgsmål, som trænger sig på med hensyn til, om miljøvaredeklarationer vil overleve i samfundet. Det ene er: Er Verden klar til miljøvaredeklarationer? Det andet lyder: Er miljøvaredeklarationerne klar til Verden? Stilles spørgsmålene i dag, er svarene til begge spørgsmål nej. Hovedparten af indkøberne har i dag ikke en tilstrækkelig miljøviden til at anvende miljøvare-deklarationer, hvis de, som foreslået i ISOs tekniske rapport, indeholder resultatet af en livscy-klusvurdering. Derfor er det nødvendigt, at indkøberne uddannes, hvis brugen af miljøvarede-klarationer skal udbredes (Milman, 2000; Heydenreich, 2000). FDB’s indkøbere stiller i dag en række specifikke miljøkrav til producenterne. Eksempelvis må produkterne ikke indeholde PVC eller azofarvestoffer. Disse specifikke krav er ikke noget problem for indkøberne at håndtere, men sagen forholder sig anderledes, hvis de skal til at vurdere bredere miljømæssige aspekter, hvor en større miljøindsigt er påkrævet (Milman, 2000). Det er vigtigt, at miljøvaredeklarationerne passer til modtageren, så der både er de oplysninger, der søges samtidig med, at de er skrevet på en måde, som modtageren kan forstå (Heydenreich, 2000; Dyhr, 2000). En mulighed er at operere med flere niveauer, så indkøbere og miljømedar-bejdere ikke skal have den samme miljøvaredeklaration (Heydenreich, 2000). Brødrene Hart-mann A/S arbejder med muligheden for at niveaudele miljøvaredeklarationer. Udkastet til ne-derste niveau er skrevet i prosa og uden tal. Dette er gjort for at tilpasse materialet til de sælgere og indkøbere, der er målgruppen for dokumentet. Derved kan kommunikationen bedre differen-tieres til de enkelte modtagere. Der er ikke tale om, at miljøvaredeklarationen er useriøs, efter-som det vil bevirke, at brugerne heller ikke tager miljøvaredeklarationen seriøst (Heydenreich, 2000). Føler indkøberne ikke, at de kan bruge miljøvaredeklarationerne, vil de ikke efterspørge dem, og dermed vil virksomhederne ikke gå ind i arbejdet med miljøvaredeklarationer (Sternest, 2000). Anvendeligheden er således afgørende for, om miljøvaredeklarationer bliver et af fremti-dens værktøjer. Overskuelighed er et nøgleord med hensyn til at gøre miljøvaredeklarationerne anvendelige. Det er derfor vigtigt, at antallet af parametre til at begynde med holdes nede. Så kan miljøvaredeklarationen altid senere udbygges, når der er opnået fortrolighed med de første parametre (Sternest, 2000).


Side 80 Miljøvaredeklarationers fremtidsmuligheder

Tilliden til miljøvaredeklarationer er meget vigtig, hvis de skal have en fremtid. Tilliden sikres blandt andet ved, at folkene bag miljøvaredeklarationerne hele tiden er åbne over for kritik og forberedt på, at kritikken kommer (Nissen, 2000). Virksomhedernes formål med miljøvaredeklarationer er at anvende dem i markedsføringen og til at videregive miljøinformation (Nissen, 2000). Dertil kommer, at de kan anvendes til intern kommunikation (Heydenreich, 2000). De grønne regnskaber var også tænkt som et markeds-førings- og kommunikationsprodukt. Det faktiske forhold er, at kunderne kontrollerer om virk-somheden har et grønt regnskab, men at de ikke læser det (Milman, 2000). De grønne regn-skaber har dog fået virksomhederne til at være mere opmærksomme på deres miljøforhold. Fordelene ved at arbejde med miljøvaredeklarationer skal være synlige for virksomhederne, før de giver sig i kast med arbejdet (Milman, 2000). En fordel ved miljøvaredeklarationerne kan være, at virksomheden øger sine markedsandele. Hvis virksomheden skal bruge et års mande-timer på udarbejdelsen med udsigt til at øge indtjeningen med 100.000 kr., så er der ikke motiv nok til at gå ind i arbejdet. Virksomhederne laver ikke miljøvaredeklarationer kun fordi de øn-sker at være miljøvenlige, der skal også være en mærkbar økonomisk gevinst (Dyhr, 2000). Det er sandsynligt, at miljøvaredeklarationer til at starte med vil slå igennem inden for udvalgte produktområder, eksempelvis byggevarer, og så spredes til andre produktområder med tiden (Milman, 2000; Sternest, 2000). Denne udvikling er kendt fra miljømærkerne. Svanemærket er især udbredt inden for papir, og EU’s miljøblomst er kendt inden for tekstiler. Komponenter og produkter, som indgår i forbindelse med andre produkter, blandt andet embal-lage, kan blive et andet fokusområde for miljøvaredeklarationer, da virksomhederne vil efter-spørge miljøvaredeklarationerne for at kunne profilere sig med, at de køber miljørigtigt ind (Sternest, 2000). Over for den almindelige forbruger er miljøvaredeklarationer for ukendte til at kunne bruges i markedsføringen, hvorimod oplysninger om, at virksomheden køber miljørigtigt ind, kan anvendes (Milman, 2000). Staten og store kæder kan påvirke udbredelsen ved at kræve miljøvaredeklarationer for de pro-dukter, de køber (Heydenreich, 2000; Andreassen, 2000). Dansk Supermarked krævede på et tidspunkt, at for udvalgte produkter skulle grænsen for at indholdsdeklarere nedsættes fra 5% til 2%. Det skabte vilde protester, men Dansk Supermarked gik af med sejren (Andreassen, 2000). Offentlig fokus på miljøvaredeklarationer er en anden vigtig brik i udbredelsen (Dyhr, 2000). Offentliggørelsen af Bluecare vaskepulveret som det mest miljørigtige, bedste og et af de billig-ste vaskemidler flyttede store dele af salget af vaskepulver over til Bluecare (Andreassen, 2000). En hindring i udbredelsen kan komme fra virksomhederne, hvis de ikke ønsker at frigive oplys-ninger, fordi de betragtes som afslørende for deres produktionsmetoder (Heydenreich, 2000). Presset på virksomhederne for miljøvaredeklarationer skal komme fra detailledet, som derved får en central rolle for udbredelsen (Dyhr, 2000; Andreassen, 2000; Nissen,2000).



Virksomhederne vil være meget opmærksomme på, at sammenligningen, som miljøvaredeklara-tionerne giver mulighed for, foregår efter ordnede regler (Heydenreich, 2000; Andreassen, 2000; Sternest, 2000). Energimærket har givet forbrugerne mulighed for at inddrage elforbruget som parameter ved køb af elartikler. Dette har medført en øget fokus på lavenergiprodukter og stor konkurrence om at udvikle de bedste, billigste og mindst energiforbrugende apparater. Dansk Varefaktanævn administrerer energimærket i Danmark. I forbindelsen med udviklingen af mærkningsordningen blev der lavet en procedure for, hvorledes virksomheder kan stævne hinanden, hvis de mener, at konkurrenten har et forkert mærke (Andreassen, 2000). Det er vig-tigt, at der ligger klare linier for udarbejdelsen af de livscyklusvurderinger, som skal ligge til grund for miljøvaredeklarationerne, således at troværdigheden i miljøvaredeklarationerne er så høj som muligt (Heydenreich, 2000). Spillereglerne skal ligeledes accepteres af virksomheder-ne, da de ellers ikke vil gå ind i arbejdet med miljøvaredeklarationer (Heydenreich, 2000; Ster-nest, 2000). Industrien kræver således helt klare spilleregler og gerne i form af standarder. Problemet er, at for meget papirarbejde har en tendens til at gøre tingene langsommere. I en verden, hvor udvik-lingen går stærkt, er det problematisk, hvis ikke opdateringen af reglerne sker hurtigt (Nissen, 2000). Reglerne er således både en nødvendighed og en hæmsko. ISO udgiver med stor sand-synlighed en standard for miljøvaredeklarationer i 2003, men det er endnu usikkert, hvor speci-fikke krav standarden vil stille (Hirsbak, 2001). Hvis systemet skal fungere, skal ISO-standarden udstikke de overordnede retningsliner for miljøvaredeklarationens format og omfan-get af den bagvedliggende livscyklusvurdering. De mere detaljerede retningslinier skal ligge i de produktspecifikke retningslinier, eksempelvis angivelse af datakilder. De produktspecifikke retningslinier kan administreres nationalt eller internationalt, men det er vigtigt, at de kan opda-teres hurtigt, så udviklingen ikke løber fra dem. En måde at sikre en hurtig opdatering er ved en enkel procedure, hvor beslutningen om en ændring kun skal behandles af et organ, som nemt kan samles. Dertil kommer, at industrien skal indrages i arbejdet med at holde de produktspeci-fikke retningslinier ajour, da de har føling med udviklingen. Selve arbejdet med livscyklusvurderinger skal gøres lettere, hvis livscyklusbaserede miljøvare-deklarationer skal have en fremtid (Nissen, 2000; Milman, 2000). FDB har et meget stort va-reflow, og mange af varerne produceres kun i en måned. Som det er i dag, vil varen være for-svundet fra markedet, inden livscyklusvurderingen er færdig (Milman, 2000). Miljøvaredeklara-tionerne skulle gerne være med til at gøre arbejdet med livscyklusvurderinger lettere, da under-leverandørerne i hele kæden leverer de relevante miljøoplysninger videre. I dag er det ofte umu-ligt at skaffe stedspecifikke data mere end to led bagud i kæden. Problemet er, at livscyklusvur-deringer skal gøres lettere, inden miljøvaredeklarationer slår igennem, og det er miljøvaredekla-rationerne som skal lette arbejdet med livscyklusvurderinger. En mulighed er at starte med for-holdsvis løse datakrav, eksempelvis gennemsnitsdata frem for stedspecifikke data, og så indføre mere restriktive krav efterhånden som miljøvaredeklarationer bliver udbredt (Sternest, 2000).



Systemet omkring miljøvaredeklarationer skal være billigt, da virksomhederne ellers ikke vil deltage (Dyhr, 2000; Sternest, 2000). Det er samtidig vigtigt, at der arbejdes på et internationalt system, da handlen i dag er international (Andreassen, 2000; Sternest, 2000). Det er svært at skabe international enighed om at lave et system, så derfor kan det være en fordel i første om-gang at koncentrere sig om at videreføre det arbejde med et nordisk system, som allerede er i gang. Når systemet fungerer, kan det så forsøges udvidet til at omfatte hele EU og derfra til re-sten af verden (Dyhr, 2000).

7.2 INFORMATIONSTEKNOLOGI I takt med den teknologiske udvikling er det blevet nemmere at kommunikere. Internettet og e-post er klare eksempler herpå. 150 mio. mennesker anvender i dag internettet og tallet er stigen-de (Emu, 2000). Forbrugeren er interesseret i information, og den skal i fremtiden findes på internettet. Hver tredje dansker er i dag på internettet hver dag (Internetavisen Jyllandsposten, 2000), og den næststørste anvendelse af internettet er at søge information på offentlige hjemmesider (den stør-ste er at sende og læse e-post) (Aktuelt, 2000a). Kommunikation er blevet en konkurrence-parameter i informationssamfundet (Olsen, 1999). Samtidig er viljen hos virksomheder og orga-nisationer til stede til at benytte internettet som kommunikations- og markedsføringskanal (Brøndum, Harden & Nielsen, 2000). Når et samfund bevæger sig fra industri- til informationssamfund, får parametre som viden og information større og større indflydelse på økonomien (Olsen, 1999). Når der tales om ny øko-nomi, tales der om en situation, hvor konkurrencen er baseret på samspillet mellem teknologi, viden, hurtighed og netværk og ikke på lave driftsomkostninger som i kapitalsamfundet (Brøn-dum, Harden & Nielsen, 2000). Alle virksomheder, der indrager internettet i deres strategi, har et højt teknologisk niveau. Det er således de virksomheder, som formår at være førende med hensyn til viden, hurtighed og netværk, der overlever (Brøndum, Harden & Nielsen, 2000). En hjemmeside for miljøvaredeklarationer har virksomhederne som fundament. Derfor har den og-så et netværk, der kan være med til at gøre opmærksom på siden. Men et netværk er også sam-arbejdspartnere, der hjælper hinanden med udvikling og lancering af sammensatte service-ydelser. Dette netværk eksisterer ikke umiddelbart for miljøvaredeklarationer og skal derfor op-bygges. En hurtig udnyttelse af de muligheder, der byder sig, er ligeledes vigtig for overlevelsen på internettet.

7.3 MILJØVAREDEKLARATIONERS SAMSPIL MED INFORMATI-ONSTEKNOLOGIEN

Internettets gode muligheder for kommunikation skal udnyttes ved at gøre det til den primære informationskanal for miljøvaredeklarationer (Nissen, 2000). Der skal etableres en central hjemmeside, hvor alle miljøvaredeklarationer bliver lagt ud. Så skal brugerne kun henvende sig et sted for at få overblik over hvor mange miljøvaredeklarationer, der findes inden for den aktu-



elle produktgruppe (Heydenreich, 2000). Hjemmesiden skal derudover indeholde produktspeci-fikke retningslinier og anden information omkring miljøvaredeklarationer, så al information er samlet et sted. Fordelen ved at bruge internettet til kommunikation er, at det gør informationen hurtigere og billigere. Dertil kommer, at opdateringen lettes (Andreassen, 2000). Hjemmesiden skal være uafhængig af virksomhederne for at sikre sidens troværdighed (Andressen, 2000). Troværdigheden er meget vigtig, da hjemmesiden ellers ikke vil blive benyttet til at søge infor-mation på, hvilket er dens hovedformål. Grøn Informations hjemmeside har 4-5000 besøg om ugen (Nissen, 2000). Dette indikerer, at der er en interesse for miljøinformation, og at forbruge-ren ønsker at få informationen via internettet. For at øge indkøbernes brug af miljøvaredeklara-tioner bør de kunne findes samme sted som oplysninger om produktets kvalitet og pris (Dyhr, 2000). Dette lader sig i praksis gøre ved at lave et link til databasen med miljøvaredeklarationer. Denne database bør have et højt korrekthedsniveau. Korrektheden sikres ved at overlade ansva-ret for siden til personer, der har erfaring med udarbejdelse af miljøvaredeklarationer. Internettets muligheder for hurtig kommunikation bør også udnyttes til at lette arbejdet med livscyklusvurderinger. Det vil være oplagt at etablere databaser med internetadgang, hvor livs-cyklusvurderingsdata for processer kan indtastes og hentes. Dansk Varefaktanævn publicerer i løbet af 2001 en informationshjemmeside. Formålet med hjemmesiden er at give forbrugerne mulighed for at søge information om varer og om de for-skellige varemærker, der findes. Producenten bestemmer selv hvilke oplysninger om produktet, som skal medtages for produkter uden varefaktamærket. For produkter med varefaktamærket er der opstillet regler om hvilke informationer, der skal medtages, samt hvordan de skal oplyses. Hjemmesiden har to træer, et varetræ og et mærkningstræ. Dette kunne udbygges med et miljø-varedeklarationstræ. Der kan søges på enten varegrupper eller direkte på varens navn. Inden for de forskellige varegrupper er der opsat søgekriterier, der er afpasset til varegruppen. For eksem-pel kan der søges på fedtindhold i varegruppen rugbrød. Det er også muligt at få ord markeret med rødt, hvis et bestemt stof har særlig interesse, eksempelvis på grund af allergi. Både det indtastede ord og synonymer for ordet markeres derefter med rødt. Hjemmesiden skal også in-deholde et leksikon, hvor der kan findes svar på varerelaterede spørgsmål. Virksomhederne ind-taster selv oplysningerne i systemet og har ansvaret for rigtigheden. Dansk Varefaktanævn har ret til at foretage stikprøvekontrol af oplysningerne og få udleveret dokumentation for de indta-stede oplysninger (Andreassen, 2000). Skal internettet være hovedkommunikationskanalen for miljøvaredeklarationer er det vigtigt, at det indarbejdes fra starten, så internettets muligheder kan udnyttes (Andreassen, 2000). Internet-tet gør det muligt at lave lagdelte miljøvaredeklarationer. Eksempelvis kan det ved at klikke på parameteren drivhuseffekt blive muligt at se hvilke stoffer, der forårsager drivhuseffekten. Eventuelt kan der indlægges forskellige vurderingsmetoder, som for eksempel UMIP-metoden, så parametrene kan sammenholdes, hvilket gør sammenligningen af produkter nemmere. Pro-blemet er, at vurderingsmetoder altid vil være subjektive, men ved at have forskellige vurde-ringsmetoder har forbrugeren stadigvæk et valg. Spørgsmålet er bare, om forbrugeren har til-



strækkelig viden til at træffe valget. En anden måde at lette sammenligningen på er at lave en funktion, så forbrugeren kan sammenligne udvalgte produkter grafisk, eksempelvis et søjledia-gram. Faren er, at når miljøeffekterne opstilles i et søjlediagram med forskellige enheder på ef-fektkategorierne, vil hovedparten af forbrugerne sammenligne på baggrund af søjlernes størrelse uden at tage hensyn til de forskellige enheder. Internettet åbner også mulighed for at lave fremtidens miljømærker og miljøvaredeklarationer som søgemaskiner. På den måde kan forbrugeren selv opstille hvilke kriterier, der skal vælges efter og på den måde lave sit eget mærke. Ikke alle forbrugere besidder tilstrækkelig viden til at kunne opstille kriterier, derfor kunne der udover parametrene være forskellige mærker med fast-satte kriterier at vælge mellem (Nissen, 2000). Et fremtidsscenario er, at indkøbsvognene udstyres med en lille computer, hvor forbrugeren ved at scanne varen kan hente oplysninger om den på internettet (Nissen, 2000; Heydenreich, 2000). Systemet kan opbyges med forskellige muligheder for sammenligning med andre tilsvarende produkter på parametre som pris, kvalitet og miljø. Hvilke parametre, der har interesse, vil af-hænge af produktet. Eksempelvis har dyrevelfærd stor interesse ved kød, mens miljø er i fokus for vaskepulver (Milman, 2000). Sådanne muligheder vil ændre konkurrencen og presse udvik-lingen til at gå meget stærkt. Det kan så risikeres, at der kun fokuseres på de miljøbelastninger, der vækker den offentlig interesse, mens belastningerne uden for fokus tilsidesættes.

7.4 DELKONKLUSION Miljøvaredeklarationer har en fremtid i Danmark, men inden de bliver et centralt værktøj, er der en række forhindringer, som skal overvindes. De professionelle indkøberes miljøviden skal op på et højere niveau end i dag, før miljøvaredeklarationer virkelig kommer til at slå igennem. Det er vigtigt, at anvendelighed bliver et nøgleord ved udformningen af miljøvaredeklarationer, og at der skabes tillid til systemet omkring miljøvaredeklarationer. Før industrien vil gå ind i arbej-det skal der opstilles regler for udarbejdningen af miljøvaredeklarationer og den bagvedliggende livscyklusvurdering, så sammenligningen af miljøvaredeklarationer sker på et reelt grundlag. Det er dog samtidig vigtigt, at systemet er fleksibelt, så det er nemt at foretage opdateringer. Internettet skal benyttes som hovedkommunikationskanal for miljøvaredeklarationer og til at lette datastrømmen i forbindelse med livscyklusvurderinger. Informationsteknologiens mulig-heder skal indarbejdes i udformningen af fremtidens miljøvaredeklarationer.



8 DISKUSSION Marginaldata versus gennemsnitsdata Diskussionen om marginaldata versus gennemsnitsdata bærer præg af, at anvendelsen af margi-naldata hidtil har været meget begrænset. Det gør det svært at vurdere fordelene og ulemperne ved marginaldata præcist. Hovedkilden til oplysninger omkring livscyklusvurderinger med marginaldata har i rapporten været Bo Weidema. Der er i rapporten forsøgt at skelne mellem generelle aspekter omkring marginaldata og aspekter, der knytter sig til Bo Weidemas anbefa-linger. Grunden til, at Bo Weidema er hovedkilde, er, at han er en af de førende inden for mar-ginaldata-tankegangen, ikke blot i Danmark men også i resten af verden. Retningslinier for livscyklusvurderinger på emballage Retningslinierne for livscyklusvurderingerne bygger på studier af forskellige livscyklusvurde-ringer af emballage. Flere af studierne er fra 1995, hvorved datagrundlaget for dem kan være forældet. Men da rapporterne har været anvendt til at identificere de primære miljøproblemstil-linger, antages det ikke at have betydning for konklusionerne i rapporten. Baggrunden for anbefalingen om at benytte allokeringsmetoden udviklet i forbindelse med UMIP bygger ikke på sammenligningsstudier med andre allokeringsmetoder. Metoden er der-imod valgt, fordi den tager højde for kvalitetsforringelse af materialet. En sammenligning af metoden med andre allokeringsmetoder vil dog være interessant for at afgøre betydningen af valget af allokeringsmetode. Udslaget af allokeringsmetoden afhænger af hvor store andele af systemet, som skal allokeres. Derfor kræves et omfattende studium inden forskellen mellem de enkelte metoder kan klarlægges. Et sådan studium har ikke været muligt inden for tidsrammerne af projektet. Kritikken af UMIP-databasen koncentrerer sig om kvaliteten af dataene, da formålet med ret-ningslinierne har været at anbefale datakilder. Det vil sige, at brugervenlighed og fejlmuligheder ikke har været inddraget, selv om disse kan have alvorlige konsekvenser for resultatet af livscy-klusvurderingen. Miljødeklaration ISO-14020-serien er gennemgået, eftersom mange virksomheder foretrækker at følge internati-onalt anerkendte standarder fremfor bare at følge deres egne regler. Årsagen til, at ISO-standarderne er så efterlevede, er, at de giver virksomhedens påstande troværdighed. På miljø-deklarationsområdet eksisterer der ikke andre internationale standarder end ISOs. Det har derfor ikke været muligt at lave et sammenlignende studium af standarder på området. På nuværende tidspunkt eksisterer der ingen standard for miljøvaredeklarationer, men kun en teknisk rapport. Det har medført en del forvirring på området, da alle forsøger at lave retningsli-nier, som lever op til den standard, som forventes at komme. Retningslinierne her i rapporten



forsøger også at opfylde de tilkendegivninger, der er givet i den tekniske rapport. Det vil dog givetvis være nødvendigt at korrigere retningslinierne, når standarden udkommer. Retningslinier for emballagemiljøvaredeklarationer Retningslinierne for miljøvaredeklarationer tager udgangspunkt i en situation, hvor mange pro-ducenter laver miljøvaredeklarationer. Dette er en tænkt situation, da der i Danmark på nuvæ-rende tidspunkt er meget få virksomheder, som udarbejder miljøvaredeklarationer for deres pro-dukter. Hvis retningslinierne havde taget udgangspunkt i situationen i dag, ville de have været meget anderledes, da brugeren så ikke ville have haft en miljøvaredeklaration fra konkurrenten at sammenholde oplysningerne med. At retningslinierne tager udgangspunkt i en situation med mange miljøvaredeklarationer skyldes, at denne situation forventes at opstå inden for en årræk-ke. Udvælgelsen af miljøeffektkategorierne er sket på baggrund af, hvad der har været gældende praksis herhjemme, og hvad Sverige og Norge inddrager i deres miljøvaredeklarationer. Der er ikke set på, om disse er de rigtige kategorier at medtage ud fra et miljømæssigt synspunkt. Det kunne eventuelt være relevant at medtage udledningen af svovlpartikler, som hindrer varmestrå-ler i at nå jorden, eller andre miljøaspekter. Antallet af parametre har været i fokus, hvilket gør, at alle miljøaspekter ikke kan medtages, når miljøvaredeklarationen samtidig ønskes overskue-lig. Miljøvaredeklarationers fremtidsmuligheder Til kortlægning af miljøvaredeklarationernes fremtidsmuligheder har personer fra forbrugeror-ganisationer og industrien været inddraget. Disse grupper er valgt, fordi de vil være domineren-de i udviklingen og implementeringen af miljøvaredeklarationer. Udviklingen vil således for al-vor tage fart, når industrien begynder at lave miljøvaredeklarationer, og forbrugerorganisatio-nerne samtidig begynder at informere om dem.


Konklusion Side 87

9 KONKLUSION En generel anbefaling af, om der skal anvendes marginaldata frem for gennemsnitsdata og sted-specifikke data eller omvendt, er ikke mulig at give. Om den ene eller den anden slags data an-befales afhænger af formålet med livscyklusvurderingen. Stedspecifikke og gennemsnitsdata bør anvendes, når formålet er at beskrive hvilken miljøbelastning, et produkt eller en service-ydelse har haft. Kortsigtede marginaldata giver det bedste grundlag for at vurdere miljøbelast-ningen ved en ændring. Langsigtede marginaldata skal anvendes med varsomhed, da de er be-hæftet med stor usikkerhed. Ved hjælp af relativt få regler for afgrænsning, allokering og krav til datamaterialet er det muligt at højne kvaliteten af livscyklusvurderinger. Hermed opnås et mere retvisende billede af virke-ligheden. Det anbefales at benytte allokeringsmetoden udviklet i forbindelse med UMIP, da den tager højde for kvalitetsforringelse af materialet og ikke forudsætter, at hele materialets livsfor-løb kendes. I UMIP-databasen er mange af dataene forældede. Dertil kommer en stor mangel på data, idet mange af de indlagte stoffer kun figurerer ved navn og ikke også ved miljøbelastnin-gen. Databasen kan derfor ikke anbefales som primær datakilde. Der findes i dag tre standarder for miljødeklaration: En overordet og en for hver af typerne I og II. For type III deklaration findes kun en teknisk rapport. Den overordnede standard sætter ikke præcise krav til omfanget af den bagvedliggende livscyklusvurdering, det er op til standarderne for hver type. Standarden for type I deklaration definerer omfanget, mens det i standarden for type II deklaration stadig er uklart, hvad livscyklusvurderingen skal omfatte. Der er i ISO enig-hed om, at type III deklarationen skal indeholde information på minimum LCI niveau, samt at ISO 14040-serien skal ligge til grund for livscyklusvurderingen. I både Sverige og Norge findes systemer for miljøvaredeklarationer. Det svenske system er grundigt og velfungerende, mens Norge har valgt at gå i gang uden at have den endelige opbyg-ning fastlagt. Der er i dag flere forskellige forslag til et dansk system. Ved opbygningen af et dansk system er det vigtigt at tænke på at holde omkostningerne nede. Miljøvaredeklarationernes målgruppe er professionelle indkøbere og miljøfagfolk. Da indkøbere og miljøfagfolk ikke har samme tekniske niveau, anbefales det at lave to typer af miljøvarede-klarationer, hvor forskellen er det tekniske niveau. Indholdet i en miljøvaredeklaration foreslås at være følgende:

Ø Producent/forhandler Ø Produktbeskrivelse Ø Afgrænsning af livscyklusvurdering (med eller uden tekniske begreber afhængig af

målgruppe) Ø Miljøbelastning pr. funktionel enhed Ø Supplerende oplysninger


Side 88 Konklusion

Den primære sammenligning vil foregå i opgørelsen af miljøbelastningen. Derfor sættes der strenge krav til præsentationen af miljøbelastningen. Der er en fremtid for miljøvaredeklarationer i Danmark, men inden de virkelig slår igennem, er der en række forhindringer. Det kræver blandt andet uddannelse af indkøbere, og at miljøvare-deklarationerne er anvendelige til deres formål, samt at der er tillid til dem. Derudover skal der udarbejdes regler for miljøvaredeklarationer og de tilhørende livscyklusvurderinger for, at indu-strien vil være med. Som følge af informationsteknologiens indtog i Danmark, bør denne ind-drages i det fremtidige arbejde med miljøvaredeklarationer.


Perspektivering Side 89

10 PERSPEKTIVERING Marginaldata versus gennemsnitsdata Antallet af livscyklusvurderinger baseret udelukkende på marginaldata er meget få. Derfor er det svært at bedømme usikkerheden præcist. En af de usikkerheder, som knytter sig til margi-naldata er usikkerheden på, om den antagede marginale proces virkelig bliver marginal. Det kunne være interessant at undersøge, om der er en sammenhæng mellem tidsperspektivet for de marginale processer og usikkerheden på dem. Formodningen, om at stedspecifikke data og mar-ginaldata ofte vil være de samme, er en anden spændende tese at undersøge. Retningslinier for livscyklusvurderinger på emballager En oplagt forlængelse af projektet er at afprøve retningslinierne og forbedre dem. En yderligere specificering af elementer er også oplagt. Eksempelvis ved at udspecificere fskrot- og ftab-værdierne til ikke bare at være materialebestemte. Især for plast er det relevant at specificere værdierne for forskellige typer af plast. Miljødeklaration Standarden for miljøvaredeklarationer er ikke udkommet endnu, men den tekniske rapport og den overordnede standard for miljødeklaration, ISO 14020, sætter nogle grænser for den kom-mende standard for miljøvaredeklarationer. En opsamling af erfaringer på miljøvaredeklarati-onsområdet er aktuel at lave i forbindelse med udformningen af standarden. Eftersom standar-den sandsynligvis først kommer i 2003, kunne det være givtigt at se på hvilke muligheder, der er inden for de rammer, som ISO har udstukket for en standard for miljøvaredeklarationer. Retningslinier for emballagemiljøvaredeklarationer Miljøvaredeklarationer er stadig i udviklingsstadiet, og der er derfor utrolig mange aspekter, som ikke er færdigbelyste. En undersøgelse af professionelle indkøberes miljøviden og -interesse vil være meget relevant for det videre arbejde med miljøvaredeklarationer, eftersom de er en af de primære målgrupper. En forlængelse heraf kunne være opsætning af et uddannelses-forløb for indkøbere, der ønsker at forøge deres viden med hensyn til miljø. En anden meget vigtig parameter at få belyst er økonomien ved etableringen af et system, hvor miljøvaredeklara-tioner formidles og kontrolleres af en neutral instans. Udviklingen af generelle regler for livscyklusvurderinger, der ligger til grund for miljøvarede-klarationer, er meget vigtig. Det er blandt andet områder som allokering, funktionel enhed, af-grænsning og datakvalitet, hvor der er behov for overordnede regler til at sikre, at en sammen-ligning ved hjælp af miljøvaredeklarationer bliver foretaget på et reelt grundlag. En diskussion af hvilke miljøaspekter, der skal indgå i miljøvaredeklarationer ud fra henholds-vis et miljømæssigt synspunkt og et forbrugersynspunkt, kunne ligeledes være interessant.


Side 90 Perspektivering

Miljøvaredeklarationers fremtidsmuligheder Internettets muligheder i forbindelse med miljøvaredeklarationer er meget interessant, især mu-ligheden for at lave lagdelte elektroniske miljøvaredeklarationer bør undersøges nærmere. Data-baser for livscyklusvurderinger via internettet er en anden mulighed, hvor arbejdet med livscy-klusvurderinger kan lettes ved hjælp af internettet. Ideen med at lave fremtidens miljømærker og miljøvaredeklarationer som søgemaskiner er ligeledes værd at arbejde videre med.


Referencer Side 91

11 REFERENCER AB Svenska Miljöstyrningsrådet (1998a): Requirements for certified environmental product dec-larations - General principles and procedures. MSR 1998:1. AB Svenska Miljöstyrningsrådet

AB Svenska Miljöstyrningsrådet (1998b): Certificerede miljövarudeklarationer - Typ III-deklarationer. AB Svenska Miljöstyrningsrådet

AB Svenska Miljöstyrningsrådet (1999): Bestämmelser för certifierade miljövarudeklarationer, EPD. MSR 1999:1. AB Svenska Miljöstyrningrådet

AB Svenska Milöstyrningsrådet (2000): Att utarbeta produktspecifika regler. (www.miljöstyrning.se/epd/utarbeta_produktspecifikke_regler.aps)

Abildgaard, A., Bendtsen, N. & Skjærbæk, S. (2000): Miljøparametre til miljøindeks for emballage-afgifter. Miljøprojekt nr. 546. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen (www.mst.dk)

Affald 21 (1999). Regeringens affaldsplan 1998-2004. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen (www.mst.dk)

Aktuelt (2000a): FAKTA: Det bruger vi internettet til. (www.aktuelt.dk d. 22/11-2000)

Aktuelt (2000b): Internettet deler danskerne. (www.aktuelt.dk d. 22/11-2000)

Andersen, K. (2000): Telefonsamtale med Kate Andersen fra Emballageindustrien d. 27/6 - 2000

Andreassen, K. (2000): Samtale med Karen Andreassen, Danske Varefaktanævn, d. 29/11-2000

Arla (1999): Certifierad Miljövarudeklaration - Temperaturreglerad transport av mejerivaror. Stockholm: Arla information & PR

Begg, D., Fischer, S. & Dornbusch, R. (1997): Economics. (5. rev.ed.). Berkshire: McGraw-Hill Book Company Europe

Brøndum, S., Harden, P. & Nielsen, J. M. (2000a): Danmark.com – kortlægning af de danske inter-netpionerer. PLS Rambøll Management (www.pls.dk)

Brøndum, S., Harden, P. & Nielsen, J. M. (2000b): Frontløberne i den nye økonomi – Benchmar-king af Danmark.com. PLS Rambøll Management (www.pls.dk)

Certified environmental product declarationes - TYPE III-declarations. (www.environmarket.com/epd/cert_edp.asp)

Christensen, B. G. (1999): Emballageforbruget i tal. (www.emballageindustrien.dk)

Dalager, S., Jensen, A. B., Drabæk, I., Ottosen, L. M., Harreskov, K., Busch, N. J., Holmstrand, H. S. & Møller, F. (1995a): Miljøøkonomi for papir- og papkredsløb - Delrapport 2: Bølgepap. Arbejds-rapport fra Miljøstyrelsen, nr. 29. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Dalager, S. Jensen, A. B., Drabæk, I., Ottosen, L. M., Harreskov, K., Busch, N. J., Holmstrand, H. S. & Møller, F. (1995b): Miljøøkonomi for papir- og papkredsløb - Delrapport 3: Aviser og ugeblade. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 30. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Dalager, S. Jensen, A. B., Drabæk, I., Ottosen, L. M., Harreskov, K., Busch, N. J., Holmstrand, H. S. & Møller, F. (1995c): Miljøøkonomi for papir- og papkredsløb - Delrapport 4: Blandet papir. Ar-bejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 31. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Dansk Varefaktanævn (2000): Mærkning & varedeklaration via IT. (www.varefakta.dk d. 20/11-2000)

Derwent R. G. et al. (1998): Photochemical Ozone Creation Potentials for Organic Compounds in Northwest Europa Calculated with a Master Chemical Mechanism. Atmospheric Environment, Vol. 32, No 14/15, pp 2429-2441. Elsevier Science Ltd. In: AB Svenska Miljöstyrningsrådet (1999): Bestämmelser för certifierade miljövarudeklarationer, EPD. MSR 1999:1. AB Svenska Miljöstyrningrådet


Side 92 Referencer

dk-TEKNIK - ENERGI & MILJØ & Miljøstyrelsen (2000): Miljøvaredeklarationer, teknisk rap-port, Arbejdsgruppens udkast. Søborg: dk-TEKNIK

dk-TEKNIK - ENERGI & MILJØ (2000): Miljøvaredeklarationer, notat. Søborg: dk-TEKNIK

Duni (2000): ....vælg miljørigtigt. Rødovre: Duni AS

Dyhr, V. (2000): Samtale med Villy Dyhr, Forbrugerrådet, d. 12/12-2000

Emu (2000): Emu – portal for undervisning. (www.emu.dk d. 23/11-2000)

Energioplysningen (2000): www.energioplysningen.dk d. 30/11-2000

Erichsen, H. & Hauschild, M. (2000): Technical data for waste incineration - background for mod-elling of productspecific emissions in a life cycle context. Kgs. Lyngby: DTU

FM Mattsson AB (1999): Certifierad Miljövarudeklaration - Ettgrepps tvätttällsblandare FMM 9050-0050, S-P-00005. Mora: FM Mattsson AB

Forbrugerstyrelsen (1998): Fremtidens forbrugerpolitik - hvorhen? (www.fs.dk)

Frydendal, J. & Hjortbak, G. (1998): Livscyklusvurdering af Turborens - Metoder. Lyngby: DTU

Guineé, J. (Ed.) (1999): Danish-Dutch workshop on LCA methods, held on 16-17 September 1999 at CML, Leiden. Leiden: Leiden University (www.ipt.dtu.dk/~bow)

Hanssen, O. J., Vold, M., Økstad, E., Borchsenius, C.-H. & Askham, C. (2000): Miljøvaredekla-rasjoner type III - forslag til etablering af et Norsk system, baseret på forprojekt med syv norske bedrifter, OR 02.00. Fredrikstad: Stiftelsens Østfoldforskning

Heijungs et al. (1992): In: Nordic Guidelines on Life-cycle Assessment, Nord 1955:20. København: Nordisk ministerråd. In: AB Svenska Miljöstyrningsrådet (1999): Bestämmelser för certifierade mil-jövarudeklarationer, EPD. MSR 1999:1. AB Svenska Miljöstyrningrådet

Heydenreich, K. (2000): Samtale med Kristian Heydenreich, Brødrene Hartmann A/S, d. 13/12-2000

Hirsbak, S. (2001): Personlig kommentar, RAMBØLLL, jan. 2001

IBM (1998): Declaration of Product Related Environmental Attributes - Aptiva PC, 2142. So-mers: IBM

Intecon (1999): Miljøvaredeklaration for Eternit B9 Bølgeplader. Aalborg: Intecon

Intenetavisen Jyllandsposten (2000): Hver tredje dansker bruger internet dagligt. (www.jp.dk d. 22/11-2000)

ISO 14020 (1998): Environmental labels and declarations - General principles. Geneve: ISO

ISO/FDIS 14021 (1999): Environmental labels and declarations - Self-declared environmental claims (Type II environmental labelling). Geneve: ISO

ISO/FDIS 14024 (1998): Environmental labels and declarations - Type I environmental laballing - Principals and procedures. Geneve: ISO

ISO/TR 14025 (2000): Environmental labels and declarations - Type III environmental declara-tions. Geneve: ISO

Kofstad, P. (1995): Uorganisk kjemi - en innføring i grunnsoffenes kjemi, 3. udg. 2. opl. Aurskog: PDC Printing Data Center as

Kolding, K. (2000): Det er kommunikation, der gør den ny økonomi ny. (www.kommunikationsforum.dk d. 6/11-2000)

Lassen, C., Havelund, S., Hansen, E., Kofod, K. & Larsen, J. (1999): Miljøprofiler for aluminium i et livscyklusperpektiv. Miljøprojekt nr. 478. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen. (www.mst.dk). Redigeret efter aftale med C. Lassen, COWI

Lindhqvist,T. (1989): The Environmental product declaration, EPD. (www.lu.se/IIIEE/research7products/epd_unece.html)


Referencer Side 93

Mellanskog Industri AB, Nyby Sågverk (1999): Environmental Produkt Declaration - Sawn timber, S-P-00003. Bjørklinge: Mellanskog Industri AB, Nyby Sågverk

Miljø- og energiministeriet (1997): Bekendtgørelse nr. 299 af 30. april 1997 om affald §3, stk. 1 nr. 3 og 4

Miljøstyrelsen (1996): En styrket produktorienteret miljøindsats. (www.mst.dk)

Miljøstyrelsen (1998): Redegørelse om den produktorienterede indsats. (www.mst.dk/fagom/250060000.htm)

Miljøstyrelsen (1998): Redegørelse om den produktorienterede indsats. (www.mst.dk/fagomr/25060000.htm)

Milman, K. (2000): Samtale med Katrine Milman, FDB, d. 14/12-2000

Multi-drik - dansk plast & papir A/S (1995): Miljøoversigt 1-8. Udarbejdet af DTI-Miljøteknik

Møller, S. (1996): Råd og resultater Nr. 3 ’96. s. 19-21. København: Forbrugerstyrelsen (www.fs.dk)

News for Business (u. å.): Self-declared environmental marketing claims. Dickson: Australian Competition & Consumer Commission

Nielsen, H. L. (1999): Status for miljøbevidst indkøbspolitik i kommuner og amter 1997/1998. Miljøprojekt nr. 498. Miljø- og energiministeriet, Miljøstyrelsen (www.mst.dk)

Nissen, N.P. (2000): Møde Nis Peter Nissen, Grøn Information, d. 7/12-2000

Nordheim, E. (1999): Marginal Produktion Technologies for Life Cycle Inventories, Comment. Inter-national Journal of LCA. Vol. 4(6), pp. 308

Olesen, S. G. (2000): E-mail fra stud. agro Søren Greve Olesen

Olsen, N. (1999): Informationsteknologi - informationsteknologi og økonomi. (www.greenweb.gl) d. 23/11-2000)

Perstorp Flooring AB (1999): Certifierad Miljövarudeklaration - Pergo Family, S-P-00007. Trelle-borg: Perstorp Flooring AB

Pesonen, H-L., Ekvall, T., Fleischer, G., Huppes, G. Jahn, C., Zbigniew, S. K., Rebitzer, G. Sonnmann, G. W. Tintinelli, A. Weidema, B & Wenzel, H. (2000): Framework for Scenario Development in LCA. International Journal of LCA. Vol. 5(1), pp. 21-30

PLS (2000): Forbrugernes motiver under lup. (www.pls.dk d. 22/11-2000)

Plum, K. (2000): E-mail fra Klaus Plum fra FAI - Foreningen af auto- og industrilakerere d. 31/5

Poll, C. (2000): Mail fra Christian Poll, Miljøstyrelsen, d. 21/8-2000

Pommer, K. & Wesnæs, M. (1995): Miljømæssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke - Hovedrapport. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 62. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Pommer, K., Wesnæs, M. & Madsen, C. (1995a): Miljømæssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke - Delrapport 1: Genpåfyldelige glasflasker. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 70. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Pommer, K., Wesnæs, M. & Madsen, C. (1995b): Miljømæssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke - Delrapport 2: Engangsflasker af glas. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 71. Mil-jø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Pommer, K., Wesnæs, M. & Madsen, C. (1995c): Miljømæssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke - Delrapport 3: Aluminiumsdåser. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 72. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

Pommer, K., Wesnæs, M. & Madsen, C. (1995d): Miljømæssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke - Delrapport 5: Genpåfyldelige PET-flasker. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 74. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen


Side 94 Referencer

Pommer, K., Wesnæs, M. & Madsen, C. (1995e): Miljømæssig kortlægning af emballager til øl og læskedrikke - Delrapport 6: Engangsflasker af PET. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 75. Mil-jø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

PSR 1999:7. Certiferad miljövavudeklaration - Busstrafik. Stockholm: Svenska busssbranschens riksförbund. (www. sms-standard.se/epd/psr.htm)

PSR 2000:1. Produkt specific rules for household refrigeration appliances. (www. sms-standard.se/epd/psr.htm)

PSR 2000:2. Product Specific Requirements for Rotating Electrical Machines. (www. sms-standard.se/epd/psr.htm)

Rasmussen, S., Pedersen, L. L., Møller, S. & Mikkelsen, L. H. (1998): Substitution af PVS i plastik-kort. Miljøprojekt nr. 430. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen (www.mst.dk)

Ricoh Co., LTD (2000): Environmental Product Declaration - imagio MF6550 digital copier main unit, S-EP-00004. Tokyo: Ricoh Co. LTD

Samstag, T. (2000): Nimbus: En intresseförklaring för miljömärkning. Newsletter. Vol. 3. pp. 8-9.

Sternest, T. (2000): Samtale med Tina Sternest, Dansk Industri, d. 15/12-2000

Stranddorf, H. (1999): Reflektioner over en temadag om miljøvaredeklaration. Søborg: dk-TEKNIK - ENERGI & MILJØ (www.dk-teknik.dk/nyheder/temadag.pdf)

UMIP-databasen version beta 2.12 (2000)

Weidema, B. (1998): New developments in the methodology for life cycle assessment. Lyngby: DTU (www.ipt.dtu.dk/~bow)

Weidema, B. (1999a). Forbedrede metoder til systemafgrænsning i livscyklusvurderinger. Kgs. Lyngby: DTU (www.ipt.dtu.dk/~bow)

Weidema, B. (1999b). A Reply to the Aluminium Industri: Each Market Has Its Own Marginal. Inter-national Journal of LCA. Vol. 4(6), pp. 309-310

Weidema, B. (2000a): Automatiseret indkøb - enden for miljømærker som vi kender dem? Referat af møde afholdt i 2.0 d. 26/10-2000 (www.lca.dk d. 20/11-00)

Weidema (2000b): E-postsamling af korrespondance mellem J. Frydendal, B. Weidema m.fl.

Weidema, B. (2000c): LCA Developments for Promoting Sustainability. Kgs. Lyngby: DTU (www.ipt.dtu.dk/~bow)

Weidema, B. (2000d): Increasing Credibility of LCA. International Journal of LCA. Vol.5(2)

Weidema, B. Nielsen, A-M., Caspersen, N., Øllgaard, H. & Petersen, E. H. (2000): LCA-metodeforbedring/metodeudvikling og konsensusskabelse. Delprojekt 2: Systemafgrænsning. Udkast af 10/1. Kgs. Lyngby: DTU

Weidema, B., Frees, N. & Nielsen, A.-M. (1999). Marginal Production Technologies for Life Cycle In-ventories. International Journal of LCA. Vol. 4(1), pp. 48-56

Wenzel, H., Hauschild, M. & Alting, L. (1996): Miljøvurdering af produkter. Viborg: Nørhaven A/S

Wenzel, H., Hauschild, M. & Alting, L. (1997): Environmental Assessment of Products, volume 1, Methology, tools and case studies in product development. London: Chapman & Hall

WTO (1997): Eco-labelling. (www.wto.org/wto/environ/eco.htm)

www.alu-info.dk

www.buwal.ch

www.indian-chemicals.com

www.poolproducts.com

Documents

Retningslinier for livscyklusvurderinger og ...etd.dtu.dk/thesis/275800/Hovedrapporten_prn.pdf · tak til Jens Legarth for hans engagement i projektet. En tak til Michael Hauschild