Miljøvurdering af mælkeemballage - Centre for Environmental Studies

Miljøvurdering af mælkeemballage
Hvilken mælkeemballage er bedst
Allan Sørensen, Stud.scient./Biologi
Rikke Bernth Nielsen, Stud.scient./Biologi
Hanne Kruse Olsen, Cand.agro./Landskabsforvaltning
Vejleder: Lars Bracht Andersen, Cand.jur.

AFD. FOR MILJØSTUDIER
AARHUS UNIVERSITET
FINLANDSGADE 12-14 8200
ÅRHUS N
Environmentalstudies@au.dk
www.environmentalstudies.au.dk
CENTRE FOR
ENVIRONMENTAL STUDIES
UNIVERSITY OF AARHUS
FINLANDSGADE 12-14
DK-8200 AARHUS N
DENMARK
Phone: +45 8942 4424
Fax: +45 8942 4426
Eksamensopgave - Tværfaglige Miljøstudier
Kursusperiode: Efterår 2002
Forfatternavne, årskort nr. og faglig baggrund:
1. Navn: Hanne Kruse Olsen
Årskort nr.: 20020381
Faglig baggrund:
Cand.agro./Landskabsforvaltning
2. Navn: Allan Sørensen
Årskort nr.: 19973699
Faglig baggrund:
Stud.scient./Biologi
3. Navn: Rikke Bernth Nielsen
Årskort nr.: 19982509
Faglig baggrund:
Stud.scient./Biologi
Opgavens Titel: Miljøvurdering af mælkeemballage
Vejleder: Lars Bracht Andersen
Udgiver: Afdeling for Miljøstudier, januar 2003
Tryk: Reprocenteret, Det Naturvidenskabelige Fakultet, Aarhus Universitet
Antal: 50
ISBN: 87-7785-144-7

Forord
Den foreliggende opgave er udarbejdet på baggrund af den afsluttende eksamen
på Tværfaglige Miljøstudier.
Formålet med opgaven er at sætte fokus på mælkeemballagen, og særligt i
hvilket omfang den udgør en belastning på miljøet. Mælkeemballagen
begrænses til at omhandle fire typer mælkebeholder: plastdunke, plastposer,
glasflasker og kartonbeholder. En miljøvurdering af mælkebeholderne vil i det
omfang, det er muligt, ske på baggrund af livscyklusvurderinger (LCA).
Miljøspørgsmål i relation til mælkeemballage vil også blive behandlet i forhold
til lovgivning, miljømærkning, forbrugerrespons samt virksomhedsrespons.
Opgaven henvender sig specielt til vores medstuderende på Tværfaglige
Miljøstudier, men andre med interesse for emballageproblematikken vil også
kunne finde opgaven vedkommende.
En særlig tak skal her viderebringes til vores vejleder Lars Bracht Andersen for
gode råd og vejledning ved udarbejdelsen af opgaven. En tak skal også rettes
mod følgende virksomheder og organisationer: Tetra Pak, Elo Pak, Arla Foods,
Miljømærke-sekretariatet og Miljøstyrelsen, som alle har bistået med relevante
oplysninger og litteratur indenfor emnet.

Indholdsfortegnelse
Side
1 Indledning 1
1.1 Introduktion ...........................................................2
1.2 Problemformulering...............................................4
1.3 Emneafgrænsning ..................................................4
1.4 Kapiteloversigt.......................................................6
2 Emballageproblematikken 8
2.1 Emballageforbrug .................................................8
2.2 Mælkeemballages historie i Danmark..................10
2.3 Mælkeemballageforbruget i Danmark .................11
2.4 Sammenfatning ....................................................13
3 EU og dansk politik på affalds- og emballageområdet 14
3.1 Integreret produktpolitik i EU-regi ......................14
3.2 EU politik på affalds- og emballageområdet .......15
3.3 Dansk politik på affalds- og emballageområdet ..19
3.4 Sammenfatning ....................................................23
4 Livscyklusvurdering 26
4.1 Livscyklusvurdering (LCA).................................26
4.2 Virksomhedernes erfaringer med LCA................29
4.3 Sammenfatning ....................................................30

5 Miljøvurderinger af mælkeemballage 31
5.1 Mælkekartoner.....................................................31
5.2 Mælkeplastdunke.................................................37
5.3 Sammenligning af kartoner og plastdunke...........41
5.4 Mælkeglasflasker.................................................44
5.5 Mælkeplastposer ..................................................50
5.6 Sammenfatning ....................................................53
6 Forbruger- og virksomhedsrespons 55
6.1 Miljømærkning ....................................................55
6.2 Den politiske forbruger........................................58
6.3 Virksomhedsrespons............................................61
6.4 Sammenfatning ....................................................63
7 Diskussion og perspektivering 64
8 Konklusion 71
9 Tanker 73
Litteraturliste 76
Ordliste 82
Bilag 84

1 Indledning
1.1 Introduktion
Det danske marked for mælk har i gennem mange år været domineret af relativt
få, men store mejerier. De seneste år er der sket yderligere fusioner, sidst da det
danske MD Foods og det svenske Arla indgik fusion i 2000, og det dannede
Arla Foods blev dermed et af Europas største mejerier (Arla Foods 2000).
Foruden Arla Foods findes en række mindre hovedsageligt økologiske mejerier i
Danmark, som ikke har nogen stor markedsandel. Der hersker således nærmest
monopolforhold på det danske mælkemarked. Arla Foods får produceret sit
mælkeemballage af Tetra Pak og Elo Pak, og det er dermed Arla Foods, der
stiller kravene til disse emballageproducenter (pers. komm. Tetra Pak-medarbejder
2002).
Mælk har som et vigtig fødemiddel en relativ stor omsætning. I Danmark sælges
den producerede flydende mælk i form af sød-, let-, kærne-, mini- og skummetmælk.
I gennemsnit forbruger hver dansker næsten 100 L mælk (sød-, let- og
skummetmælk) i løbet af et år (Mejeriforeningen 2002). Mælken sælges i få
forskellige emballagetyper på det danske marked, nemlig i kartoner, plastdunke
og i mindre omfang i plastflasker (Arla-Mini) og som skolemælk. Desuden
sælges mælk til storkøkkener og institutioner i plastposer á 25 L og i mindre
omfang ved stalddørssalg – mælk solgt på denne måde indgår ikke i de 100 L pr.
dansker. De forskellige typer af mælkeemballage øver forventeligt forskellig
miljøpåvirkning under fremstilling, distribution og affaldshåndteringen i form af
f.eks. genbrug eller afbrænding.
2

Håndteringen af mælkeemballage fra fremstillingen, og indtil det ender som
affald, er som for andre emballagetyper underlagt EU og nationale love og
bestemmelser. Disse sætter bl.a. mål for fremstillingsprocessen og brug af
råstoffer, fastlægger afgifter på emballagetyper og udformer krav til den lokale
affaldshåndtering. I erkendelsen af at en mere holistisk synsvinkel på miljøproblemer
er nødvendig, er man i den seneste tid begyndt at fokusere på et
produkts samlede miljøbelastning, og udfra dette kan fastsættes miljømæssige
(grønne) afgifter på produkter.
En holistisk måde at fastsætte et produkts miljømæssige påvirkning er via
livscyklusvurderinger (eng. life cycle assessment, LCA). Denne vurderingsmetode
bygger på en mere eller mindre standardiseret proces, hvor forskellige
miljømæssige parametre indgår og fastsættes på alle led fra fremstillingen med
brug af råstoffer til affaldshåndteringen. En mulig måde at udbrede kendskabet
til forskellige produkters miljøpåvirkninger er ved at lave mærkningsordninger
(f.eks. Svanen og EU-Blomsten) ud fra miljømæssige kriterier.
Det er i sidste ende i høj grad forbrugerne, der indenfor de politiske rammer
bestemmer handelsmarkedet for f.eks. mælk, og ligeledes hvilken emballagetyper
de ønsker mælken i. Forbrugerne er dog påvirkelige i deres valg f.eks. ved
kendskab til produkters miljøpåvirkninger. Den politiske forbruger er den, der
under indkøb vælger f.eks. efter produkternes miljøpåvirkninger med baggrund i
mærkningsordninger. Den politiske forbruger påvirker således virksomhederne i
en bestemt retning.
3

1.2 Problemformulering
Flydende mælk er et vigtig fødemiddel, og det store mælkeforbrug kræver
således relativt store mængder emballage. Mælkeemballagen øver derfor ved
fremstilling, transport, distribution og affaldshåndtering en vis miljøpåvirkning,
der afhænger af emballagetypen. Ud fra overvejelserne gjort i problemanalysen
vil følgende blive belyst i opgaven:
1) Hvor store mængder af det danske affald stammer fra mælkeemballage
2) Hvilke officielle mål har man for håndteringen af emballage i EU og
Danmark
3) Hvad er miljøbelastningen ved brug af forskellige emballagetyper som
karton, plastikdunke, glasflasker og plastikposer
4) Hvad er forbrugernes ønsker, hvad afgør deres valg ved varekøb, og hvordan
indgår miljømærkning i dette valg Og hvordan reagerer virksomheden på den
politiske forbruger
5) Og endelig: hvad er den fremtidige mælkeemballagetype
1.3 Emneafgrænsning
Når man taler om emballage til fødevarer, kan man indtage en generel og en
specifik varerelateret indgangsvinkel. Vi har i opgaven valgt at inddrage begge
vinkler – vi ser generelt på emballageproblematikken vedrørende f.eks.
affaldshåndtering, grønne afgifter, miljømærkning og den politiske forbruger.
Opgaven koncentrerer sig specifikt om casen mælkeemballager, for hvilke
miljøvurderingerne så vidt muligt baseres på livscyklusvurderinger. Den
generelle indgangsvinkel er medtaget, da nogle af disse i fremtiden kan blive
aktuelle for mælkeemballage.
4

Denne opgave har det danske marked og de danske forbrugere som udgangspunkt,
men med perspektivering til f.eks. andre landes ordninger og affaldshåndtering
vedrørende mælkeemballage samt undersøgelser gjort i andre lande.
Miljøpåvirkninger fra fremstillingen af emballage til det ender som affald er
medtaget for at kunne vurdere emballagetyperne indbyrdes - dog indgår
transportemballage ikke, da det ikke har været muligt at finde miljøvurderinger
for dette led. Opgaven tager desuden udgangspunkt i mælkeemballage og derfor
indgår primærledet for selve mælkeproduktionen nemlig på gårde med
malkekvæg ikke før i kapitel 9.
Da det danske marked er præget af Arla Foods som absolut hovedproducent, er
opgaven baseret på produkter, der er fremstillet af denne virksomhed. De mindre
mejerier med en evt. mere lokal og muligvis mindre miljøbelastende distribution
er ikke medtaget. Opgaven er desuden koncentreret om flydende mælk/
konsummæk (sød-, let-, kærne-, mini- og skummetmælk), mens forarbejdede
produkter som syrnede mælkeformer (f.eks. tykmælk, ymer og A-38) samt
produkter som ost og smør indgår ikke. Mælk solgt i 25 L plastposer handles
ikke til private husstande og indgår ikke i opgaven, ligesom mælk solgt ved
stalddørssalg er udeladt. Den nye Arla-Mini er endvidere kun kort behandlet, da
markedet for dette produkt ikke er særligt omfattende.
Emnet mælkeemballages miljøpåvirkninger er behandlet tværfaglig. Således er
medtaget politiske, juridiske, miljømæssige og generelle samfundsmæssige
aspekter i opgaven, og ligeledes hvordan forbrugerens og virksomhedens etik
påvirker købemønstret. Modsat er økonomiske - såvel samfunds- som miljøøkonomiske
aspekter kun perifert berørt.
5

1.4 Kapiteloversigt
Kapitel 2: Emballageproblematikken
I Danmark forbrændes den brugte mælkeemballage, og der sker ikke genbrug.
Dette kapitel er medtaget for at belyse omfanget af disse mængder, og i en
historisk oversigt gives indblik i de former for mælkeemballage, der har været
anvendt i Danmark gennem de seneste godt 100 år.
Kapitel 3: EU og dansk politik på affalds- og emballageområdet
Den nationale danske lovgivning omkring emballage skal følge EU's bestemmelser
og retningslinier. I dette kapitel behandles nogle af de vigtigste bestemmelser
og politiske mål på EU og nationalt niveau, der har indflydelse på det
nutidige og fremtidige marked for mælkeemballage og affaldshåndteringen.
Kapitel 4: Livscyklusvurdering
Livscyklusvurdering (LCA) er en måde, hvormed man kan vurdere og
sammenligne forskellige produkters miljøpåvirkninger. I dette kapitel gennemgås
de grundliggende principper for LCA, og hvilken erfaring danske virksomheder
har med denne metode til produkters miljøvurdering.
Kapitel 5: Miljøvurderinger af mælkeemballage
Med udgangspunkt i forskellige nutidige og evt. potentielle fremtidige mælkeemballage
gives miljøvurderinger for de forskellige typer, og emballagetyperne
sammenlignes. Dette gøres bl.a. ved hjælp af LCA, hvor dette har været muligt.
6

Kapitel 6: Forbruger- og virksomhedsrespons
På det danske marked findes allerede forskellige former for mærkningsordninger,
der bygger på miljøvurderinger af produktet, dog ikke for levnedsmiddelprodukter.
Forbrugeren kan anvende mærkningsordninger i valget af
varer. Den politiske forbruger vælger netop varer for at vise sit standpunkt i
forhold til f.eks. produkters miljøpåvirkning og påvirker dermed virksomhederne
til at indtage en mere miljøvenlig profil.
Kapitel 7 indeholder diskussion og perspektivering. I dette kapitel gives et bud
på krav til den fremtidige mælkeemballage.
Kapitel 8 findes konklusionen på spørgsmålene i problemformuleringen.
Kapitel 9 er nævnt tanker gjort undervejs i projektskrivningen.
7

2. Emballageproblematikken
2.1 Emballageforbrug
Siden 1994 er der hvert år gennemført en kortlægning af den danske emballageforsyning,
og som det ses af tabel 2.1.1, er emballagemængden steget gennem
hele perioden. De seneste år er der dog kun sket en svag stigning. I forhold til
1999 er emballageforsyningen frem til 2000 steget med 10.000 tons, hvilket er
lig med 1% stigning (Jakobsen 2002). Men hvis emballageforsyningen sættes i
relation med den økonomiske aktivitet i samfundet, viser beregninger, at der i
2000 anvendtes en mindre emballagemængde pr. krones aktivitet end i 1999
(Miljøstyrelsen 2002).
Tabel 2.1.1: Den samlede emballageforsyning i årene 1994-2000 i 1000 tons fordelt på
seks overordnede materialegrupper (Jakobsen 2002).
Materialer 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000
Pap og papir 396 409 412 463 435 469 475
Glas 138 176 185 202 176 188 168
Plast 111 136 133 163 158 153 157
Metal 41 54 50 48 44 32 52
Tekstil 2 3 3 4 4 4 3
Træ 79 117 83 78 132 151 152
I alt 767 895 866 958 949 997 1.007
Emballageaffald i Danmark udgør 8% af den totale danske affaldsmængde på
ca. 13 millioner tons. Den samlede danske emballageforsyning var 1.006.828
tons i år 2000, hvilket svarer til 186 kg emballage pr. indbygger pr. år
(Miljøstyrelsen 2002). Den samlede danske emballageforsyning for år 2000 er
angivet i bilag 1. Emballagen opdeles typisk i seks overordnede materialegrupper;
Pap og papir, glas, plast, metal, tekstil og træ (tabel 2.1.1). Pap og papir
8

er den største emballagegruppe og udgør 47% af den samlede mængde. Mængden
af træ, glas og plast er næsten lige store og udgør tilsammen 47% (figur
2.1.1).
0,3%
5%
16%
15%
17%
47%
Pap og papir
Glas
Plast
Metal
Tekstil
Træ
Figur 2.1.1: Den samlede emballageforsyning i 2000 fordelt på materialegrupper.
Angivet som procent af den totale emballagemængde (Jakobsen 2002).
Emballagen kan opdeles i salgs- og transportemballage. Sidstnævnte emballage
bruges under transporten og ender kun i få tilfælde ude hos den private
forbruger. Transportemballage står for 57% af emballageaffaldet og er som
nævnt i indledningen medtaget i denne opgave. Salgsemballagen er den type
emballage, som ender hos forbrugeren og udgør 43% af emballageaffaldet,
hvilket i år 2000 svarede til 430.000 tons affald (Jakobsen 2002).
Tabel 2.1.2: Emballageforsyningen fra 2000 fordelt på salgs- og transportemballage og
på de seks overordnede materialegrupper (Jakobsen 2002).
Salgsemballage Transportemballage
Materialer Tons Tons
Pap og papir 138.924 336.386
Glas 167.586 2
Plast 76.307 80.907
Metal 46.346 5.8
Tekstil 0 3.143
Træ 1.013 150.414
I alt 430.176 576.652
9

2.2 Mælkeemballages historie i Danmark
I 1880’erne begyndte mejerierne i København at sælge mælk i klare glasflasker
samt i løs vægt. I 1959 blev den brune glasflaske indført for at beskytte mælket
mod sollys. Disse glasflasker var baseret på et retursystem, som bl.a. krævede
meget plads på mejerierne. Mælk i folielaminerede plastposer blev første gang
brugt i 1965, men blev dog aldrig nogen succes og forsvandt igen i 1975. For
forbrugeren var poserne upraktiske og gik let i stykker, selvom der fandtes en
holder af plastik til poserne, så mælken bedre kunne skænkes (Arla Foods 2002).
I 1971 blev mælkehandlen liberaliseret, hvilket medførte, at forbrugerne nu
kunne købe mælk andre steder end i ismejerier som f.eks. i supermarkeder og
hos købmænd. Glasflaskerne forsvandt gradvist, da mælk i kartoner kom på
markedet, og i løbet af kort tid blev stort set alt mælk solgt i kartoner af typen
gavl-top-papkarton (Arla Foods 2002). Mælkekartoner består af flerlagskarton
beklædt med low density polyethylen (LDPE) og kaldes samlet for laminat-pap.
En mælkekarton består af 25,0 gram karton (89%), 3,5 gram LDPE (11%), samt
0,076 gram farver, dvs. i alt vejer en 1 liters mælkekarton 28,6 gram (Wesnæs
1996; Jakobsen 2002). I dag findes der i Danmark to store leverandører af
kartoner til mælkeemballage; Tetra Pak og Elo Pak.
I midten af 1990’erne begyndte man at sælge mælk i 2 liters plastdunke (Arla
Foods 2002). Plastdunkene er lavet af high density polyethylen (HDPE) og da
der ingen plastproduktion finder sted i Danmark, importeres plastgranulat fra
udlandet (Wesnæs 1996). Hos emballageproducenten bliver plastgranulatet
bearbejdet til plastemballage. Gennem sprøjtestøbning af låg og blæsning af
dunke dannes mælkedunke (Jakobsen 2002). En 2 liters mælkedunk består af 40
gram HDPE (87%) og 3,5 gram HDPE (8%) til kapsel samt 2,41 gram bleget
10

papir (5%) til etiket. En 2 liters mælkedunk vejer i alt 45,91 gram (Wesnæs
1996). I Danmark laves mælkedunkene af producenten Elo Pak (pers. komm.
Zoukatas 2002).
2.3 Mælkeemballageforbruget i Danmark
I 2000 var forbruget af sød-, let- og skummetmælk på 97,3 liter pr. indbygger
(Mejeriforeningen 2002). Dette tal gælder for mælk solgt i kartoner og plastdunke
med volumen på max. 2 L (pers. komm. Winter 2003). I Danmark er der
5,3 mio. indbyggere, hvilket giver et samlet mælkeforbrug på 515,69 mio. liter
pr. år.
Plastdunkene har indtaget væsentlige markedsandele. Allerede i løbet af første
halvdel af 1995 erobrede plastdunkene 10% af det totale danske marked for sødog
letmælk (Wesnæs 1996). Det har ikke været muligt at få tal for markedsandelen
af plastdunke fra efter 1995, så vi antager, at fordelingen mellem karton
og plast stadig er henholdsvis 90% og 10%.
Plastdunke (2 liter) :
10 % af det samlede mælkeforbrug
10 % * 515,69 mio. liter pr. år = 51.569.000 liter mælk på
plastdunke. Hver plastdunk indeholder 2 liter dvs.
51.569.000 liter mælk pr. år / 2 liter = 25.784.500 plastdunke pr. år
11

Mælkekartoner (1 liter) :
90 % af det samlede mælkeforbrug
90 % * 515,69 mio. liter pr. år = 464.121.000 liter mælk på
mælkekartoner.
Hver mælkekarton indeholder 1 liter dvs.
464.121.000 mælkekartoner pr. år
Andelen af mælkeemballagen i forhold til den samlede emballageproduktion
kan udregnes ved:
Plastdunke (2 liter) :
Vejer i alt 45,91 gram = 0,04591 kg
25.784.500 plastdunke pr. år * 0,04591 kg = 1.183.766 kg
plastdunke pr. år
Mælkekartoner (1 liter) :
Vejer i alt 28,6 gram = 0,0286 kg
464.121.000 mælkekartoner pr. år * 0,0286 kg = 13.273.860 kg
mælkekartoner pr. år
Samlede mælkeemballage i kg :
1.183.766 kg plastdunke + 13.273.860 kg mælkekartoner =
14.457.626 kg mælkeemballage pr. år
Samlede mælkeemballage forbrug pr. år pr. indbygger :
14.457.626 kg mælkeemballage pr. år / 5,3 mio. indbyggere = 2,72
kg mælkeemballage pr. år pr. indbyggere
12

Hvis dette sættes i forhold til, at vi bruger 186 kg emballage pr. indbyggere pr.
år, så udgør mælkeemballage 1,47% af den enkelte forbrugers årlige totale
emballageforbrug. Bag ovenstående udregninger ligger mange usikkerheder.
Bl.a. er der ikke taget højde for emballage fra ½ L og ¼ L mælkekartoner, hvor
der er et relativt højere materialeforbrug i forhold til mælkemængden. Vi
antager, at der ikke er nogle indsamlingsordninger, genvinding eller lignende for
mælkeemballageaffald i Danmark. Derfor formodes det, at 100% af
mælkeemballageaffaldet forbrændes.
2.4 Sammenfatning
8% af den totale danske affaldsmængde på ca. 13 millioner tons består af
emballageaffald. Mælkeemballagen i Danmark udgøres af 1 liters
mælkekartoner samt 2 liters mælkedunke, og hver indbyggere bruger pr. år
omkring 97 liter mælk. Mælkeemballage udgør 1,47% af det samlede emballage
forbrug pr. indbyggere pr. år. Hele mælkeemballage mængden forbrændes.
13

3. EU og dansk politik på affalds- og emballageområdet
3.1 Integreret produktpolitik i EU-regi
I EU’s sjette miljøhandlingsprogram fra 2001 er nævnt fire hovedmål for
udviklingen indenfor natur- og miljøområdet, og én af disse prioriteringer er en
bæredygtig anvendelse af naturressourcerne og affaldshåndtering. For at opnå
dette skal en integreret produktpolitik indføres. Inden for fællesskabet skal der
således udarbejdes forskellige miljøvurderingsmetoder og strategier for affaldsgenvinding
samt indføres affaldsforebyggende foranstaltninger (EU 2001a).
Integreret produktpolitik har til formål at opnå det miljømæssigt mest optimale
produkt for dermed at reducere den samlede miljøbelastning. Integreret
produktpolitik bygger på livscyklustankegangen. Der gives ikke en opskrift på
integreret produktpolitik; men det er en kombination af forskellige politiske
virkemidler og foranstaltninger udtænkt og anvendt i helheder efter den givne
situation. Desuden skal politikken medvirke til oplysning og incitamenter, der
fremmer afsætningen af grønne produkter til forbrugeren. De mindst
miljøbelastende produkter skal således være billigst i anskaffelse (EU 2001b).
At medvirke til en helhedsorienteret politik er et relativt nyt fænomen på EUniveau,
og også hvad angår nationale forhold. Tidligere har man i højere grad
identificeret problemer og ud fra disse udformet politik og reguleringstiltag.
Inden for komplekse problemstillinger som miljøproblemer, hvor de mange led i
kæden af et produkts livscyklus påvirker hinanden, og de alle bidrager til
produktets samlede miljøbelastning, kan en helhedsorienteret tankegang i
14

fremstillingen og politikken, der berører de forskellige led i kæden, medvirke til
mindre miljøbelastende produkter.
3.2 EU politik på affalds- og emballageområdet
I en forsimplet livscyklus for et emballageprodukt indgår følgende stadier:
1) fremstilling med forbrug af materialer og energi
2) transport og distribution med forbrug af energi
3) hos forbrugeren, hvor emballagen ender som affald
4) genbrug, genvinding, forbrænding eller deponering af emballagen.
Der er altså mange forskellige led, der påvirker et givet emballageprodukts
samlede miljøbelastning og dermed også de berørte politikområder. En
gennemgang af EU’s politik på alle disse områder ville blive meget omfattende.
Det er her valgt at ligge vægten på EU’s affaldspolitik samt det forholdsvis nye
politikområde emballagepolitikken.
I 1975 vedtog EF sit første affaldsdirekiv (75/442/EØF). Målene med direktivet
angives til dels at være hensynet til det indre markeds funktionsdygtighed og
dels hensynet til miljøbeskyttelse forstået som menneskelig sundhed og
beskyttelse af naturressourcer, vand, luft og jord, fauna og flora samt landskaber.
Desuden indførte man princippet om “forureneren betaler” i direktivet.
Affaldsdirektivets målsætning viser, at affald i EF regi blev betragtet både som
et miljøproblem og en handelsvare på tværs af de nationale grænser, hvilket i
dag stadigt gælder i EU. Det var dog oprindeligt først og fremmest konkurrencehensyn,
der lå til grund for en særlig miljøpolitik i fællesskabet. Affaldets
dobbeltsidighed i forhold til økonomisk værdi har også ført til definitions-
15

problemer, og affald kan derfor måske kun vanskeligt gå under samme kategori
og lovgivning. Affald kan nemlig grundliggende inddeles i:
1) Materialer, der kan genanvendes i produktionen, og som dermed har en
positiv økonomisk værdi. Dette materiale er dermed underlagt fællesskabets
konkurrenceregler og det frie marked.
2) Materialer, der ikke har nogen egenværdi, men hvor bortskaffelsen derimod
kan være omkostningsfuld, og materialet kan udgøre en negativ
samfundsmæssig værdi. Materiale under denne kategori vil kunne udgøre et
miljøproblem (Basse 1995).
De to former for affald er dog i dag stadig under samme lovgivning med de
politiske problemer og uhensigtsmæssig forvaltning, som dette medfører.
Affaldsdirektivet med sin brede målsætning var et på papiret meget ambitiøs
direktiv, som medlemslandene skulle implementere i deres nationale lovgivning.
Direktivet fra 1975 manglede dog klare mål og definitioner samt konkrete krav
til medlemslandene, og i 1991 blev det ændret ved direktiv 91/156/EØF. Det nye
direktiv har gennemgående de samme mål som affaldsdirektivet fra 1975 – en
vigtig ændring i det såkaldte affaldsrammedirektiv fra 1991 var indførelsen af et
affaldshierakiet med udgangspunkt i miljøhensyn, nærmere præciseret i EU’s
affaldsstrategi fra 1996, nemlig:
• affaldsforebyggelse – fremfor –
• genvinding af materialer – fremfor –
• anden genanvendelse – fremfor –
• endelig deponering
Målet med affaldshierarkiet er at minimere den endelige mængde affald, der er
til skade for miljøet. På baggrund af de forskellige kategoriseringer af affaldet
og værdien af affald som vare kan man som tidligere nævnt skelne mellem
16

affald, der kan nyttiggøres og affald, der skal bortskaffes. Direktivet fra 1991
definerer genanvendelse som al nyttiggørelse af affaldet herunder forbrænding
til energiformål, hvorimod genvinding er anden nyttiggørelse af affaldet foruden
forbrænding.
Emballage og emballageaffald er ikke behandlet særskilt i affaldsdirektiverne;
men området fik i 1994 sit eget direktiv (94/62/EF) om emballage og emballageaffald.
Direktivet søger bl.a. at indføre affaldshirarkiet i de nationale lovgivninger
omkring emballagehåndtering, og der er opstillet konkrete mål for medlemslandenes
genanvendelse og genvinding af emballageaffald (Miljø- og
Energiministeriet & Miljøstyrelsen 1999). Udover håndteringen af emballageaffald
bliver der i emballagedirektivet stillet krav til emballagens udformning og
indhold af tungmetaller, hvilket ligeledes har til formål at virke som miljøbeskyttelse.
Emballagedirektivet er rettet mod de enkelte medlemslande, der skal udforme
lovgivning, handlingsplaner og iværksætte aftaler f.eks. med industrien omkring
håndtering af emballageaffald. I tabel 3.2.1 er vist de opstillede mål for genanvendelse
og genvinding af emballage, som medlemslandene ifølge direktivet
skal have opnået inden juli 2001 og de opnåede resultater for EU som helhed i
1998. Som det ses i tabel 3.2.1 er de opstillede mål opnået i EU som helhed
allerede i 1998, tre år før fristen for målene. Bag disse tal gemmer sig dog store
forskelle landene imellem, forskellige affaldshåndteringsmetoder og varierende
definitioner af emballagekategorierne.
På baggrund af tallene fra 1998 kan udgangspunktet med 15% genvinding af de
konkrete emballagematerialer kritiseres for at være uambitiøst, da målet som
helhed var opfyldt allerede to år efter direktivets implementering. Medlems-
17

lande, der traditionelt ikke har fokuseret på miljøhensyn, vil ikke sættes under
pres for radikalt at ændre deres praktiske håndtering af emballageaffald ved det
lave ambitionsniveau, og lande med tradition for at tage miljøhensyn havde i de
fleste kategorier allerede opnået direktivets mål i 1998.
Tabel 3.2.1: Overordnede mål for emballageaffaldshåndteringen opfyldt i juli 2001
ifølge emballagedirektivet, de konkrete tal fra 1998 overordnet i EU samt de foreslåede
mål i ændringsforslaget (EU 2001c).
Genvinding for forskellige materialer
Genanvendelse Genvinding Papir/pap Metal Glas Plast
Målene i direktivet 50-65% 25-45% 15% 15% 15% 15%
Gns. i EU 1998 59% 50% 63% 38% 63% 17%
Nye mål for 2006 60-75% 55-70% 55% 50% 60% 20%
Ifølge emballagedirektivet fra 1994 skulle det revideres efter en femårig periode,
og i 1999 startede Kommissionen på udformningen af et nyt emballagedirektiv.
Målet med revideringen er at fastsætte nye konkrete mål for genanvendelse og
genvinding samt at præcisere indholdet i direktivet. For tiden er et forslag om
ændring af emballagedirektivet under behandling i Rådet og Parlamentet. De
foreslåede mål for genanvendelse og genvinding med opfyldelse år 2006 er
nævnt i tabel 3.2.1.
Det ses af tabellen, at målene for genanvendelse og genvinding er noget mere
ambitiøse end dem fra direktivet fra 1994, og at man i højere grad ønsker
genvinding fremfor genanvendelse ved forbrænding. Sidstnævnte prioritering
beror på både en miljømæssig og økonomisk vurdering. Ifølge forslaget skal de
fremtidige specifikke genvindingsmål fastsættes ved hjælp af livscyklusvurderinger
af de enkelte materialer samt cost-benefitanalyser (EU 2001c).
18

3.3 Dansk politik på affalds- og emballageområdet
Danmark er forpligtet til at udforme lovgivning, der opfylder kravene i EU’s
affalds- og emballagedirektiver; men på trods af dette har den danske lovgivning
en anden fokus end EU. Den danske lovgivning indenfor affalds- og emballageområdet
udgøres af bl.a. miljøbeskyttelsesloven (MBL) (LBK nr. 753 af 25.
august 2001) samt en række bekendtgørelser. Miljøhensynet er det primære i
den danske affaldshåndtering, mens konkurrencereguleringen reelt har en
forholdsvis større plads i EU lovgivningen på området. Dette skyldes bl.a., at
mens man på EU niveau har udformet politikken i de ledende organer Kommissionen,
Parlamentet og Rådet, der er tværfaglige instanser, har man i Danmark
ladet Miljøministeriet stå for udformning og forvaltning af miljøbeskyttelsesloven.
Der er dog ved at ske gradvise tilnærmelser mellem EU og de danske
regler på området, så begge hensyn på de to niveauer bliver mere ligevægtige
(Basse 1995).
Foruden de konkrete mål udformet af EU for håndteringen af emballageaffald
findes nationale målsætninger, der for visse emballagematerialer overgår EU
direktivernes mål. Disse er angivet i den tidligere regerings affaldshandlingsplan
“Affald 21”, der dækker perioden 1998-2004. I tabel 3.3.1 er angivet de
nationale og EU direktivernes mål for genanvendelse og genvinding af
emballageaffald samt den reelt opnåede %-vise udnyttelse af de forskellige
emballagematerialer i 1998. I lighed med affaldsrammedirektivets definitioner
er genanvendelse nyttiggørelse af affaldet f.eks. ved genbrug, energifremstilling
ved forbrænding og kompostering. Ved genvinding forstås genanvendelse af
affaldet foruden energifremstilling ved forbrænding.
19

Tabel 3.3.1: Mål for emballageaffaldshåndteringen ifølge emballagedirektivet og for
Affald 21-planen, de konkrete danske tal fra 1998 samt de foreslåede mål i
ændringsforslaget (Miljø- og Energiministeriet & Miljøstyrelsen 1999, EU 2001c).
Genvinding for forskellige materialer
Genanvendelse Genvinding Papir/pap Metal Glas Plast
Målene i direktivet 50-65% 25-45% 15% 15% 15% 15%
Reel opnået 1998 89% 65% 58% 40% 75% 7%
Affald 21 mål – 2001 - - 55% 15% 65% 15%
Nye mål for 2006 60-75% 55-70% 55% 50% 60% 20%
Det ses af tabellen, at Danmark i 1998 generelt opfylder EU-kravene ifølge
emballagedirektivet for 2001 og de nationalt opstillede mål ifølge Affald 21, dog
ikke for plast, hvor meget store mængder stadig forbrændes. Desværre har det
ikke været muligt at finde de konkrete tal for Danmark senere end 1998 eller
vigtigere for år 2001.
I Danmark er det ifølge miljøbeskyttelsesloven (MBL §45) en kommunal opgave
at behandle alt affaldet fra husholdninger og de fleste virksomheder og at
sørge for, at dette sker ud fra affaldshierarkiet. Kommunerne kan vælge at indgå
i et fællesskab med andre kommuner ved at danne et fælleskommunalt selskab
(MBL §47). Registrerede virksomheder betaler en affaldsafgift for at få affaldet
bortskaffet. Afgiften skal underbygge affaldshierarkiet, og således er afgiften til
deponering større end på forbrænding, mens genbrug af affald er undtaget fra
afgifter (Basse 1995, Miljø- og Energiministeriet & Miljøstyrelsen 1999).
Kommunerne kan desuden vælge at fastsætte gebyrer til private husstande for
affaldshåndteringen; men kan ligeledes undlade dette (MBL §48).
Visse af kommunernes forpligtelser i forhold til affaldshåndteringen er
konkretiseret i affaldsbekendtgørelsen (BEK nr. 619 af 27. juni 2000).
Bekendtgørelsen forpligter kommunen til at enten anvise eller indsamle affald
20

fra husholdninger og virksomheder. For bebyggelser med over 1000 indbyggere
gælder det, at kommunen er forpligtet til at indsamle dagrenovation fra husstande
samt dagrenovationslignende affald fra virksomheder. For andet affald
fra virksomheder samt fra husstande, der ikke er omfattet af en indsamlingsordning,
har kommunen en anvisningspligt til anlæg, der nyttiggør eller
bortskaffer affaldet.
Emballageaffaldet udgør ca. 8% af den samlede affaldsmængde, og det er målet
angivet i Affald 21, at dette affald i fremtiden i højere grad skal genanvendes
fremfor at forbrændes. I modsætning til andre lande er den danske håndtering af
emballageaffald ikke separeret fra anden affaldshåndtering ud fra den betragtning,
at det er miljømæssigt bedre at håndtere forskellige materialetyper
sammen fremfor en sektorinddelt affaldsindsats (Miljø- og Energiministeriet &
Miljøstyrelsen 1999). Reelt vil langt hovedparten af emballageaffald fra
husholdningerne i Danmark dermed blive forbrændt, hvilket ikke er optimalt
ifølge affaldshirarkiet.
I Tyskland findes en måske bedre løsning, da emballageaffald i modsætning til
Danmark behandles i et system særskilt fra andet affald, nemlig “Der Grüne
Punkt”-ordningen, og en meget stor del af det tyske emballage bærer mærket,
hele 99% (SMV-Portalen 2003). Producenten har ifølge tysk lovgivning
ansvaret for, at emballagen bliver indsamlet og genanvendt efter brug. ”Der
Grüne Punkt”-ordningen indebærer, at forbrugeren skal frasortere emballageaffaldet,
der bærer mærket. “Der Grüne Punkt”-systemet ejes og drives af den
private virksomhed ”Duales System Deutschland”, der sælger licenser til
firmaer, der ønsker mærket på deres produkter (Det Tysk-Danske
Handelskammer 2003). “Der Grüne Punkt” er ikke nogen garanti for et mindre
forurenede emballageprodukt – blot for en hensigtsmæssig bortskaffelse og
21

genbrug, men ordningen betyder modsat, at en meget stor del af emballageaffaldet
i Tyskland bliver genvunden: 90% af papir og pap, 83% af metaller,
86% af glas og 60% af plast. Dermed har Tyskland har de største genvindingsprocenttal
i Europa. En mindre mængde bliver derfor forbrændt og deponeret
ved den tyske håndtering af emballageaffald (EU 2001c).
Miljøbeskyttelsesloven behandler andre forhold end netop affaldshåndteringen i
forhold til emballage. I lighed med tysk lovgivning foreskriver §9a i MBL, at
ministeren skal kunne pålægge den markedsførende virksomhed af konkrete
produkter at tilbagetage bl.a. emballageaffald til genanvendelse eller til anden
håndtering. Ifølge MBL §51 kan ministeren fastsætte bestemmelser for, at
emballage i et vist omfang skal kunne genanvendes. Loven bliver understøttet
og konkretiseret i en bekendtgørelse fra 1997 (BEK nr. 298 af 30. april 1997),
hvor der fastsættes krav omkring emballages indhold af tungmetaller samt
(noget ukonkrete) krav for emballages sammensætning og muligheder for
nyttiggørelse, herunder genvinding, brændværdi og mulighed for genbrug i
henhold til de krav, der stilles i EU’s lovgivning.
Med emballageafgiftsloven fra 2001 (LBK nr. 101 af 13. februar 2001) indførte
man grønne afgifter på salgsemballager for en række produkter herunder bl.a.
spiritus, øl, kulsyreholdige læskedrikke, forskellige rensemidler, parfumer og
visse mælkeprodukter. Emballageafgiften er en grøn afgift, men tildeles kun
delvis ud fra en miljømæssige belastning – således indgår i dag materiale,
volumen og vægt i forskellig grad ved fastsættelsen af emballageafgift. Flydende
sød-, let-, skummet- og kærnemælk er undtaget fra denne afgift; mens
mini-mælk ikke er nævnt i bekendtgørelsen. Mini-mælk blev først introduceret i
februar 2001 samtidigt med, at bekendtgørelsen trådte i kraft. I praksis er
mælketypen formodentligt fritaget for afgiften, da typen er at sidestille med de
22

øvrige mælketyper. At mælkeemballage er fritaget fra afgifter skyldes
formentligt, at dette ville kunne have forskellige sundhedsmæssige bivirkninger
og økonomisk ramme børnefamilier og daginstitutioner uforholdsmæssigt hårdt,
da disse er storforbrugerne af mælk (Forbrugerstyrelsen 1998b).
Affalds- og emballageafgifter er udtryk for den generelle forøgede fokus på
miljøhensyn, og at man i højere grad vil beskatte en miljøbelastende adfærd.
Som led i en mere produktorienteret miljøindsats har Miljøstyrelsen udviklet en
række værktøjer til brug for livscyklusvurderinger. Dette skal være med til at
nedsætte den samlede miljøbelastning fra produktion, brug og bortskaffelse –
altså en helhedsorienteret indsats, hvor forbrugeren skal kunne få informationer
om forskellige produkters miljøbelastninger. Det skal i sidste ende medføre en
forbedret udvikling og øge afsætningen af grønne produkter, og desuden skal de
produkter, der medfører til den største miljøbelastning, også pålægges de største
grønne afgifter i overensstemmelse med “forureneren betaler”-princippet
(Miljøstyrelsen 1998).
3.4 Sammenfatning
Politikken på affalds- og emballageområdet har nu gennem en årrække gået mod
en større grad af helhedsorientering og større hensyntagen til miljø på såvel EU
som nationalt niveau. Helhedsorienteringen udmønter sig bl.a. i, at man ser på et
produkts vej fra produktion til det ender som affald og ikke alene fokusere på
enkeltpunkter.
Traditionelt har man i EF og senere EU fokuseret på det frie marked og handel
på tværs af nationalgrænser. Dette var også en del af baggrunden for, at man
udformede affaldsdirektivet i 1975 – nemlig affald som en værdifuld
23

handelsvare. Et andet hensyn var miljøhensynet, som også udgør en del af
direktivets målsætning. Reelt vejede hensynet til det fælles marked dog tungest.
I 1991 blev direktivet erstattet af affaldsrammedirektivet, hvor vægten blev
flyttet noget mod miljøhensyn. Dette skete bl.a. ved, at man indførte affaldshierarkiet,
nemlig hvordan landene skal prioritere deres affaldsplanlægning.
Således skal landene først og fremmest forebygge produktionen af affald,
derefter prioritere genvinding over anden genanvendelse (forbrænding), og
laveste prioritet har deponering af affald. Denne prioritering har til formål at
nedbringe mængden af miljøbelastende affald.
I Danmark er miljøbeskyttelsesloven hovedloven indenfor affaldsområdet, og
således vægter miljøhensynet langt højere end konkurrencehensynet i dansk
lovgivning. Den danske affaldshåndtering er decentraliseret, og det er således en
kommunal opgave at indsamle affald eller anvise til virksomheder, der står for
den videre håndtering. Kommunerne er forpligtet til i deres planlægning at
overholde prioriteringerne i affaldshierarkiet.
I 1994 vedtages en særskilt emballagedirektiv på EU niveau, som konkret og
aktivt bruger affaldshierarkiet. Der bliver opstillet mål for genanvendelse og
genvinding af emballageaffald nationalt og krav til emballagematerialet.
Emballagedirektivets målsætninger kan kritiseres for ikke at være tilstrækkelig
ambitiøse, og i Kommissionens forslag til en ny emballagedirektiv er målene for
genvinding betydeligt højere.
Håndteringen af emballageaffald i Danmark i 1998 overholder i store træk de
målsætninger, der er angivet i emballagedirektivet fra 1994; men nye tal fra
2001 har ikke været tilgængelige. At Danmark kan overholde EU’s krav, må i
høj grad skyldes aftaler, som myndighederne har indgået med industrien om
24

emballageaffald, da husholdningsaffaldet (dog ikke glas og papir) i langt
overvejende grad ender i forbrændingsanlæg.
En måde at forøge mængden af emballageaffald, der genvindes og ikke
forbrændes, kan findes i den tyske “Der Grüne Punkt”-ordning. Forbrugeren
frasorterer det affald, der bærer det licenskrævede mærke “Der Grüne Punkt”,
og det videresendes til genvinding og anden affaldshåndtering. Tyskland har
således opnået EU’s største genvindingsprocenter for alle affaldskategorier
(papir og pap, metaller, glas og plast).
Emballageafgifter er indført på en række emballagetyper, dog ikke på emballage
til flydende mælk. Emballageafgiften er et eksemplet på en grøn afgift, der skal
virke til adfærdsændring hos forbrugeren og dermed til forebyggelse af
produktion af affald. For at opnå den størst gavnlige effekt for miljøet skal
afgiftens størrelse fastsættes efter en samlet vurdering af produktets
miljøbelastning, f.eks. ved hjælp af livscyklusvurderinger.
25

4. Livscyklusvurdering
4.1 Livscyklusvurdering (LCA)
Livscyklusvurderinger (LCA) blev første gang brugt tilbage i 1960’erne, hvor
der dog kun blev udført en opførelse af råmaterialer og energi. I 1970’erne blev
der udført nogle mere dybdegående livscyklusvurderinger med et miljømæssigt
fokus. Der var på daværende tidspunkt et ønske om at vurdere miljøforholdene
for forskellige emballagetyper, især indenfor drikkeemballage med engangsemballage
kontra returemballage (Frees 1998). Lige siden er livscyklusvurderinger
blevet brugt i stadig højere grad. De danske miljømyndigheder
ønsker at fremme industriens brug af LCA bl.a. gennem informationskampagner
og støtte fra ”Rådet for genanvendelse og mindre forurenende teknologi” til
LCA projekter (Broberg et al. 1999; Dk-Teknik, Energi & Miljø 2002). Miljøstyrelsen
er netop nu i gang med at danne et LCA videnscenter, hvor eksperter
på LCA området skal samles til et antal årlige møder o.l. (pers. komm. Hounum
2002).
Livscyklusvurderinger er på engelsk blevet kaldt Life Cycle Analysis, der
dækker indsamling og organisering af relevante dataer, som så resulterer i en
miljømæssig opgørelse. En nyere brugt engelsk betydning af forkortelsen LCA
er Life Cycle Assessment, som foruden indsamling og organisering af data også
indeholder en miljøvurdering af alle de indsamlede data (Frees 1998).
Livscyklusvurderinger kaldes populært ”vugge-til-grav” analyser og er en
metode til at kortlægge og vurdere miljøbelastningen af et produkt i hele
26

produktets livsforløb, fra råvarerne udvindes, og frem til produktet bortskaffes
(figur 4.1.1). Herved er målet at udvikle produkter med bedre miljøegenskaber.
Figur 4.1.1: En meget forenklet oversigt over principperne ved en livscyklusvurdering
(LCA) (dk-Teknik Energi & Miljø 2002).
LCA er en meget bred vurdering, der medtager flest mulige aspekter ved et
produkt, også de aktiviteter med produktet, der sker udenfor den fremstillende
virksomhed. Det er dog meget forskelligt fra virksomhed til virksomhed, hvor
mange aspekter der medtages i en LCA. Ved hjælp af LCA kan virksomhederne
vurdere, hvor i produktets livshistorie det er bedst at gøre en indsats. Indsatsen
kan være økonomisk såvel som miljøforbedrende. LCA bruges også til
vurderinger af flere lignende produkter, hvor det bedst egnede produkt skal
findes. LCA kan både anvendes til produkter, der er på markedet og til
produkter, der endnu kun er på tegnebrættet. Det sidste er selvfølgelig at
foretrække, da man med denne fremgangsmåde kan undgå nogle miljø-, arbejds-
27

essource- og økonomiske problemer. Der er altså utrolig mange ting, der skal
overvejes og inddrages i en LCA (figur 4.1.2).
Figur 4.1.2: Oversigt over input, output og processer i et produkts livsforløb. Alle disse
inputs, outputs og processer skal kortlægges ved udførelsen af en livscyklusvurdering
(Miljøstyrelsen 2000).
Livscyklus-tankegangen er af Frees (1998) beskrevet som følgende:
”Hensynstagen til: Miljøpåvirkningen, Arbejdspåvirkningen og Ressourceforbruget
(energi og øvrige råstoffer) i samtlige faser af et produkts liv:
Råvarefase, Produktionsfase, Transportfase, Brugsfase og Bortskaffelsesfase
med det mål at nedbringe produktets miljø-, arbejds- og ressourcebelastning og
på længere sigt opnå et bæredygtigt produkt.”(afsnit 1.1).
Der findes forskellige metoder og retningslinier til LCA-arbejde såsom UMIP,
ISO, SETAC og MUP (se ordlisten). UMIP er en detaljeret LCA-metode, mens
SETAC og ISO er mindre detaljerede og kun definerer rammer, hvorimod MUP
28

er udviklet som et værktøj til materialevurdering (Broberg et al. 1999; Procter &
Gamble 2002).
4.2 Virksomhedernes erfaringer med LCA
Miljøstyrelsen lavede i 1999 en undersøgelse af virksomheders erfaringer med
livscyklusvurderinger, hvor 26 virksomheder medvirkede. De 26 virksomheder
havde alle erfaringer med udarbejdelsen af LCA og repræsenterede mange
forskellige brancher (se bilag 2). 70% af de undersøgte virksomheder har
angivet at have nogen erfaring med LCA, mens 18% mener, at de har begrænsede
LCA erfaringer. Kun 12% mener, at de har omfattende erfaringer med
LCA. Ifølge undersøgelsen er de mest motiverende faktorer for, at en virksomhed
vil udføre LCA følgende: at være på forkant med udviklingen, at opnå
miljøfordele, at få et bedre image, og endelig at der er et begyndende markedskrav
om LCA. Der har endnu ikke været et stort ydre pres for at få virksomhederne
til at lave LCA, men virksomhederne forventer selv, at der kommer et
sådant pres i fremtiden. Virksomhedernes forventninger til udførelsen af LCA er
i procentvis prioriteret rækkefølge; konkurrencefordele 58%, bedre image 54%,
ressourcebesparelser 35%, bedre forhold til myndighederne 23% og økonomiske
besparelser 19% (Broberg et al. 1999).
23 ud af de 26 virksomheder har haft inddraget en ekstern konsulent i LCAarbejdet.
Det fremgår også af undersøgelsen, at UMIP er den helt dominerende
metode. Undersøgelsen viser endvidere, at de fleste af livscyklusfaserne ofte
behandles, men at virksomhedens egen produktion ikke overraskende er mest i
fokus (Tabel 4.2.1) (Broberg et al. 1999).
29

Tabel 4.2.1: Tabellen viser hvilken livscyklusfaser, der har indgået i de gennemførte
livscyklusvurderinger (Broberg et al. 1999).
Livscyklusfaser Pct. Ja
Råstofudvinding 85
Materialefremstilling 85
Produktion 91
Brug 81
Bortskaffelse/genbrug 85
70% af virksomhederne, der har arbejdet med LCA, angiver, at arbejdet har
medført nye prioriteringer for virksomhedens miljøindsats, såsom
energiforbruget, besparelser og valg af materialer. 11 ud af de 26 virksomheder
har udnyttet LCA-arbejdet til procesændringer på egen virksomhed, mens 8
virksomheder har lavet ændringer i produktets konstruktion. 8 virksomheder har
også opnået besparelser på forbrug af materialer. Kun 3 virksomheders LCAarbejde
har medført ændringer hos deres leverandører. To tredjedele af
virksomhederne agter fremover at basere virksomhedernes produktudvikling på
LCA (Broberg et al. 1999).
4.3 Sammenfatning
En livscyklusvurdering (LCA) er en opgørelse og vurdering af de
miljøbelastninger, der er knyttet til et produkts livsforløb. Et produkts livsforløb
omfatter alt, der sker fra udvinding af råmaterialer og frem til, at produktet
bortskaffes. Formålet med LCA er at reducere de samlede miljøbelastninger
forbundet med et produkts livsforløb. Virksomhederne udarbejder også LCA i
stigende grad, og i en undersøgelse udført af Miljøstyrelsen har to tredjedele af
de spurgte virksomheder angivet, at de fremover vil anvende LCA til deres
produktudvikling.
30

5 Miljøvurderinger af mælkeemballage
I dette kapitel bliver fire forskellige mælkeemballagetyper vurderet. I miljøvurderingen
af mælkekartoner (afsnit 5.1) og plastmælkedunke (afsnit 5.2)
inddrages LCA her med særlig vægt på energiomsætningen. De to emballagetyper
sammenlignes i afsnit 5.3. Vurderingen af mælkeglasflasker (afsnit 5.4) og
mælkeplastposer (afsnit 5.5) er mere generel. Sidst i kapitel er der en sammenfatning.
Det skal bemærkes, at i beregningerne om mælkeemballages miljøpåvirkninger
er medtaget både emballage og selve mælken i de trin, hvor der er
samspil mellem emballage og mælk. Dette gælder f.eks. for processer som påfyldning
af mælk og opbevaring af mælk i butik og hos forbrugeren.
5.1. Mælkekartoner
I 1996 lavede Marianne Suhr Wesnæs for Miljøstyrelsen en LCA af
mælkekartoner (Miljøprojekt nr. 345). Her undersøges mælkekartoner af typen
gavl-top-papkartoner til en liter mælk. Der er ikke undersøgt andre volumenstørrelser
som f.eks. ½ og ¼ liters mælkekartoner. I undersøgelsen er der valgt
en funktionel enhed på 100 liter mælk, hvilket svarer til 100 stk. ét liters
mælkekartoner.
En livscyklusvurdering er et meget omfattende projekt, som der kunne skrives
en hel rapport om, hvilket jo ikke er meningen med dette projekt. Derfor vil der i
de nedenstående afsnit blive lagt særlig vægt på energiforbruget igennem
livsforløbet, mens de øvrige data fra LCA’en ikke vil blive medtaget. Dette vil
give et indblik i, hvor omfattende en LCA er. I afsnit 5.3 vil der fremgå flere
overordnede resultater fra undersøgelsen.
31

Livsforløb:
En mælkekartons liv beskrives i Miljøstyrelsens rapport fra 1996 som følgende:
”En mælkekarton begynder sit ”liv” som et træ i en skov. Efter fældning fremstilles
karton på en papirfabrik, og kartonen beklædes med plastfilm for at være
vandtæt, før den udskæres til mælkekartoner. Mælkekartonerne påfyldes og
distribueres over mellemlagre til butikkerne, hvorfra forbrugeren køber mælken.
Efter endt brug bortskaffes mælkekartonen i dagrenovationen, der forbrændes
eller deponeres.” (Wesnæs 1996, side 46). I dag bliver alt mælkeemballageaffald
dog forbrændt, og intet deponeres.
Figur 5.1: Livsforløbet for en mælkekarton (Wesnæs 1996).
32

En ét liters mælkekarton består af 25,0 gram karton, 3,5 gram low density polyetyhlen
(LDPE) til indvendig laminering samt 0,076 gram farver. Dvs. i alt vejer
en et liters mælkekarton 28,6 gram.
Råstoffer:
Råstofferne til selve kartonet kommer fra skovbrug, og under træets vækst
optager det kuldioxid, som dog igen frigives, når materialet forbrændes. Dermed
siges træ at være kuldioxid neutralt. Der forbruges dog lidt energi under plantning
og fældning af træet, som opgøres til mellem 0,28-0,4 MJ/kg karton.
Kartonen er fremstillet ud fra nyt træ, og der bruges i Danmark ikke genbrugsmaterialer
til fremstilling af mælkekartoner. Til fremstillingen af laminaten skal
der bruges LDPE granulat, som udvindes af råolie og naturgas (fossile brændstoffer).
Denne granulat dannelse opgøres i undersøgelsen ikke som et direkte
energiforbrug.
Materialefremstilling:
Under materialefremstillingen er der i vurderingen taget hensyn til mange
faktorer, såsom forbrug af energi, forbrug af ressourcer og hjælpestoffer,
emissioner til luft og til vand samt affald. Materialefremstillingens energiforbrug
ligger mellem 36,52-45,54 MJ/kg karton. Energiforbruget ved laminering samt
udskæring af et kg mælkekarton bliver for varme og el i alt 3,71 MJ.
Tapning, distribution og forbrug:
Ved tapningen bruges energi til tappemaskinen og til svejsning af kartonerne.
Til tapning af 100 liter mælk i kartoner bruges 1,35 MJ. Under påfyldningen
sker der et energiforbrug på 0,068 MJ pr. karton til nedkøling af emballagen.
I butikkerne skal der bruges energi til nedkølingen, indtil forbrugeren køber
mælken. Energiforbruget til nedkøling i butikkerne udregnes til at være 3,72
33

MJ/100 L, mens nedkølingen, der sker hjemme hos forbrugerens selv, er
beregnet til 6,81 MJ/100 L, når det antages, at forbrugeren i gennemsnit
opbevarer mælken i 4 dage. I alt bliver energiforbruget for påfyldning og
opbevaring af mælk i kartoner 11,95 MJ pr. 100 liter.
Bortskaffelse:
Forbrugeren bruger dagrenovationen til bortskaffelse af mælkekartonerne,
hvorved kartonerne transporteres til forbrændingsanlægget og forbrændes. 100
mælkekartoner giver affaldsmængderne 2,5 kg karton samt 0,35 kg LDPE. Ved
forbrænding af karton og LDPE udgives der varme, som kan udnyttes til
produktion af varme og elektricitet. Karton og LDPE har nedre brændværdier på
henholdsvis 16,7 MJ/kg og 44,7 MJ/kg, hvilket er den energiproduktion, der
forekommer ved afbrænding af henholdsvis et kilo karton og et kilo LDPE. 100
mælkekartoner vil altså give en minimumsenergiproduktion på:
(2,5 kg * 16,7 MJ/kg) + (0,35 kg * 44,7 MJ/kg) = 49,90 MJ pr. 100
mælkekartoner.
Transport:
Når transportenergiforbruget skal udregnes, er der mange ting, der skal tages
hensyn til, såsom bilens alder, by- eller landkørsel, bilens vedligeholdelse m.v.
Der er flere tidspunkter i papkartonernes liv, hvor produktet transporteres.
Råvarerne transporteres i gennemsnit 150 km fra skoven til papirfabrikken,
hvilket giver et energiforbrug på 0,87 MJ/100 L. Kartonet fra papirfabrikken
transporteres videre til emballagefabrikkerne Tetra Pak eller Elo Pak, og denne
afstand er sat til 900 km og forbruger 2,48 MJ/100 L. Ligeledes transporteres
LDPE granulat med lastbil til emballagefabrikkerne, og her er transportafstanden
også sat til 900 km, hvilket giver omkostninger på 0,35 MJ/100 L. Når
Tetra Pak eller Elo Pak har fremstillet mælkekartonerne, transporteres disse
34

videre til mejeriet. Energien til denne transport er opgjort til 0,55 MJ/100
kartoner. Fra mejeriet køres mælken enten direkte ud til butikkerne eller til
terminaler, før den distribueres til butikken. I gennemsnit transporteres mælken
26,6 km fra mejerierne til terminaler og centrallagre, hvilket giver et energiforbrug
på 5,89 MJ/100 L. Mælken transporteres derefter videre til butikkerne,
og her regnes med en gennemsnitlig transportafstand på 200 km, hvilket giver et
energiforbrug på 30,7 MJ/100 L. I butikkerne købes mælken af forbrugeren, som
enten kan være gående, cyklende eller kørende, og derfor er dette energiforbrug
svært at beregne. Men et overslag er dog beregnet ud fra flere forskellige
antagelser, og energiforbruget for transporten af mælkeemballagen er beregnet
til 0,54 MJ/100 L. Der er også transportudgifter forbundet med bortskaffelsen af
de tomme mælkekartoner, hvor den gennemsnitlige transport for dagrenovation,
er sat til 50 km, hvor der forbruges 0,16 MJ/100 L til transport.
Det samlede energiforbrug for transport af 100 liter mælk på kartoner er
41,6 MJ. Opgørelsen af ressourceforbrug, emissioner og affald fra transport
inkluderer både transporten, hvor diesel forbrændes samt fremstillingen af
diesel, lige fra udvinding af råstofferne frem til dieselen forbruges i lastbilen. I
undersøgelsen udgør benzinforbruget til personbiler kun en meget lille del af det
samlede energiforbrug til transport.
Energi:
Ved mælkekartonets fremstilling bruges fire forskellige energikilder: dansk
elektricitet, svensk elektricitet, fuelolie og diesel. Henholdsvis dansk og svensk
elektricitet bruges i de processer, der foregår i det givne land. Fuelolie bruges
under kartonproduktionen og til fremstilling af mælkekartonerne (udskæring og
svejsning). Diesel bruges i meget små mængder til skovbrug, mens langt
35

størstedelen af dieselen bruges til transporten gennem livsforløbet for mælkekartonerne
og er opgjort tidligere i vurderingen.
Tabel 5.1.1: Det direkte energi der forbruges igennem livsforløbet af 100 et liters
papkartoner til mælk. Energiforbruget er inddelt i livsfaserne for papkartoner
(Wesnæs 1996).
Udfra tabel 5.1.1 ses, at det direkte energiforbrug i løbet af livsforløbet af 100 ét
liters mælkekartoner er 167,9 MJ/100 liter, men dette skal så modregnes den
energi, der kommer fra forbrændingen af kartonerne. I dag forbrændes alt
dagrenovation, hvilket giver en forbrændingsværdi på 49,895 MJ/100
mælkekartoner (værdien er lidt højere end værdien i tabel 5.1.1, hvilket skyldes
at man førhen deponerede 20 % af dagrenovationen). Det skal bemærkes, at
fremstillingen af LDPE granulat i vurdering ikke opgøres som direkte
energiforbrug.
Miljøeffekter:
Vedrørende miljøeffekterne ved fremstilling af papkartoner henvises til kapitel
5.3, hvor papkartoner og plastdunke sammenlignes.
36

5.2 Mælkeplastdunke
Igen er Miljøstyrelsens Miljøprojekt nr. 345, der er lavet af Marianne Suhr
Wesnæs i 1996, blevet brugt til dette afsnit. Her undersøges vha. LCA to liters
plastmælkedunke lavet af high density polyethylen (HDPE). I undersøgelsen er
der valgt en funktionel enhed på 100 liter mælk, som svarer til 50 stk. to liters
mælkedunke.
Der er som i det tidligere afsnit også her lagt vægt på energiforbruget ved
fremstilling af plastdunkene.
Livsforløb:
Miljøstyrelsen beskriver en plastmælkedunks livsforløb som følgende: ”En
plastdunk til mælk begynder sit livsforløb ved udvinding af råolie og naturgas.
Råstofferne bearbejdes ved raffinering og cracking inden polyethylenen
polymeriseres til HDPE-granulat. Granulatet blæsestøbes til plastdunke,
hvorefter de påfyldes og distribueres over mellemlagre til butikkerne, hvorfra
forbrugeren køber mælken. Efter endt brug bortskaffes plastdunkene i
dagrenovationen, der forbrændes eller deponeres.”(Wesnæs 1996, side 75).
37

Figur 5.2.1: Livsforløbet for en plastdunk til mælk (Wesnæs 1996).
En to liters dunk består af 40 gram high density polyethylen (HDPE) samt 3,5
gram HDPE til kapselen og 2,41 gram bleget papir som etiket. Dvs. en to liters
mælkedunk vejer i alt 45,91 gram (Wesnæs 1996). Etiketten laves dog i dag af
plastik formentlig af typen LDPE. I det følgende regnes dog med etiketter af
papir ud fra den betragtning, at miljøpåvirkningen fra de to forskellige etiketter
er omtrent lige store og for at følge undersøgelsen fra 1996.
Råstoffer:
Det allerførste trin i en plastdunks livsforløb er udvinding af råolie og naturgas.
Herefter sker der raffinering og cracking (se ordliste) af olien, og herved
fremstilles ethylen, som gennem polymerisering bliver til polyethylen-granulat.
Denne granulatdannelse opgøres i undersøgelsen ikke som et direkte
energiforbrug.
38

Materialefremstilling:
Granulatet importeres til Danmark, hvor det blæsestøbes til plastdunke. Under
produktionen sker der et spild af HDPE, men dette spild opsamles og bruges til
fremstilling af andre plastprodukter, og det tælles derfor ikke med i denne
vurdering. Energiforbruget til formstøbning af henholdsvis et kilo plastdunke og
et kilo skruelåg kræver et energiforbrug på 3,5 MJ/kg. Etiketterne skæres ud af
papir, hvorpå der trykkes med farver. Det antages, at spildet fra udskæringen
genvindes, så der derved ikke er noget egentligt spild.
Tapning, distribution og forbrug:
På mejerierne påfyldes de tomme mælkedunke med mælk, lukkes og etiketterne
påklistres. En tappemaskine bruger 0,675 MJ pr. 100 liter påfyldt mælk. Under
påfyldningen nedkøles emballagen af den kolde mælk, hvilket medfører et
energiforbrug på 0,08 MJ/100 L. Ude i butikkerne skal mælkedunkene også
holdes nedkølet. Dette kræver igen energi i størrelsen 4,97 MJ/100 L. Ligeledes
skal der bruges energi til nedkøling af mælkedunken i forbrugerens eget
køleskab svarende til 6,81 MJ/100 L. Totalt bliver energiforbruget til påfyldning
og opbevaring af mælk i plastdunke 12,54 MJ/100 L.
Bortskaffelse:
Forbrugeren bortskaffer plastdunkene gennem dagrenovation, som transporterer
affaldet til forbrændingsanlægget, hvor plastdunkene forbrændes. 100 liter mælk
i 50 stk. to liters plastdunke giver affaldsmængder på 2,18 kg HDPE samt 0,12
kg papir. HDPE har den samme nedre brændværdi som LDPE på 44,7 MJ/kg.
For etiketterne anvendes samme nedre brændværdi (16,7 MJ/kg), som for det
kartonmaterialet, der bruges til kartonerne. Dette giver en samlet brændværdi for
afbrænding af 50 to liters plastdunke (100 liter mælk) på:
39

(2,18 kg * 44,7 MJ/kg) + (0,12 kg * 16,7 MJ/kg) = 99,45 MJ pr. 50 stk.
plastdunke.
Transport:
Transporten af plastgranulatet fastsættes til 900 km med lastbil. Når granulatet
er blæsestøbt til plastdunke, skal disse transporteres videre ud til mejerierne, og
det antages, at den gennemsnitlige afstand er 100 km. Papiret, der skal bruges
som etiketter på plastdunkene, formodes at blive transporteret den samme
afstand som karton til papkartoner, nemlig 900 km. Ud fra disse antagelser kan
et energiforbrug udregnes. Den energimængde, der bruges til transport af 50 stk.
to liters plastdunke frem til mejerierne, er 7,14 MJ. På mejerierne bliver
dunkene fyldt, og herfra køres de videre gennemsnitlig 26,6 km til terminaler og
centrallagre. Til dette bruges der 6,60 MJ/100 L mælk. Herfra køres mælkedunkene
videre ud til butikkerne, hvilket kræver 36,0 MJ/100 L. Transporten af
forbrugeren fra butikken og til hjemmet udgør et energiforbrug på 0,45 MJ/100
L. Når mælkedunkene bortskaffes via dagrenovation kræver dette også energi til
gennemsnitlig 50 km kørsel. Dette energiforbrug er beregnet til 0,13 MJ/100 L.
Det samlede energiforbrug til transport af 100 L mælk i 50 stk. to liters
mælkedunke er 50,3 MJ.
Energi:
Der anvendes de samme energikilder til fremstilling af plastdunke som til
fremstilling af papkartoner. Derfor henvises der til afsnittet om papkartoner.
40

Tabel 5.2.1: Den direkte energi der forbruges igennem livsforløbet af 50 stk. to liters
dunke til mælk. Energiforbruget er inddelt i livsfaserne for mælkedunkene (Wesnæs
1996).
Den samlede energiopgørelse for livsforløbet af plastdunke kan inddeles i livsfaser,
hvilket ses i tabel 5.2.1. I alt forbruges der 75,51 MJ gennem livsforløbet
af to liters plastdunke til 100 liter mælk, men samtidig fås også 99,45 MJ/kg ved
forbrænding af plastdunkene. Tallet for forbrænding er højere i dag end angivet i
tabel 5.2.1 da alt i dag forbrændes.
Miljøeffekter:
Vedrørende miljøeffekterne ved fremstilling af plastdunke henvises til afsnit
5.3, hvor papkartoner og plastdunke sammenlignes.
5.3 Sammenligning af kartoner og plastdunke
I dette afsnit sammenholdes papkartoners og plastdunkes bidrag til energiforbrug,
ressourceforbrug, miljøeffekter og affald ud fra Miljøstyrelsens
Miljøprojekt nr. 345 fra 1996.
41

Energiforbruget til livsforløbet af mælkekartoner til 100 L mælk er over dobbelt
så stor som for plastdunke til 100 L mælk. Forbrændingsværdien er dobbelt så
høj for plastdunke i forhold til kartoner. Det vil sige, at både energiforbruget og
forbrændingsværdien er bedre for plastdunke end for kartoner ud fra en miljømæssig
betragtning. Dette er til en vis grad misvisende, da energien til fremstilling
af plastgranulat til begge emballagetyper ikke er medtaget i opgørelsen.
Med hensyn til ressourceforbrug så forbruger fremstillingen af plastdunke til
100 liter mælk dobbelt så meget råolie og 4-5 gange så meget naturgas som til
papkartoner. Forbruget af stenkul er rimelig ens for de to mælkeemballagetyper,
men forbrændingen af plastdunkene medfører en større besparelse af stenkul til
produktion af el, end når papkartonerne forbrændes. Til fremstillingen af papkartonerne
bruges en del træ, men dette er dog en fornyelig ressource i modsætning
til de ovennævnte fossile brændstoffer. Konklusionen mht. ressourcer er
derfor, at plastdunkene forbruger større mængder af de fossile brændstoffer,
råolie og naturgas, end papkartonerne gør. Besparelsen i stenkul ved forbrænding
af plastdunkene vurderes dog ikke at opveje forbruget af råolie samt
naturgas (Wesnæs 1996).
Når man kigger på miljøeffekterne ved de to typer emballage, så viser det sig, at
plastdunkene frem til forbrænding bidrager næsten dobbelt så meget til drivhuseffekten
og fotokemisk ozon som papkartonerne. Men igen er der en besparelse i
bidraget til drivhuseffekten og fotokemisk ozon, når plastdunkene afbrændes i
forhold til papkartonerne, da plastdunke har en større brændværdi. Så når disse
faktorer lægges sammen, er der ikke nogen klar forskel mellem de to emballagetyper
for drivhuseffekten og fotokemisk ozon. Ligeledes bidrager plastdunkene
lidt mere til forsuring og næringssaltsbelastningen, men igen opvejes dette af
42

den besparelse, der kommer ved forbrændingen af plastdunkene i forhold til
papkartoner (Wesnæs 1996).
Der er ikke blevet påvist nogen forskel mellem plastdunke og papkartoner i
forhold til humantoksicitet i luften. Der er heller ikke fundet stoffer med
økotoksiske effekter eller humantoksiske effekter via vand og jord i emballagesystemerne.
Konklusionen er, at der i undersøgelsen ikke er fundet nogen
afgørende forskel i miljøeffekterne fra plastdunke og papkartoner, men dette er
et område, der kræver grundigere undersøgelser.
Hvad angår affald fra fremstillingen af mælkeemballagen, så bidrager de to
typer lige meget til volumenaffald samt slagger og aske, men igen er besparelsesmulighederne
ved afbrænding af plastdunke lidt større end for afbrænding af
papkartoner. Denne forskel er dog ikke større, end det på baggrund af usikkerhederne
ikke klart kan konkluderes, at plastdunkene samlet bidrager mindst.
Plastdunkene giver dog omkring dobbelt så meget farligt affald, men denne
mængde er stadig meget lille. Derimod giver papkarton fremstillingen væsentlig
mere radioaktivt affald end plastdunkene. Dette skyldes, at en del af papproduktionen
sker i Sverige, hvor elproduktionen til dels er baseret på kernekraft.
Der er altså ikke nogle forskelle mellem plastdunke og papkartoner mht.
volumenaffald, slagger og aske, men kartonerne bidrager væsentligt mere til
radioaktivt affald (Wesnæs 1996).
Det vil sige, at den overordnede konklusion er, at der i undersøgelsen lavet af
Wesnæs i 1996 ikke er fundet forhold, hvor de to emballagetyper adskiller sig
væsentligt fra hinanden m.h.t. ressourceforbrug, miljøeffekter og affald. Energiforbruget
og forbrændingsværdien er miljømæssigt bedre for plastdunke end for
43

papkartoner. Dog er der en stor fejlkilde ved udeladelse af energiforbrug i fremstilling
af plastgranulat.
5.4 Mælkeglasflasker
Selv om mælkeglasflasker stadig benyttes flere steder i verden – f.eks. England,
Canada og USA – er litteraturen, der beskæftiger sig med LCA i forbindelse
med mælkeglasflasker uhyre sparsomme. Den mangelfulde litteratur på området
betyder, at det ikke er muligt at lave en sammenligning mellem glasflasker til
mælk og de tre andre mælkebeholder udfra en komplet livscyklusvurdering.
For Miljøstyrelsen er der blevet udarbejdet en rapport, hvor LCA benyttes i
forbindelse med 25 cl. glasflasker til sodavand. Disse flasker er farveløse, som
glasflasker til mælk kan være og kan også indgå i et retursystem (Widheden et
al. 1998). LCA’en for sodavandsflasker er det tætteste på en LCA for mælkeflasker
fremkommet under litteratursøgningen. Når rapporten alligevel ikke
medtages i denne opgave skyldes det, at de benyttede LCA kriterier for hhv.
sodavandsflaskerne og plast/karton, er så forskellige, at de fremstillede LCA
resultater for hver emballagetype ikke er sammenlignelige. Eksempelvis medtages
en større del af sekundær emballering (f.eks. træpaller) i LCA for sodavandsflasker
i forhold til LCA for plastdunke og mælkekartoner. Men også
funktionsenheden er forskellig. I livscyklusvurderingen for sodavandsflasker er
volumenmængden sat til 1000 L mod 100 L i livscyklusvurderingen for kartonog
plastbeholdere.
Når litteraturen om LCA for mælkeflasker er svært tilgængelig, så skyldes det
formentlig, at mange lande ikke har benyttet mælkeflasker af glas i mange år
(disse overvejelser gælder i øvrigt for mælkeplastposer, se næste afsnit). F.eks.
44

har de ikke været anvendt i Danmark og Sverige de seneste 30 år (Arla Foods
2002). Og i mange af de lande, hvor mælkeflasker stadig benyttes, overtages
denne emballageform i stigende grad af karton- og plastbeholdere. Beretninger
fra den globale mælkeindustrien vidner dog om, at mange forbrugere (især
økologiske) - fra f.eks. England, Canada og USA - stadig ønsker at få leveret
mælk i glasflasker. Begrundelsen for dette ønske forklares med, at mælk på
flasker menes at smage bedre, og at den syner friskere. Mange forbrugere er
også af den opfattelse, at modsat plastik og karton så ændrer glas ikke ved
mælkens sande smag. Ønsket om at få mælk på glasflasker samt det, at den
leveres ved kundens dørtrappe (doorstep delivery) synes også at kunne begrundes
som ren nostalgi især hos ældre forbrugere.
Udover nostalgien og den større smagsoplevelse ved at få mælk på glasflasker,
mener mange forbrugere også, at glasflaskerne er mere miljøvenlige end de
andre mælkeemballager på marked. At glasflaskerne kan bruges igen og igen, er
noget, som virker tiltalende på mange forbrugere (Ainsworth 1999).
Men i forhold til miljøvenlighed, hvordan placerer glasflaskerne sig egentlig ud
fra en sammenligning med andre mælkeemballagetyper Undersøgelser viser, at
antallet af gange en glasflaske kan genbruges, spiller en afgørende rolle mht.
glasflaskers miljøvenlighed. Hvor solid en flaske er, er derfor en væsentlig egenskab
for glasflasker, der skal bruges flere gange. Data viser, at den gennemsnitlige
genbrugsrate for mælkeglasflasker ligger på mellem 20 og 30 gange – en
genbrugsrate, der næppe er sandsynlig i Danmark. Stanpac, Inc., et canadisk
firma, der producerer glasflasker til mælk, oplyser, at flaskernes genbrugsrate
afhænger af, hvordan flaskerne distribueres. Distribueres flaskerne via store
supermarkeds kæder ligger genbrugsraten under 10 gange, mens hjemme-
45

leverede mælkeflasker kan genbruges helt op til 50 gange, inden de kasseres
(Keoleian & Spitzley 1997).
For at give et indblik i, hvorledes genbrugsraten har betydning for glasflaskernes
miljøvenlighed og glasflaskens miljøvenlighed i forhold til andre mælkeemballager,
introduceres følgende en artikel af Keoleian & Spitzley 1997. Her
undersøges syv forskellige typer mælkeemballage udfra deres miljøvenlighed
baseret på LCA.
Følgende mælkeemballager indgår i undersøgelsen:
Engangsflasker af glas
Genbrugsflasker af glas
Engangsflasker (HDPE)
Genbrugsflasker (HDPE)
Kartonbeholder
Plastposer (LLDPE)
Polycarbonat genbrugsflasker
Der testes for hhv. energiforbrug og produceret volumenaffald for hver emballagetype.
I undersøgelsen er én funktionsenhed sat til 1000 gallon (~3.785,4 L)
mælk. Én funktionsenhed kan også udtrykkes som den mængde emballage, der
skal bruges for at transportere 1000 gallon mælk.
46

Tabel 5.4.1: Tabellen viser resultaterne for hver emballage for hhv. materialeproduktion (angivet i MJ pr.
1000 gallon mælk) og total livscyklusenergi (MJ pr. 1000 gallon mælk) (mod. e. Keoleian & Spitzley 1999).
½-gal. beholdere Materialeproduktion Total
Glasflasker Genbrugelig 30 gange 780 2810
20 gange 1170 3220
5 gange 4690 6910
Engangsbrug 14130 15300
HDPE flasker Genbrugelig 50 gange 430 1140
20 gange 1070 1890
5 gange 4270 5670
Engangsbrug 7220 8570
Gavl-top-kartoner Engangsbrug 6860 7000
Polycarbonate flasker Genbrugelig 50 gange 570 1270
20 gange 1410 2260
5 gange 5660 7200
Plastposer Engangsbrug 1750 2060
1-gal. beholdere
Glasflasker Genbrugelig 30 gange 620 2120
20 gange 920 2440
5 gange 3700 5350
Gavl-top-kartoner Engangsbrug 6010 6130
HDPE flasker Genbrugelig 50 gange 270 670
20 gange 670 1150
5 gange 2680 3520
Engangsbrug 5150 6110
Det ses i tabel 5.4.1, at for genbrugsflaskerne er det de halv-gallon (1,9 L)
polycarbonate flasker, som genbruges 5 gange, der kræver det højeste energiforbrug
på 7.200 MJ, mens ét gallon (3,8 L) HDPE flasker, der genbruges 50
gange rangere lavest med et energiforbrug på 670 MJ. Med hensyn til engangsflasker
ligger energiforbruget mellem 15.300 MJ for glasflasker og 2.060 MJ for
plastikposer.
Af tabel 5.4.1 fremgår det også, at den genbrugelige glasflaske har et lavere
energiforbrug både mht. materialeproduktion og totalproduktion i forhold til
engangsflasken af glas. Dette skal ses i lyset af, at det faktisk koster mere energi
at fremstille en genbrugsflaske i forhold til, hvad det koster at fremstille en
47

engangsflaske. Årsagen til dette er vægtforskellen mellem de to flasketyper: ½-
gallon genbrugsflasken vejer 923 g mod ½-gallon engangsflaskens vægt på 559
g. Dvs. at energiforbrug afhænger af flaskens vægt ved fremstillingen. Men fordi
genbrugsflasken kan genbruges, så vil den ud fra et livscyklusperspektiv være
mere energibesparende sammenlignet med engangsflasken. Selv ved kun 5
gange genbrug af genbrugsflasken er energiforbruget til materialeproduktion
næsten 1/3 mindre sammenlignet med engangsflasken. I tabel 5.4.1 er angivet
den totale mængde energi, der forbruges under hele emballagens livscyklus. Det
vil sige at der udover energiforbrug til materialeproduktion, også forbruges
energi til rensning, påfyldning og transport af emballagen. Af tallene i tabellen
ses, at jo flere gange f.eks. en glasflaske kan genbruges, jo mindre en del af det
samlede energiforbrug vil gå til materialeproduktion. For engangsflasker
derimod går det meste af det samlede energiforbrug til materialeproduktion.
Med udgangspunkt i undersøgelsen kan der udarbejdes en strategi for, hvordan
emballagen kan gøres mere miljøvenlig, hvilket vil sige at reducere det samlede
energiforbrug til emballagens livscyklus. Denne undersøgelse viser, at der er en
stærk korrelation mellem vægtreduktion og livscyklus energireduktion. Det
betyder, at for engangsflasker, hvor det meste energiforbrug går til materialeproduktion,
kan en reduktion mht. livscyklusenergi gøres ved at fremstille en
lettere flaske. Når det gælder en livscyklusenergireduktion for genbrugsflasker,
så er det energiforbruget til rensning, påfyldning og transport, som skal reduceres.
Genbrugsflasker tåler ikke at blive gjort lettere, da det vil gå ud over
flaskens holdbarhed under genbrugsprocessen.
48

Tabel 5.4.2: Tabellen viser den totale livscyklus for volumenaffald produktion for hver mælkebeholder
(angivet i kg). Med efterforbrug menes affaldsmængden, der er tilbage, når produktet ikke længere er i
brug (mod. e. Keoleian & Spitzley 1999).
Uden genanvendelse* Med genanvendelse
½-gal. beholdere Efterforbrug Total Total
Glasflasker Genbrugelig 30 gange 62 68 55
20 gange 92 100 81
5 gange 370 400 316
Engangsbrug 1120 1190 951
HDPE flasker Genbrugelig 50 gange 5 7 5
20 gange 11 14 10
5 gange 45 49 35
Engangsbrug 76 79 56
Gavl-top-kartoner Engangsbrug 108 140 Neg.
Polycarbonateflasker Genbrugelig 50 gange 4 7 **
20 gange 5 15 **
5 gange 41 53 **
Plastposer Engangsbrug 18 18 Neg.
1-gal. beholdere
Glasflasker Genbrugelig 30 gange 49 54 43
20 gange 73 80 64
5 gange 290 310 251
Gavl-top-kartoner Engangsbrug 95 120 Neg.
HDPE flasker Genbrugelig 50 gange 3 5 4
20 gange 7 9 7
5 gange 28 31 22
Engangsbrug 54 56 40
* Tage højde for 16% forbrændningsrate. ** Procentdel af kasserede beholdere der genanvendes via systemet
kendes ikke. Neg. : Disse beholdere har minimal betydning.
Af tabel 5.4.2 ses den totale volumenaffaldsproduktion for hver mælkebeholder.
Det fremgår, at genbrugelige HDPE 1-gallon flasker frembringer mindst livscyklusvolumenaffald
med 4kg/1000 gal., mens ½-gallon engangsglasflasker
frembringer mest livscyklusvolumenaffald med 951kg/1000 gal. Det viser sig,
udfra beregninger af dataene i tabel 5.4.2, at efterforbrugsaffald i gennemsnit
udgør 90% af livscyklusvolumenaffaldet for engangsbeholder. For genbrugsbeholdere
udgør efterforbrugsaffaldet i gennemsnit 74%.
49

Af tabel 5.4.2 fremgår det også tydeligt, at den totale affaldsmængde reduceres
ved øget genbrug af beholderne. I undersøgelsen fremhæves det, at der eksisterer
to korrelationer i forhold til den totale livscyklus for volumenaffald. Det
ene er beholder vægtreduktion og det andet er efterforbrugsgenbrug. Af det kan
udledes, at det totale livscyklusaffald for genbrugsflasker kan reduceres ved at
øge genbrugsraten, mens en reduktion af det totale livscyklusaffald for engangsglasflasker
igen skal ske ved at gøre flaskerne lettere.
Som omtalt tidligere i afsnittet betragtes genbrugsglasflasker af mange mennesker
som mere miljøvenlige end andre mælkeemballager – en påstand, som kan
afvises i denne miljøundersøgelse fra USA. Undersøgelsen kommer i stedet
frem til den konklusion, at det er genbrugelige HDPE flasker, polycarbonatflasker
samt plastposer, der må betegnes som de mest miljøvenlige mælkeemballager
målt i forhold til livscykluskriterier for energi og volumenaffald.
Undersøgelsen viste endvidere, at de omtalte emballagetyper også er de billigste
at producere.
5.5 Mælkeplastposer
Plastposer til mælk eksisterede i Danmark i en kortere årrække, men blev i
1970'erne taget af markedet, da der var forskellige praktiske problemer forbundet
med brugen. Poserne lækkede meget let og var ikke nemme at håndtere. I
visse andre lande eksisterer denne emballagetype dog stadigt. I USA, Tyskland
og Schweiz findes poser af polyetenplast på markedet i mindre omfang
(Keoleian & Spitzley 1999, Packforsk 2001), mens plastposerne er den
dominerende mælkeemballagetype i Canada. Der findes flere internationale
50

vurderinger af mælkeemballager, hvori plastposer indgår; men disse
publikationer har desværre ikke været tilgængelige i Danmark.
Som nævnt i foregående afsnit har Keoleian & Spitzley (1999) sammenlignet
syv forskellige emballagetyper til mælk, der findes på markedet i USA. Emballagetyperne
er bl.a. sammenlignet i forhold til forskellige miljøparametrene
energiforbrug og frembringelsen af fast affald; men ikke alle traditionelle LCAparametre
indgår. F.eks. indgår emballagetypernes bidrag til drivhusgasemissionen
ikke i vurderingerne. Blandt de undersøgte emballagetyper er
plastposen til mælk af linear-LDPE (LLDPE), der har under 1% af markedet i
USA.
Undersøgelsen viser, at plastposer til mælk har en række fordele. Af de undersøgte
emballagetyper er plastposerne den type, der vejer mindst (10,4 g/pose);
men modsat kan materialet heller ikke genbruges og forbrændes i stedet. I
forhold til andre engangstyper er energiforbruget til produktion og totalt energiforbrug
(herunder bl.a. transport) lavt for plastposer (se tabel 5.4.1); men posen
kan ikke på dette punkt konkurrere med emballagetyper som glasflasker og
plastflasker, der kan genbruges mange gange (i beregningerne op til 50 gange).
Erfaringerne med plastposer til mælk viser, at man kan opnå et signifikant fald i
forbruget af energi til fremstilling og affaldsproduktionen ved at anvende
tyndere og lettere materialer. Desuden viser undersøgelsen, at plastposer er den
engangstype, der er billigst at producere og distribuere, og at den er næsten
ligeså billig som den genanvendelige glasflaske, der i beregningerne anvendes
50 gange (Keoleian & Spitzley 1999).
I Canada har plastikindustriens brancheorganisation EPIC lavet en undersøgelse
over mælkesalget og affald fra mælkeemballage i staten Ontario i perioden 1968
51

til 1995. Vurderingen bygger ikke på miljømæssige aspekter, men er alene en
opgørelse af affaldsmængder samlet set og fra de gængse mælkeemballagetyper
gennem årene. Undersøgelsen sammenligner således ikke f.eks. de enkelte
emballagetypers forbrug af råstoffer, biprodukter ved forbrænding og forskellige
omkostninger ved transport (EPIC 1997-98).
I 1978 blev plastposen til mælk lavet af LLDPE indeholdende tre separate poser
med samlet 4 liter mælk introduceret på det canadiske marked, og i 1995 blev
83% af konsummælken distribueret i denne emballagetype. Resten af mælken
blev solgt i mælkekartoner af pap (17%) og i meget begrænset omfang i genbrugelige
plastikdunke og glasflasker. Gennem den nævnte periode er plastposerne
blevet stadig mere dominerende, hvilket har medvirket til et fald i mængden af
mælkeemballageaffald, da materialet er lettere, og da mælken sælges i stadig
større kvanta. Så på trods af mælkeforbruget er steget med 22% gennem perioden
fra 1968 og til 1995, er affaldsmængden samtidigt faldet med 20% (EPIC
1997-98). Det hænger sammen med, at mælkesalget er gået over mod plastposer,
der er lettere og mindre ressourceforbrugende.
En svensk undersøgelse, som omtales nærmere i kapitel 9 (Sonesson & Berlin
2003) viser det samme mønster: På mange punkter er plastposen som
mælkeemballage et miljøvenlig alternativ til de gængse emballagetyper som
engangstyperne kartoner og plastikdunke. Erfaringerne fra Canada viser, at de
problemer og dårlige erfaringer, som de danske forbrugere gjorde med denne
emballagetype i 1970'erne, kan minimeres, og som nævnt er plastposen den
dominerende emballagetype til mælk i hvert fald. Det danske marked vil dog
nok kræve mindre kvanta end Canadas 4 L emballage. Da der desværre ikke har
været tilgængelige komplette LCA’er for plastposer, er en numerisk
sammenligning med plastdunke og kartoner ikke muligt.
52

5.6 Sammenfatning
I dette kapitel er der sammenlignet fire forskellige emballagetyper til mælk,
nemlig kartoner, plastdunke, glasflasker og plastposer. Til de to førstnævnte
emballagetyper er der udarbejdet LCA. For glasflasker og plastposer til mælk
har der ikke været sammenlignelige LCA’er tilgængelige; men disse to emballagetypers
miljøpåvirkning vurderes mere generelt.
Der blev i den danske undersøgelse (Miljøstyrelsens Miljøprojekt nr. 345) ikke
vist væsentlige forskelle mellem de to emballagetyper i forhold til ressourceforbrug,
miljøeffekter (drivhuseffekt, fotokemisk ozon, forsuring og næringssaltsbelastning)
og affaldsproduktion. Energiforbruget gennem livsforløbet og
forbrændingsværdien er miljømæssig bedre for plastdunke end for kartoner.
Opgørelsen er dog usikker, da der ikke er inddraget energiforbrug til fremstilling
af plastgranulat. Den samlede miljøbelastning af kartoner begrænses af, at
materialet er en fornyelig ressource, der ved forbrænding er kuldioxidneutralt;
mens plast fra plastdunkene er fossile brændstoffer og har en god brændværdi.
Miljøbelastningen fra markedets nuværende emballagetyper til mælk begrænses
af disse forhold.
Genbrugsraten af glasflasker har stor betydning på det totale energiforbrug. Der
er et større materialeforbrug og dermed et større energiforbrug ved produktion af
genbrugsflasker i forhold til engangsflasker; men da genbrugsflasker selvsagt
genbruges, medfører dette, at energiforbruget til materialeproduktionen er dramatisk
lavere i forhold til engangsflasker. Derfor er genbrugelige glasflasker
mere miljøvenlige end engangsflasker. Det understreges også, at genbrugelige
HDPE flasker, polycarbonate flasker samt plastposer er mere miljøvenlige i
53

forhold til genbrugs- og engangsflasker. Disse konklusioner stammer fra en
amerikansk undersøgelse og inddrager derfor alene amerikanske forhold.
Plastposer er på mange måder et miljømæssigt godt alternativ til de andre
engangsemballagetyper. Det skyldes, at plastposer efterlader mindre mængder
affald, kræver mindre energi i materialeproduktionen og til transport. Hvis man
ønsker yderligere at reducere de miljømæssige påvirkninger fra plastposer, kan
dette opnås ved at gøre emballagematerialet tyndere og lettere. Dette gælder i
øvrigt også for engangsglasflasker.
Selvom forskellige udenlandske undersøgelser viser, at visse genbrugelige
glasflasker og plastposer er miljømæssigt at foretrække, er de måske for
besværlige for forbrugeren. Glasflasker er tunge og uhåndterbare for de fleste,
mens plastposer i Danmark har et dårligt ry, da de ikke levede op til forbrugernes
forventninger i 1960’erne og 1970’erne. Ved forbedring af plastposernes
forbrugsegenskaber er der gode fremtidsmuligheder for denne emballagetype.
54

6 Forbruger- og virksomhedsrespons
6.1 Miljømærkning
Som nævnt udgør emballagen til mælk ca. 1,5% af den samlede emballagemængde
i Danmark. Mælkeemballagen er derfor en væsentlig bidrager til
miljøbelastningen. En tilskyndelse til at producere den mest miljøvenlige
mælkeemballage er derfor af største vigtighed og må prioriteres højt. Miljømærkning
er én metode til at fremme produkter, der belaster miljøet mindst.
To miljømærkningsordninger er indført i Danmark (Det Økologiske Råd 2002):
Men miljømærkerne virker kun såfremt forbrugerne kender dem, og ved hvad de
står for. Gør de så det
55

Miljømærkenævnet (se ordlisten) arrangerede en forbrugerundersøgelse i år
2000. Undersøgelsen viste, at 56% af de danske forbrugere kunne genkende
Svanemærket-logoet, men kun 26% kunne fortælle, at det var et miljømærke.
For EU-Blomsten var det til gengæld kun 19%, som kunne kende mærket i år
2000, og kun 4% vidste, at det var et miljømærke. Til sammenligning vidste
50% af forbrugerne, hvad det røde Ø-mærke står for. En forklaring på forskellen
er nok, at Ø-mærke har eksisteret i længere tid. Men også mere basale forskelle
mellem mærkerne kan forklarer det større kendskab til Ø-mærket; f.eks. at
økologimærkerne repræsenterer en større vision om et helt andet produktionsmønster,
samt at kriterierne for økologi virker mere klare og entydige, mens
kriterierne for Svanen og Blomsten virker mere uforståelige, og derfor ikke tiltaler
forbrugerne på samme måde. En storstilet informationskampagne med formålet
at øge danskernes kendskab til Svanen og Blomsten medførte dog, at nu
kunne 36% genkende Blomsten og 68% kunne genkende Svanen. Men kendskabet
til mærkerne kommer ikke fra kampagner alene, der skal også være vare
nok, som er mærket. Hvordan har virksomhederne modtaget ideen om at få
miljømærket deres produkter
Figur 6.1.1: Figuren viser udviklingen i antal miljømærkelicenser fra 1998 til 2001 (Det
Økologiske Råd 2001).
Kun få virksomheder har p.t. søgt licens til at producere mærkede varer. Antallet
er dog relativt hurtigt stigende (se figur 6.1.1). I Danmark er der i dag 2.500
56

Svanemærkede varer fordelt på 392 licenser, mens der kun er 15 danske
Blomsterlicenser. I forhold til Svanemærkelicenser ligger Sverige højst i Norden
med 649. I øjeblikket er udbredelsen af miljømærkerne størst indenfor produkter
som toiletpapir og køkkenruller, batterier, trykkerifarver mv. samt forskellige
vaskemidler og især indenfor vaskepulver. Det forventes, at mærkeordningen vil
spredes til andre produktområder som f.eks. computer, elpærer og emballager,
hvor der p.t. ingen licenser er (Det Økologiske Råd 2001).
Miljømærkerne – Svanen og Blomsten - gives på nuværende tidspunkt ikke til
produktgrupper som fødevarer, drikkevarer og farmaceutiske produkter. Heller
ikke emballagen til disse produktgrupper kan få tilkendt mærkerne. Når disse
produkter udelukkes fra miljømærkeordningen, er det på baggrund af en politisk
beslutning, der begrundes med, at det vil ødelægge de videre muligheder for de
mærkeordninger, som allerede findes, og som klarer sig godt - f.eks. Statens Ø-
mærke. Emballagen til de omtalte produktgrupper udelukkes fra mærkeordningen,
da en mærkning kun omfatter et samlet produkt dvs. produktet plus
dens emballage (Carlson & Bagh 2001).
Eftersom at mælk er en drikkevare, kan distributørerne og emballageproducenterne
ikke benytte sig af miljømærkerne. Det betyder, at når det handler om
disse virksomheder, så har forbrugerne (de politiske) ikke nogen mulighed for at
støtte en udvikling af nye mælkeemballagetyper, der belaster miljøet mindst
muligt. Forbrugerne kan selvfølgelig støtte en miljøvenlig produceret mælk ved
at købe økologisk, men hvor meget mælkeemballagen skal belaste miljøet, er
helt op til producenten at afgøre.
57

6.2 Den politiske forbruger
De politiske forbrugere har altså igennem miljømærkning ingen mulighed for at
påvirke mælkeemballagen i en miljørigtig retning. Men hvem og hvor mange er
de politiske forbrugere, og har de i det hele taget nogen indflydelse på, hvordan
et produkt bliver fremstillet
Begrebet den ‘politiske forbruger’ blev lanceret i midten af 1990’erne i
forbindelse med de meget medieomtalte aktioner mod den franske præsident
Chirac’s atomprøvesprægninger og Shell’s planlagte dumpning af Brent Spar i
Nordatlanten. Aktionerne medførte et så stort pres på Shell, at den planlagte
dumpning blev afblæs. Chirac’s atomprøvesprægninger blev gennemført men
ikke uden, at det gav præsidenten en alvorlig forskrækkelse, og at mange franske
eksportører led et stort økonomisk tab (Andersen & Tobiasen 2001).
I forbindelse med de omtalte aktioner viser den politiske forbruger sig ved at
boykotte en bestemt vare for at opnå et politisk mål. Men det politiske forbrug
handler ikke kun om at boykotte en vare, det dækker bredere og ved nøjere
studier af fænomenet viser det sig svært at afgrænse (Andersen & Tobiasen
2001). At beskrive de mange overvejelser, der er blevet gjort, før en nogenlunde
definition af begrebet ‘politisk forbruger’ faldt på plads, vil føre for vidt her. I
litteraturen findes bl.a. følgende to definitioner:
”En politisk forbruger skal her defineres som en person, som tager væsentlige
værdimæssige hensyn, når vedkommende bevidst køber eller afstår fra at købe
bestemte varer med den hensigt at fremme et politisk mål” (Andersen &
Tobiasen 2001 s. 12).
58

”Vi definerer en politisk forbruger, der interesserer sig for mere end for en
vares brugsværdi, og som enten boykotter bestemte varer eller bevidst tilvælger
bestemte varer” (Kjeldgaard & Bregengaard 1999 s. 12).
For at belyse fænomenet ‘politisk forbrug’ laves holdningsundersøgelser, der
baseres på telefoninterviews. En undersøgelse, der blev lavet af ”Institut For
Fremtidsforskning” i 1996, viste, at 30% af befolkningen har boykottet varer
inden for det seneste år og altid/ofte vælger produkter ud fra politiske/etiske
overvejelser. Denne tredjedel af befolkningen betragtes som politiske
forbrugere. Undersøgelsen resultat vedr. befolkningens politiske forbrug i
forhold til tilvalg af varer fremgår af figur 6.2.1 (Kjeldgaard & Bregengaard
1999).
Figur 6.2.1: Figuren viser andele af forbrugere, som bevidst har tilvalgt varer
(Kjeldgaard & Bregengaard 1999).
Eftersom at vi nu kender den politiske forbrugers identitet og andel i
befolkningen, bliver det næste at vide, hvor stor en magtfaktor den politiske
forbruger egentlig udgør. For at kunne belyse det sammenlignes politiske
forbrugere med andre politiske aktiviteter. Igen sker denne belysning ud fra
telefoninterviews. Et vis antal borgere blev stillet følgende spørgsmål: ”Ud fra
følgende liste af politiske aktiviteter, hvor effektiv synes De, at de er”.
59

Svarfordelingen for hele landet er vist i figur 6.2.2. Politisk forbrug placerer sig i
midten af besvarelserne. Stilles det samme spørgsmål i forhold til alder og køn,
ændres tallene kun lidt i forhold til kolonnerne af indflydelsesmuligheder, mens
rangordnen af indflydelsesmuligheder er den samme. Det vil sige, at ud fra en
samlet vurderinger af undersøgelsens resultater, lader det sig ikke betvivle, at
politisk forbrug opleves som en forholdsvis effektiv påvirkningsmulighed i
samfundet.
Figur 6.2.2: Oplevelse af, hvor effektive forskellige aktiviteter er til at påvirke
beslutninger i samfundet i 2000. Gennemsnit på skala fra 0 (slet ikke effektiv) til 10
(meget effektiv) (Andersen & Tobiasen 2001).
Ovenstående undersøgelse viser, hvordan befolkningen oplever effekten af det
politiske forbrug. Men hvordan forholder det sig med den faktiske effekt af det
politiske forbrug En gennemgang af den righoldige empiriske litteratur om
boykot-aktioner i USA viser, at det er virksomhedernes frygt for boykot og
dermed ”prestigetab”, der gør de politiske forbrugere til en magtfaktor.
Forbrugerne er som gruppe nærmest totalt uorganiseret, hvorfor den aktuelle
deltagelse i aktioner kan svinge meget op og ned. Men med den massive
mediebevågenhed, der er i dag, kan de hurtig mobiliseres, såfremt gældende
etiske retningslinjer ikke overholdes af virksomhederne. De politiske forbrugere
60

har derfor indirekte indflydelse på, hvordan virksomhederne opfylder deres
etiske forpligtigelser (Andersen & Tobiasen 2001).
En sidste kommentar om de politiske forbrugere kommer fra en rapport, der er
lavet til Forbrugerstyrelsen i 1998. Den oplyser, at der eksisterer en kløft mellem
holdning og handling hos de politiske forbrugere. På den ene side viser
meningsundersøgelser, at forbrugerne i stigende grad lægger hensyn til miljø,
etik og politiske holdninger til grund for deres forbrugsvalg. På den anden side
viser forbrugernes faktiske adfærd noget helt andet:
‣ Holdningsorienterede forbrug er vanskeligt at spore på salgstal og
markedsandele.
‣ Forbrugerne er ikke parate til at betale meget ekstra for politisk korrekte
produkter.
‣ Ofte er den egentlige baggrund for køb af politiske korrekte produkter, f.eks.
økologiske varer, sundhed og smag. Hensynet til miljø og etik betyder
mindre.
‣ Mediefænomener som Brent Spar sagen og boykot af franske vine skærper
de politiske forbrugeres aktivitet, mens de er mindre kritiske i andre perioder.
Som årsag til den omtalte kløft nævnes, at meningsmålinger måske ikke viser et
realistisk billede af forbrugerne, mangel på information og enkle valgmuligheder
i købesituationen samt de nævnte forhold vedr. pris og mediebevågenhed
(Forbrugerstyrelsen 1998a).
6.3 Virksomhedsrespons
Som beskrevet ovenfor viser mange undersøgelser, at de politiske forbrugere er
godt repræsenteret i samfundet, hvorfor man så skulle mene, at virksomhedernes
motivation i forhold til at inddrage etiske spørgsmål i ledelsen er blevet skærpet.
61

Noget kunne også tyde på det. I hvert fald påpeger eksperter indenfor virksomhedsledelse,
at inddragelse af etik er nødvendigt, såfremt virksomheden vil
overleve på længere sigt.
En dansk forsker, dr. theol. V. Mortensen, har defineret etik således:
”Etik er ikke en facitliste eller et sæt regler, som man kan gå ud i byen og købe,
men først og fremmest noget, der viser sig og vokser frem og ud af et dagligt
samliv. At agere etisk er at sætte den proces i gang, som fremmer det gode liv”.
(Citat fra Miljø og Samfund 1995 s. 3).
At opnå det gode liv eller set med virksomhedens briller at opnå en sund og god
forretning betyder, at den enkelte virksomhed må tænke over, på hvilken måde
den etiske dimension har betydningen for virksomheden (Miljø & Samfund
1995). Siden 1989 har den etiske dimension udmøntet sig i flere danske firmaer
ved indførelsen af de såkaldte etiske regnskaber (Hjelmar 1997). Etiske regnskaber
kan forstås som samspilsanalyser, der måler temperaturen i samspillet mellem
en organisation og dens interessenter (Miljø & Samfund 1995). Ideen med
at bruge etiske regnskaber er et forsøg på at opstille et alternativ til det økonomiske
regnskab. Fremfor kun at opgøre firmaets værdier i kroner og øre giver
det etiske regnskab muligheden for at opfange de værdier i firmaet, der ikke kan
sættes på en økonomisk formel. Men selv om etik er noget kvalitativt andet end
penge, så påpeges det, at der ikke længere eksisterer noget absolut modsætningsforhold
mellem etik og forretning, hvilket er noget meget karakteristik for den
nuværende samfundsudvikling. At man i dag ser flere multinationale virksomheder,
der søger at skabe en etisk profil på linje med eksempelvis humanitære
organisationer, var helt utænkelig for bare et par årtier tilbage (Hjelmar
1997).
62

Vigtigt er det for virksomhederne at vide, at forbrugerne i dag ikke kun er
prisbevidste, men at de også stiller nye krav til produkterne og til virksomhederne,
som producerer dem. Disse krav er ofte ikke synlige i selve produktet,
der produceres. Eksempelvis stilles der ikke kun krav til cowboybuksers
kvalitet, kravene baseres også på, hvor og hvordan cowboybukserne er
produceret. Forbrugerne vil måske gerne vide om bukserne kommer fra et
område med lav løn og dårlige arbejdsbetingelser, eller hvad der bliver af det
farvestof, der vaskes ud af forvaskede cowboybukser. Hvis de enkelte virksomheder
overser de ”usynlige krav”, som forbrugeren stiller til produktet, kan
det i værste fald ende med forbrugerboykot (Miljø & Samfund 1995). Alt i alt
kan det slås fast, at i dagens samfund, hvor politiske forbrugere er et stigende
fænomen, er det svært se, hvordan en virksomhed vil overleve uden en etisk
profil.
6.4 Sammenfatning
Selv om der i øjeblikket ikke forefindes miljømærkningsordninger, der
henvender sig til mælkeemballage, betyder det ikke, at mælkeemballageproducenterne
bare kan producere løs uden at tage miljømæssige hensyn.
Bevidstheden om den politiske forbrugers eksistens i samfundet bevirker, at det
er alt for risikabelt for en virksomhed ikke at tage højde for gældende miljøetiske
retningslinjer. Undlader en virksomhed at handle efter miljøetiske hensyn,
kan det få alvorlige konsekvenser for virksomhedens fortsatte eksistens. Dog
skal det bemærkes, at den politiske forbrugere er en temmelig uorganiseret
gruppe, hvis aktioner store som små i høj grad afhænger af mediernes bevågenhed.
Miljømærkeordningen er dog ikke uden betydning, da den giver forbrugerne
nogle håndfaste retningslinjer for at kunne handle miljørigtigt.
63

7 Diskussion og perspektivering
Der skal gøres mange overvejelser, før den fremtidige mælkeemballage kan
findes. Nogle af disse overvejelser vil fremføres her. Dette kapitlet angiver
nogle af de tanker, vi har gjort under udarbejdelsen af projektet i forhold til
problemformuleringen og de gjorde afgrænsninger, og der perspektiveres videre.
I projektet sammenlignes kartoner, plastdunke, glasflasker og plastposer som
mælkeemballage. Disse er valgt med baggrund i, at de eksisterer på det danske
marked (kartoner og plastdunke), eller at de tidligere har været på det danske
marked og evt. kan genintroduceres (glasflasker og plastposer). Det var fra
starten målet at finde en femte emballagetype, der aldrig har eksisteret på det
danske marked for at have sammenligningsgrundlag for en videre perspektivering
af den mest miljøvenlige emballage til mælk. Det har dog ikke været
muligt at finde tilstrækkelig tilgængelig litteratur om denne evt. femte
emballagetype til at lave denne sammenligning. Denne femte emballagetype
kunne være returpolycarbonatflasker, som omtales senere i dette kapitel. Vi har
kontaktet de to største mælkeemballagefabrikanter (Elo Pak og Tetra Pak) om
deres ideer til fremtidige mælkeemballager; men de har forståeligt nok ikke
villet udtale sig om dette på grund af forretningshensyn. Fabrikanterne bruger
typisk 10 år på at udvikle en ny type emballage, og der ligger meget arbejde
inden introduktionen (pers. komm. Rasmussen 2002).
Det ville være optimalt at have sammenlignelige LCA’er for de fire emballagetyper.
Det har desværre ikke været muligt. Problemer forbundet ved vurderingen
er, at litteraturen er forholdsvis gammel (plastdunke og kartoner), og at de
sparsomme LCA’er for glasflasker og plastposer har været af mindre omfattende
karakter og af udenlandsk oprindelse. I den danske LCA undersøgelse
64

(Miljøprojekt nr. 345) er kun medtaget de nuværende danske emballagetyper, og
der inddrages ikke nye potentielle typer til det danske marked. Derfor virker
undersøgelsen ikke særlig fremtidsorienteret. Udenlandske undersøgelser er
umulige direkte at overføre til danske forhold, da grundlaget for LCA’er
generelt varierer meget mellem lande med hensyn til mange ting som f.eks.
energi- og ressourceforsyning.
Det kan kritiseres, at afsnittene med LCA for kartoner og plastdunke er baseret
på en enkel kilde (Wesnæs 1996). Dette skyldes som allerede nævnt, at der ikke
har været andet sammenlignelig materiale tilgængeligt, når det skal være danske
kilder og LCA’er indeholdende sammenlignelige miljømæssige faktorer.
Alternativt skulle vi selv have udarbejdet LCA’er for de enkelte emballagetyper,
hvilket ville have været en urealistisk opgave. Vi har dog anvendt svenske,
amerikanske og canadiske undersøgelser, selvom disse umiddelbart ikke er
sammenlignelige med danske forhold. Vi har valgt at anvende disse, da der ikke
har været tilgængelig dansk litteratur om glasflasker og plastposer.
Som tidligere nævnt kunne et bud på en femte emballagetype til mælk være
returpolycarbonatflasker. Under danske forhold har vi kun fundet en enkelt
publikation. Denne publikation (Miljøprojekt nr. 168), der stammer fra 1991 og
er udført af Miljøstyrelsen, sammenligner denne returflaske med engangspapkartoner.
I projektet blev en ét liters firkantet farvet retur plastflaske af
polycarbonat sammenlignet med en gavlformet et liters papkarton.
Konklusionen i projektet er: ”Returemballage fremstillet af polycarbonat vil
være et bedre alternativ end engangsemballage i form af papkartoner med
hensyn til energiforbruget. Der vil tilsyneladende også være en forbedring med
hensyn til råvareforbruget, men en stor del af denne forbedring relaterer sig til
fornyelige ressourcer.” (Pommer et al. 1991, side 137). Den forbedring, der vil
65

forekomme i råvareforbrug ved fremstilling af returpolycarbonatflasker i forhold
til engangspapkartoner, vil i nogen grad opvejes af, at karton fremstilles af
fornyelige ressourcer, mens returflasker af polycarbonat fremstilles af fossile
brændstoffer. I undersøgelsen når man frem til, at returflasker af polycarbonat
virker som et bedre alternativ end papkartoner mht. råvareforbrug, mens der
ikke er nogen klar forskel i udledninger og andre faktorer. De samme
konklusioner gives i en hollandsk undersøgelse fra før 1991 (Pommer et al.
1991). Når de refererede undersøgelser alligevel ikke er medtaget i kapitlet med
sammenligning af mælkeemballager, skyldes det, at de er af ældre dato og er for
forenklede.
Som omtalt i indledningen hersker der på det danske mælkemarked nærmest
monopolforhold med Arla Foods som absolut hovedproducent. Dette har både
fordele og ulemper for en række forhold. Fordelene er, at Arla Foods nemt og
effektivt kan omlægge produktionen i en miljøvenlig retning (f.eks. efter krav
fra myndighedernes side); mens ulempen er manglende konkurrence f.eks. på
det miljømæssige område. Monopolforholdene på mælkemarkedet medfører, at
den politiske forbruger ikke kan vælge mælk ud fra forskellige virksomheders
miljømæssige profil. Såfremt levnedsmiddelprodukterne kan miljømærkes i
fremtiden, kan det medføre, at Arla Foods vil differentiere produktionen og
således fremstille både miljømærkede og ”konventionelle” produkter. Derved vil
den politiske forbruger have mulighed for at vælge mellem produkter med
forskellig grad af miljøeffekter.
Udover miljømærker har virksomhederne to andre måder at profilere deres
produkters miljøegenskaber på, nemlig: 1) miljøvaredeklaration og 2)
produkternes gode miljøegenskaber i forhold til andre lignende produkter.
Miljøvaredeklarationer (se ordlisten) er henvendt til professionelle indkøbere og
66

gør det muligt at sammenligne f.eks. forskellige produkters miljøeffekter. I
Danmark findes ingen officielle retningslinier for miljøvaredeklarationer, mens
det eksempelvis findes i Sverige (Remmen & Münster 2002).
Udover emballagematerialet og selve fremstillingen af emballagen har bortskaffelsesmetoden
også stor betydning for mælkeemballagens samlede miljøpåvirkning.
I 1992 lavede Miljøstyrelsen et projekt med miljømæssig og
økonomiske vurderinger af kasserede mælkekartoner (Miljøprojekt nr. 202). I
dette projekt sammenlignes den normale bortskaffelsesvej for mælkekartoner via
dagrenovation med et system, hvor forbrugeren skyller kartonerne, hvorefter de
indsamles, sorteres og oparbejdes med henblik på genanvendelse af
materialerne. Forskellige indsamlingssystemer er vurderet med hensyn til
hygiejniske og arbejdsmæssige aspekter, virksomhedsøkonomiske forhold,
samfundsøkonomiske forhold og miljømæssige forhold. De forskellige
bortskaffelsesveje er traditionel bortskaffelse (ved forbrænding), husstandsindsamling,
containerindsamlinger og pantsystem. Indenfor husstandsindsamling
opdeles yderligt i indsamling sammen med andre fibermaterialer,
sammen med glas/flasker og med kildesortering (Pommer et al. 1992).
I projektet når man frem til, at indsamling, oparbejdning og anvendelse af
kasserede mælkekartoner er teknisk muligt, men at der endnu ikke i 1992
eksisterer sådanne foretagender. Ved traditionel bortskaffelse dannes der energi
af mælkekartonerne gennem forbrænding, og der forbruges energi til transport.
Ved de forskellige husstands- og containerindsamlingssystemer bruges der vand
til skylning og rengøring hjemme hos forbrugeren samt energi til drift og
transport. Ud over dette mistes også noget varmeenergi pga. den manglende
forbrænding af mælkekartonerne. Et pantsystem vil bruge mange ressourcer og
kræve meget energi til drift og transport og er samtidig besværlig for forbru-
67

geren. I projektet når man altså frem til, at der er høje omkostninger forbundet
med især husstands- og til dels containerindsamlingssystemerne, og at prisen for
disse omkostninger er urealistiske at kunne indfri i forhold til forbrænding af
mælkekartoner (Pommer et al. 1992).
Livscyklusvurderinger er i sin natur meget komplekse, og de kræver mange
afgrænsninger. Disse afgrænsninger får stor betydning for resultaterne fra
LCA’en, og LCA’en er påvirkelige over for de gjorde antagelser. LCA er et
øjebliksbillede af et produkts miljøeffekter. Der vil således forekomme mange
usikkerheder i forbindelse med udarbejdelsen af LCA. Som eksempel på dette
nævnes udeladelsen af energiforbruget i forbindelse med produktionen af
plastgranulat i den tidligere omtalte danske LCA for plastdunke og kartoner.
Denne LCA inddrager ikke mælken i alle livscyklusfaserne, hvilket man nok
burde have gjort, hvis man ønsker et komplet billede af produktets miljøpåvirkninger.
LCA som redskab i formidlingen af miljømæssige problemstillinger og
produkters miljøpåvirkninger anvendes i stadig højere grad. Keoleian & Spitzley
(1999) lægger vægt på, at LCA i fremtiden forbedres, og at miljøvurderinger,
der baseres på LCA i højere grad, når ud til offentligheden. Alt for ofte bliver
miljøspørgsmål vurderet på et for snævert grundlag. Eksempelvis bliver en
emballagetype vurderet miljømæssigt bedre af forbrugerne end andre emballagetyper
alene ud fra den egenskab, at den er genbrugelig. I praksis viser LCA ofte,
at det forholder sig helt anderledes. Eksempelvis betragtes genbrugsglasflasker
af mange mennesker som mere miljøvenlige end genbrugelige plastflasker – en
påstand, som afvises i Keoleian & Spitzley’s (1999) LCA undersøgelse.
68

LCA kan være med til at fastsætte grønne afgifter, således at de produkter, der er
mest miljøbelastende også pålægges de højeste afgifter. Dette vil sige, at man
kan inddrage LCA aktivt for at opnå politiske mål. I fremtiden vil man kunne
forvente, at der bliver stillet politiske og forbrugermæssige krav til virksomhederne
om at udarbejde LCA for deres produkter. Også ud fra en virksomhedsøkonomisk
synsvinkel kan det være fordelagtigt at kombinere LCA med costbenefit-analyser.
Forbrugermønstret vil højst sandsynligt gå mod stadig mindre husstande, da
flere vælger at bo alene. Dette vil naturligvis også have betydning for den
fremtidige mælkeemballage især med hensyn til volumenmængde (f.eks. vil en 4
L mælkeplastpose ikke appellere til den lille husstand). Man kan forvente, at
forbrugerne vil stille nye og forskellige krav til mælkeemballagens udformning,
f.eks. at nogle forbrugere vil ønske glasflasker af nostalgiske årsager. De fleste
danske forbrugere vil nok mene, at glasflasker er besværlige især pga. den store
vægt. I England eksempelvis vinder plastdunke mere og mere frem på
bekostning af glasflasker (Mortensen 1995). ”Doorstep delivery” med mælkeglasflasker
er nok næppe realistisk at indføre i Danmark pga. de store omkostninger
ved systemet og de formodentligt få forbrugere.
Meget tyder på, at den fremtidige mælkeemballage er fremstillet af tyndere
materialer og er dermed lettere og mere miljøvenlig. Plastposer vinder frem i
Schweiz, især pga. at dagrenovationen er brugerbetalt alt efter affaldsvolumen,
så plastposernes mindre emballagevolumen gør renovationen billigere for
husstanden (Mortensen 1995). I en artikel fra 1995 omtales en ny mælkeemballagetype
i form af en plastdunk, der indeholder 30% mindre plastik end gængse
plastdunke. Denne plastdunk skal produceres med en ny teknik og af nyt og
bedre materiale (Mortensen 1995).
69

At andre hensyn end de miljømæssige har betydning for markedet af mælkeprodukter,
er Mini-Arla et eksempel på. Dette produkt har unge mænd som
målgruppe – en gruppe, som gennemgående drikker for lidt mælk. Mini-Arla
sælges i 32 cl. plastflasker. Denne emballagetype er dårlig i miljømæssig
henseende, da man i stedet har lagt vægten på at nå nævnte målgruppe af
sundhedsmæssige årsager. Emballagetypen er miljømæssig dårlig pga. det
forholdsvis store plastforbrug til den relativt lille mængde mælk i beholderen
(pers. komm. Zoukatas 2002).
Som i kapitlets start er der mange faktorer, som kan indgår i overvejelserne
omkring fremtidens emballage. Keoleian & Spitzley (1999) har identificeret
følgende optimale egenskaber for fremtidens mælkeemballage:
Lave fabrikationsomkostninger
Gode hygiejneegenskaber
Lav vægt og høj holdbarhed
Skruelågsanordning
Lavt energiforbrug ved materialeproduktion
Lav affaldsproduktion i forhold til materialeproduktion
Mulighed for høj genbrugslevetid
Fremtidens mælkeemballage bør derfor opfylde flest mulige af punkterne fra
ovennævnte boks.
70

8 Konklusion
Affald fra emballage udgør 8% af den samlede danske affaldsmængde svarende
til 186 kg pr. person. Vores beregninger viser, at ud af al emballageaffald
stammer 1,47% svarende til 2,7 kg pr. person fra mælkeemballage. Denne
affaldsmængde indgår i den almindelige dagrenovation og forbrændes.
Fra EU og dansk side er der opstillet mål for affaldshåndtering og krav til
emballageprodukter. Således er der krav om, at en stadig større del af affaldsmængden
genvindes, og en mindre del forbrændes. De kommende EU mål for
genanvendelse er samlet set 60-75% og for genvinding 55-70%. For de fleste
materialetyper er disse mål næsten opnået. Grønne afgifter kan pålægges
produkter efter en miljømæssig vurdering (f.eks. ved LCA) og understøtter
”forureneren betaler”-princippet.
I vurderingen af mælkekartoner og mælkeplastdunke ved brug af LCA gives
ingen nævneværdige forskelle mellem de to emballagetyper med hensyn til
ressourceforbrug, miljøeffekter og affald. Energiforbruget gennem livsforløbet
og forbrændingsværdien er bedre miljømæssigt for plastdunke end for kartoner.
Bag disse opgørelser mangler dog fremstillingen af plastgranulater for begge
emballagetyper, hvilket påvirker det endelige resultat uforholdsmæssigt.
For mælkeglasflasker og mælkeplastposer har sammenlignelige LCA’er ikke
været tilgængelige, og de er derfor vurderet mere generelt. Genbrugsraten af
glasflaskerne har stor betydning for det totale energiforbrug, og generelt er
genbrugelige glasflasker mere miljøvenlige end engangsflasker. Plastposer er et
miljøvenlig alternativ til de andre engangsemballagetyper. Det skyldes, at
71

plastposerne kræver mindre energi ved fremstillingen og transport samt
efterlader mindre affaldsmængder.
Miljømærkningsordningen giver forbrugerne nogle faste retningslinjer for at
kunne handle miljørigtigt. Den politiske forbruger er den, der anvender f.eks.
mærkningsordninger i bestræbelsen på at handle miljøvenligt. Dette er dog i
øjeblikket ikke muligt i forbindelse med køb af mælk, da fødemidler og deres
emballage ikke kan opnå de omtalte miljømærke Svanen og Blomsten. De
politiske forbrugere kan have stor indflydelse på virksomhederne i kraft af at
ændre forbrugsmønstret. Den politiske forbruger påvirkes i høj grad af
mediernes bevågenhed omkring forskellige (miljø-)problemstillinger. Virksomhederne
er nødt til at varetage miljøetiske hensyn for at kunne tilfredsstille den
moderne forbrugers krav og opnå en god omtale i pressen.
For det nuværende danske marked må det konkluderes, at der ingen
miljømæssig forskel er på de to hovedtyper af mælkeemballage, kartoner og
plastdunke. Ved at inddrage udenlandske undersøgelser må vi konkludere, at de
mest miljøvenlige emballagetyper er returplastflasker af polycarbonat og
plastposer. Især hvis disse emballagetyper gøres tyndere og dermed lettere. Om
forbrugerne ønsker disse mælkeemballagetyper er et åbent spørgsmål.
Plastflaskerne skal returneres, hvilket er besværlig for forbrugeren; mens
plastposerne er uhåndterlige for forbrugeren. At problemerne kan overvindes,
viser resultater fra udlandet, idet begge emballagetyper her har et marked, og for
plastposernes vedkommende udgør de endda hovedparten af det canadiske
marked.
72

9. Tanker
Under projektskrivningen har vi forholdt os kritisk til vores egen problemformulering
– er det i virkeligheden et helt andet sted man skal lægge fokus,
hvis man vil vurdere miljøbelastningen af den mælk, som vi drikker i hverdagen
Hvor stor betydning har den mælkeproducerende enhed – gården – i det
spørgsmål
Svenske forskere har lavet fem fremtidsscenarier over forbrugsmønstret af
mælkeprodukter (flydende mælk og ost) og de resulterende miljøpåvirkninger
ud fra LCA betragtninger og modelberegninger. Undersøgelsen tager udgangspunkt
i konkrete forhold i Skåne-området. De forskellige scenarier adskiller sig
fra hinanden ved sammensætningen af en række parametre bl.a. varierende antal
mejerier, forskelle i mælke- og osteforbruget, transportafstande fra mejeri til
butik samt fra butik til forbruger og endelig mælkeemballagetyper. Scenarierne
inddrager ikke forhold vedrørende produktionen af mælk på gårdniveauet
(Sonesson & Berlin 2003).
Denne svenske undersøgelse viser, at de største miljømæssige belastninger i
form af energiforbrug, bidrag til global opvarmning, eutrofiering og forsuring i
leveringskæden af mælkeprodukter fra hentning af mælken på gården til
emballageaffald samlet set ligger i produktionen af mælkeemballage, affaldshåndteringen
og transport - herunder hovedsageligt forbrugerens transport fra
butik til husholdning i modsætning til Miljøprojekt nr. 345’s konklusioner. Dette
skyldes måske de længere afstande fra butik til husstand i Sverige. Vedrørende
ledet emballage viser undersøgelsen, at den mest miljøvenlige emballagetype til
mælk af de undersøgte er plastposer af LDPE, da de kræver relativt få materialer
til fremstilling og efterlader mindre affaldsmængder (Sonesson & Berlin 2003).
73

Men er det ikke en fejl alene at se fra produktionen af mælkeemballagen, og
frem til det ender som affald hos forbrugeren Bør man ikke se på hele
mælkeproduktets vej – altså medtage miljøpåvirkninger på den mælkeproducerende
gård En anden svensk undersøgelse går dette skridt videre og følger
en liter letmælks miljøpåvirkning udfra LCA-overvejelser fra malkekvæggården
med foderproduktion og kvæghold, og til emballagen ender som affald. Svensk
Mjölk, der er en brancheorganisation for mejerierne i Sverige, står bag denne
undersøgelse. I vurderingen indgår miljøpåvirkningen ved fremstillingen af
mælkeemballage, men det er ikke beskrevet, hvilken emballagetype der er medtaget
i LCA, eller om flere forskellige emballagetyper er inddraget i vurderingerne
(Svensk Mjölk u. år).
Undersøgelsen viser, at det i høj grad er på gården, hvor mælken produceres, at
bidragene til forsuring, næringsstofudvaskning (kvælstof og fosfor), toksiske
stoffer, ozonlagnedbrydning og drivhusgaser stammer fra, samt at energien
forbruges. På den anden side virker kvægholdet på gården med sit behov for
græsningsarealer positivt på bevarelsen af det åbne landskab. Det vurderes
ligeledes, at konvertering til økologisk kvæghold vil have større gavnlige effekt
på miljøet blandt andet på grund af fraværet af brug af kemiske stoffer og
handelsgødning fremfor at ændre f.eks. på tapningsprocessen på mejeriet,
transporten til butik og forbruger eller en forbedret affaldshåndtering (Svensk
Mjölk u. år).
Netop dette aspekt konventionel kontra økologisk drift blev undersøgt i en tredje
svensk undersøgelse, hvor man har beregnet værdier for forskellige LCAparametre
for konventionel og økologisk mælke- og kødproduktion med
udgangspunkt i to konkrete gårde. I undersøgelsen indgår alene processerne på
gården, og mælkens videre færden til forbrugeren er ikke fulgt. Resultaterne
74

viser, at produktionen af 1000 L (EKM) økologisk mælk har et mindre forbrug
af energi generelt og visse materialer (kul, naturgas, fosfor og kalium) end for en
tilsvarende mængde konventionel mælk. Forbruget af vandkraft og naturlig uran
ved økologisk mælkeproduktion er derimod større. Brugen af pesticider er modsat
større for konventionel landbrug end økologisk (11 gange mere) og stammer
her alene fra foder, der er indkøbt til gården. Også på de fleste andre undersøgte
parametre er miljøbelastningen større ved den konventionelle produktion end
økologisk produktion. Det vil sige et større tab af kvælstof og fosfor og dermed
eutrofiering samt større bidrag af drivhusgasserne kuldioxid og nitrogenoxid ved
konventionel fremfor økologisk mælkeproduktion, men dog modsat for drivhusgasen
metan. Den største miljøgevinst ved økologisk mælkeproduktion vurderes
til at være de mindre mængder af anvendt fosfor og pesticider. Økologisk
landbrug kræver større landbrugsarealer end konventionel (1,8 gange mere)
pga. af en mindre intensiv produktion for derved at opnå en tilsvarende mælkeproduktion.
I et land som Sverige, der ikke er så intensivt udnyttet som Danmark,
vil et større brug for landbrugsarealer hovedsageligt have gavnlig effekt,
da det vil virke til et mere varieret landskab (Cederberg & Mattsson 2000).
LCA er et omfattende projekt, der inddrager mange forhold; men LCA kan
oftest ikke give et fuldstændig billede af et færdig produkts miljøbelastning – i
hvert fald giver det kun et øjebliksbillede. Vi har i dette kapitel gjort
opmærksomhed på vigtigheden af inddragelse af primærleddet gården ved
udarbejdelse af LCA i forbindelse med mælk.
75

Litteraturliste
Ainsworth, L. (1999). Glass Milk Bottles Back on Line.
Andersen, J. G. & Tobiasen, T. (2001). Politisk forbrug og politiske
forbrugere. Magtudredningen og forfatterne.
Arla Foods (2000). Arla Foods nyhedsarkiv på kategori.
http://www.arla.dk/C1256A11003233CD/DKNewsCatSearch!Open&Arla_generelt
Arla Foods (2002). Mælkeemballage og –design fra 1880-2002. www.arla.dk
Basse, E. M. (1995). Affaldslovgivningen – et samspil mellem miljø- og
konkurrenceret. GadJura.
Broberg, O., Christensen, P. & Wenzel, H. (1999). Danske virksomheders
erfaringer med livscyklusvurderinger. Arbejdsrapport nr. 4. Miljøstyrelsen.
Carlson, K. & Bagh, J. (2001). Produktutveckling mot nya miljövinster –
Svanen, livsmedel och miljön.
Cederberg, C. & Mattsson, B. (2000). Life cycle assessment of milk
production - a comparison of conventional and organic farming. Journal of
Cleaner Production 8:49-60.
Det Tysk-Danske Handelskammer (2003). Mærket “Der Grüne Punkt”.
http://www.ahk-daenemark.dk/gp.htm
76

Det Økologiske Råd (2001). Blomsten og Svanen. Virker Mærkerne
dk-Teknik, Energi og Miljø (2002). Teknisk information:
Livscyklusvurderinger – samlet viden om et produkts miljøbelastning.
www.dk-teknik.dk
EPIC (1997-98). The Evolution of Milk Packaging and the Effect on Solid
Waste in Ontario from 1968 to 1995. Environmental and Plastics Industry
Council.
EU (2001a). Det sjette miljøhandlingsprogram – Miljø 2010: Vores fremtid,
vores ansvar. Kommissionen for de europæiske fællesskaber.
EU (2001b). Grønbog om en integreret produktpolitik. Kommissionen for de
europæiske fællesskaber.
EU (2001c). Forslag til Europa-Parlementets og Rådets direktiv om ændring af
direktiv 94/62/EF om emballage og emballageaffald. Kommissionen for de
europæiske fællesskaber.
Forbrugerstyrelsen (1998a). Fremtidens forbrugerpolitik – hvorhen
Udarbejdet af Oxford Research A/S.
Forbrugerstyrelsen (1998b). Ingen afgift på mælk.
http://www.fbr.dk/det_mener_vi/svar/alle/ingenafg/
Frees, N. (1998). Kompendium – Ingeniørarbejde og ingeniørkvalifikationer.
DTU. www.alu-info.dk/uddan/html/fre/framest5.html
77

Hjelmar, U. (red.) (1997). Etisk Regnskab – værdistyring og resultatmåling.
Frydenlund grafisk.
Hounum, Marianne (2002). Personlig kommentar, medarbejder ved
Miljøstyrelsen.
Jakobsen, J. (2002). Emballageforsyningen i Danmark 2000. Miljøstyrelsen.
Miljøprojekt nr. 696.
Keoleian, G. A. & Spitzley, D. V. (1999). Guidance for Improving Life-Cycle
Design and Management of Milk Packaging. Journal of Industrial Ecology
3(1):111-126.
Kjeldgaard, M. & Bregengaard, P. (1999). Den Politiske Forbruger…i den
store verden! Columpus.
Mejeriforeningen (2002). Dansk mejeristatistik – 10.b: Forbruget af
mejeriprodukter pr. indbygger. www.mejeri.dk/view.aspID=1014
Miljø & Samfund (1995). Etik - Dialog - Ansvar. www.fs.dk/pj/etik.htm
Miljø- og Energiministeriet & Miljøstyrelsen (1999). Affald 21. Regeringens
affaldsplan 1998-2004.
Miljøstyrelsen (1998). Redegørelse om den produktorienterede miljøindsats.
Miljøstyrelsen (2000). Håndbog i produktorienteret miljøarbejde. Introduktion
til livscyklusvurderinger. www.mst.dk/udgiv/publikationer/2000/87-7944-189-0/html
78

Miljøstyrelsen (2002). Hver dansker bruger 186 kg emballage om året.
www.mst.dk/udgiv/NyViden/2002
Mortensen, H. (1995). Paper or plastics – or both The shape of things to come
in milk packaging. Scandinavian Dairy Information nr. 4.
Packforsk (2001). Fakta om förpackningar och miljö. Kista.
Pommer, K., Hillersborg, A. S., Hirsbæk, S., Hoffmann, L. & Schmidt, A.
(1991). Miljømæssig vurdering af mælkeemballage. Miljøstyrelsen.
Miljøprojekt nr. 168.
Pommer, K., Andersen, T., Jelnes, J. E. & Bentzen, J. (1992). Genanvendelse
kontra forbrænding af mælkekartoner. Miljøstyrelsen. Miljøprojekt nr. 202.
Procter & Gamble (2002). LCA-livscyklusvurdering.
www.dk.pg.com/dk/livscyklusvurdering.htm
Rasmussen, Kirsten (2002). Personlig kommentar, medarbejder ved Tetra Pak.
Remmen, A. & Münster, M. (2002). Kom godt i gang med
livscyklustankegangen! Miljøstyrelsen. Miljønyt nr. 65.
Sonesson, U. & Berlin, J. (2003). Environmental impact of supply chains in
Sweden: a scenario study. Journal of Cleaner Production 11:253-266.
Svensk Mjölk (u. år). Mjölkens miljöpåverkan. Swedish Daily Association.
79

SVM-Portalen (2003). At gøre forretninger i Tyskland. Danmarks Eksportråd.
Udenrigsministeriet. http://www.smv-portal.dk/view.aspID=1223
Wesnæs, M. S. (1996). Miljømæssig screening af emballager til mælk.
Miljøstyrelsen. Miljøprojekt nr. 345.
Widheden, J., Ekvall, T. & Nielsen, P. H. (1998). Life Cycle Assessment of
Packaging for Beer and Soft Drinks: Refillable Bottles. Miljøstyrelsen.
Miljøprojekt nr. 400.
Winter, Lars (2003). Personlig kommentar, medarbejder fra Mejeriforeningen.
Zoukatas, Narcissos (2002). Personlig kommentar, medarbejder ved Arla
Foods.
Lovstof:
Rådets direktiv af 15. juli 1975 om affald (75/442/EØF).
Rådets direktiv af 18. marts 1991 om ændring af direktiv 75/442/EØF om affald
(91/156/EØF).
Europa-Parlamentet og Rådets direktiv 94/62/EF af 20. december 1994 om
emballage og emballageaffald.
Bekendtgørelse af lov om afgift af visse emballager, poser, engangsservice og
pvc-folier af 13. februar 2001 (LBK 101).
80

Bekendtgørelse af lov om miljøbeskyttelse af 25. august 2001 (LBK 753).
Bekendtgørelse om visse krav til emballager af 30. april 1997 (BEK 298).
Bekendtgørelse om affald af 27. juni 2000 (BEK 619).
81

Ordliste
Forkortelser:
BEK
EKM
HDPE
ISO
LBK
LCA
LCA på engelsk
LDPE
LLDPE
MBL
MUP
SETAC
UMIP
: Bekendtgørelse
: Energi korrigeret mælk (mælk med 4% fedt)
: High density polyethylen
: International standard organization
: Lovbekendtgørelse
: Livscyklusvurdering eller Livscyklusanalyse
: Life cycle analysis eller Life cycle assessment
: Low density polyetyhlen
: Linear low density polyethylene
: Miljøbeskyttelsesloven
: Det Materialeteknologiske Udviklingsprogram
: Society of Environmental Toxicology and Chemistry
: Udvikling af Miljøvenlige Industriprodukter
Noter:
Cracking: Ved cracking påvirker man de store molekyler i olie med kraftig
varme, hvorved de går i stykker til mindre molekyler. Der dannes mange
forskellige molekyler, men på varierende måde kan man styre processen.
Miljømærkenævnet: Nævnet har til formål at fremme udviklingen af frivillig
miljømærkning af mindre miljøbelastende produkter både i europæisk og
nordisk regi. Nævnet har desuden besluttende kompetance over for den nordiske
Svanen, og dets opgave er bl.a. at vurdere kriterieforslag og fastlægge
forhandlingsmandat i forbindelse med Svanen.
82

Miljøvaredeklaration: En miljøvaredeklaration er en dokumentation for de
væsentlige miljøbelastninger gennem et produkts livsforløb og formidler disse,
så at forbrugeren kan sammenligne flere produkter i samme produktgruppe.
83

Bilag 1
Bilag 1: Tabellen viser den samlede emballageforsyning for 2000 i Danmark
(Jakobsen 2002).
84

Bilag 2
Bilag 2: Tabellen viser hvilket produktgrupper med videre, der har deltaget
i undersøgelsen af virksomheders LCA erfaringer (Broberg et al. 1999).
Ugeblade
Reoler og borde
Kørevej på skinner
Kabler, ledninger og rør
Audio- og videoudstyr
Afløbsrør
Emballage af returpapir
Beklædning
Kister
Enzymer og lægemidler
Mekanik og elektronik
Våd maling og pulvermaling
Kyllinger og kødvarer fremstillet heraf Dagblade
Udvikling af hvidevarer (ingen
produktion)
El og Varme
Pumper
Kontorstole og kontormøbler
Belysning
Lægemidler, petfood og
foderblandinger til landbruget samt
plast
Olier og fedtstoffer samt formuleringer
med disse
Glasemballager
Isoleringsprodukter
Køle-fryseapparater samt
iscrememaskiner
Arkitektdesignede møbler
Industriel vask, arbejdsbeklædning og
metal varer
85