Transcript Hur ska hushållsavfallet tas om hand?

För Statens Energimyndighets forskningsprogram Energi från Avfall
Projektnr: P10544-2
Hur skall hushållsavfallet tas om hand?
Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Jan-Olov Sundqvist, IVL Svenska Miljöinstitutet AB (projektledare)
Andras Baky, JTI Institutet för Jordbruks- och Miljöteknik
Marcus Carlsson Reich, IVL Svenska Miljöinstitutet
Ola Eriksson, KTH Avd för Industriellt Miljöskydd
Jessica Granath, IVL Svenska Miljöinstitutet
B 1462
Stockholm, februari 2002
Organisation/Organization
IVL Svenska Miljöinstitutet AB
Adress/address
Box 21060
100 31 STOCKHOLM
RAPPORTSAMMANFATTNING
Report Summary
Projekttitel/Project title
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering
av olika behandlingsmetoder
Anslagsgivare för projektet/Project sponsor
Statens Energimyndighet
Telefonnr/Telephone
08-598 563 00
Rapportförfattare/author
Jan-Olov Sundqvist, Jessica Granath och Marcus Carlsson Reich, IVL, Ola Eriksson, KTH, Andras Baky, JTI
Rapportens titel och undertitel/Title and subtitle of the report
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Sammanfattning/Summary
I en systemanalys har konsekvenser rörande energiförbrukning, miljöpåverkan och ekonomi studerats för
olika system för hantering av kommunalt avfall. I systemanalysen har olika kombinationer av förbränning,
deponering, materialåtervinning av utsorterad plast och kartong, och biologisk behandling (rötning och
kompostering) av utsorterat lättnedbrytbart organiskt avfall studerats. I studien har en datormodell baserad på
livscykelanalysmetodik (ORWARE) använts. Studien baseras på en modellkommun. I en känslighetsanalys
har inverkan av olika kommunspecifika parametrar och anläggningsspecifika parametrar studerats. Det
slutliga resultatet bedöms täcka ett mycket stort antal kommuntyper. Följande parametrar har använts för att
utvärdera olika lösningar: förbrukning av energiråvaror, växthuseffekt, försurning, övergödning, bildning av
marknära ozon, tungmetallflöden, företagsekonomi (i livscykelperspektiv) och samhällsekonomi
(samhällsekonomi innebär en viktning av företagsekonomi och miljöekonomi) - i grundfallet räknas
hushållens arbete inte in i den samhällsekonomiska kalkylen. Vi har kommit fram till följande slutsatser.
Deponering bör i allmänhet undvikas för avfall som kan förbrännas, rötas, komposteras eller
materialåtervinnas.
Möjlighet till förbränning av avfall bör alltid finnas. Detta gäller även om avfallet måste transporteras till
en regional anläggning. Eftersom det inte går att uppnå 100 % återvinningsgrader för exempelvis plast,
kartong och returpapper, kommer det alltid att finnas en viss mängd brännbart avfall som måste tas omhand
vid sidan av materialåtervinningssystemen och eventuella system för biologisk behandling.
Materialåtervinning, rötning och förbränning bör inte ses som konkurrerande metoder, utan mer som
kompletterande metoder. Det är svårt att dra entydiga slutsatser om vilken metod som är ”bäst”. Det finns
fördelar och nackdelar med alla metoder. I systemperspektivet för en hel kommun ger materialåtervinning
eller rötning mycket små skillnader mot förbränning. Kompostering (strängkompostering) av lättnedbrytbart
avfall har nästan inga miljömässiga fördelar gentemot förbränning eller gentemot rötning.
Om man räknar in hushållens arbete i den samhällsekonomiska kalkylen blir materialåtervinning
samhällsekonomiskt dyrare än förbränning. Förbränning, rötning och kompostering kräver ungefär lika
mycket arbete av hushållen och skillnaderna mellan dessa påverkas mycket lite av om hushållens arbete
räknas in.
Transporter av avfall, sedan det väl är insamlat, är av begränsad betydelse vad gäller miljöpåverkan,
energiförbrukning och kostnader, under förutsättning att transporterna genomförs på ett effektivt sätt.
Hushållens transporter (med personbil) kan påverka både resultatet (i ogynnsam riktning för källsortering).
Olika insamlingssystem påverkar det totala resultatet i mycket liten utsträckning beträffande
miljöpåverkan och energiförbrukning. En förtätning av återvinningsstationer från områdesnära till
återvinningsgårdar som är mer kvartersnära ger ingen avgörande påverkan på miljöpåverkan eller
samhällsekonomi (exklusive hushållens arbete) men leder till mindre arbete för hushållen.
Bibliografiska uppgifter/Bibliographic data
IVL Rapport/report B 1462
Beställningsadress för rapporten/Ordering address
IVL, Publikationsservice, Box 21060, S-100 31 Stockholm. Eller via www.ivl.se
fax: 08-598 563 90, eller e-mail: [email protected]
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Förord
I januari 1993 startades ett projekt som senare kom att kallas för ORWARE (Organic
Waste Research). Projektet finansierades av AFR (Avfallsforskningsrådet). Det genomfördes i samarbete mellan SLU, JTI, IVL och KTH med Thomas Nybrant vid institutionen för Lantbruksteknik vid SLU som projektledare. Flera doktorander arbetade i projektet från början. I projektet utvecklades en datorbaserad simuleringsmodell för att studera hanteringen av lättnedbrytbart organiskt avfall. Projektet förlöpte i flera etapper
fram till slutet av 1997, då AFR (som då gått upp i Naturvårdsverket) upphörde med sin
verksamhet. Under slutet av 1997 utlyste NUTEK ett nytt forskningsprogram Energi
från Avfall, som från 1998 administrerades av Energimyndigheten. Ur detta program
fick vi medel för att fortsätta utveckla ORWARE och fokusera på energiutnyttjande från
avfall. Den första etappen rapporterades i början av 2000 (Sundqvist et al, 1999 a-d).
Arbetet har sedan fortsatt i en andra etapp under 2000-2001 som redovisas i föreliggande rapport.
Arbetet i denna studie har genomförts i samarbete mellan IVL, KTH (Avdelningen för
Industriellt Miljöskydd) och JTI. Att leda ett samarbetsprojekt mellan många parter är
ungefär som att dra igång ett stort tågsätt. Det går åt en stor mängd energi för att dra
igång tågsättet, men när det väl kommit igång är det svårt att stoppa det. Och när tåget
är igång vill det till att alla tågväxlar fungerar för att det inte ska spåra ur.
Det är en mängd personer som deltagit i projektet. De som står som medförfattare är de
kollegor som medverkat i hela projektet och som arbetat aktivt med att få ihop denna
slutrapport. Därutöver vill jag ge ett stort tack till följande personers insatser:
-
Anna Björklund på KTH, Avdelningen för Industriellt Miljöskydd var med vid
planeringen av arbetet, men prioriterade barnafödande och barnaskötsel framför
systemanalys av avfallshantering.
-
Björn Frostell på KTH, Avdelningen för Industriellt Miljöskydd var med vid
planeringen av arbetet, men valde att arbeta med miljöfrågor i Nicaragua åt SIDA.
-
Mikael Raaterova på Kairos Future har hjälpt oss med de sociologiska delarna i
projektet.
Vidare har flera examensarbeten utförts inom ramen för projektet. Samtliga dessa har
skapat värdefulla bidrag till projektet. Referenser till deras rapporter anges i rapporten.
Jag vill rikta ett stort tack till:
-
Anna-Sofia (”Annsie”) Carlsson, som har bidragit med sitt examensarbete
”Plaståtervinning i Sverige”, se Carlsson (2002) i referenslistan.
-
Magnus Rahmberg, som har medverkat med sitt examensarbete ”Utvärdering och
modellering av återvinningsprocesser i ORWARE”, se Rahmberg (2001) i referenslistan.
-
Lasse Bohlin som har gjort (men inte avslutat) sitt examensarbete ”Hushållens
arbete med källsortering”. Arbetet kommer att leda till en rapport från Avdelningen
för Industriellt Miljöskydd på KTH.
1
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
-
Nanna Wikholm, som genomförde sitt examensarbete ”Utvärdering av
tungmetallflöden orsakade av olika avfallshanteringsalternativ”, se Wikholm (2001)
i referenslistan.
-
Marie Eriksson, som genomför sitt examensarbete ”Environmental systems analysis
of sewage sludge treatment methods in ORWARE - With emphasis on development
of the incineration sub-model”, se Eriksson (2002) i referenslistan. Marie har också
som projektanställd varit med och skrivit och redigerat slutrapporten.
-
Charlotta Fahlstedt som håller på och avslutar sitt examensarbete ”Samproduktion
av el, värme och kyla vid termisk behandling av avfall – En systemanalytisk
teknikbedömning av energi, miljö och ekonomi”, se Fahlstedt (2002) i
referenslistan.
Slutligen riktar jag ett tack till Energimyndigheten som givit oss den ekonomiska möjligheten att genomföra detta projekt.
Stockholm 2001-12-31
Jan-Olov Sundqvist
projektledare
2
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Sammanfattning
I en systemanalys har konsekvenser rörande energiförbrukning, miljöpåverkan och
ekonomi studerats för olika system för hantering av kommunalt avfall. I systemanalysen
har olika kombinationer av förbränning, deponering, materialåtervinning av utsorterad
plast och kartong, och biologisk behandling (rötning och kompostering) av utsorterat
lättnedbrytbart organiskt avfall studerats. I studien har en datormodell baserad på
livscykelanalysmetodik (ORWARE) använts. Studien utgår från en modellkommun. I en
känslighetsanalys har inverkan av olika kommunspecifika parametrar och
anläggningsspecifika parametrar studerats. Det slutliga resultatet bedöms täcka ett
mycket stort antal kommuntyper. Följande parametrar har använts för att utvärdera olika
lösningar: förbrukning av energiråvaror, växthuseffekt, försurning, övergödning,
bildning av marknära ozon, tungmetallflöden, företagsekonomi och samhällsekonomi
(samhällsekonomi innebär en viktning av företagsekonomi och miljöekonomi). Vi har
kommit fram till följande slutsatser.
Deponering bör i allmänhet undvikas för avfall som kan förbrännas, rötas, komposteras
eller materialåtervinnas. Detta gäller även när deponigas utvinns och lakvattnet renas.
Det bör påpekas att i samtliga scenarier och fall som studerats förekommer deponering
av aska/slagg från avfallsförbränning.
Möjlighet till förbränning av avfall bör alltid finnas. Detta gäller även om avfallet måste
transporteras till en regional anläggning. Eftersom det inte går att uppnå 100 % återvinningsgrader för exempelvis plast, kartong och returpapper, kommer det alltid att finnas
en viss mängd brännbart avfall som måste tas omhand vid sidan av materialåtervinningssystemen och eventuella system för biologisk behandling.
Materialåtervinning, rötning och förbränning bör inte ses som konkurrerande metoder,
utan mer som kompletterande metoder. Det är svårt att dra entydiga slutsatser om vilken
metod som är ”bäst”. Det finns fördelar och nackdelar med alla metoder. I
systemperspektivet för en hel kommun ger materialåtervinning eller rötning mycket små
skillnader mot förbränning.
Rötning av lättnedbrytbart organiskt avfall ger en högre samhällsekonomisk kostnad än
förbränning och har både fördelar och nackdelar vad gäller miljöpåverkan jämfört med
förbränning. Rötning leder totalt sett till en något högre total energiförbrukning än
förbränning. Rötning är miljömässigt och samhällsekonomiskt fördelaktigare än
deponering.
Kompostering (strängkompostering) av lättnedbrytbart avfall har nästan inga miljömässiga fördelar gentemot förbränning. Kompostering av lättnedbrytbart avfall ger inte
heller några fördelar jämfört med rötning. Kompostering av lättnedbrytbart organiskt
avfall är samhällsekonomiskt något dyrare än rötning och förbränning. Kompostering är
miljömässigt och samhällsekonomiskt fördelaktigare än deponering.
3
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Materialåtervinning verkar generellt ge mindre miljöpåverkan och lägre energiförbrukning än förbränning, men högre företagsekonomiska kostnader. De samhällsekonomiska
kostnaderna beror ofta på metod för miljöekonomisk viktning. Resultatet är olika för
olika material. Störst fördelar med återvinning visar icke-förnybara material som plast
och metaller (metaller har dock inte studerats i denna studie, men slutsatsen dras i flera
andra LCA-studier). För skogsbaserade material fås större fördelar för mekanisk massa
(t.ex. tidningspapper), än för kemisk massa (t.ex. kartong). Materialåtervinning ger
något högre samhällsekonomiska kostnader än förbränning, beroende på att minskade
miljökostnader äts upp av högre företagsekonomiska kostnader. Om man sätter pris på
och räknar in hushållens arbete med avfallshantering och källsortering ger
materialåtervinning betydligt högre samhällsekonomiska kostnader än förbränning. Det
kan diskuteras hur hushållens arbete ska tas med. I t.ex. utredningen om
producentansvaret (SOU 2001:102) tar utredaren inte hänsyn till hushållens arbete i den
ekonomiska utvärderingen.
Transporter av avfall, sedan det väl är insamlat, är av begränsad betydelse vad gäller
miljöpåverkan, energiförbrukning och kostnader. Då avfallet väl är insamlat har även
längre regionala transporter liten betydelse, under förutsättning att transporterna genomförs på ett effektivt sätt. Hushållens transporter (med personbil) kan påverka resultatet (i
ogynnsam riktning för källsortering).
Olika insamlingssystem påverkar det totala resultatet i mycket liten utsträckning
beträffande miljöpåverkan och energiförbrukning. Om man prissätter hushållens tid för
källsortering kan insamlingssystemets utformning påverka den samhällsekonomiska
kalkylen. En förtätning av återvinningsstationer från områdesnära (1 station per 1000
invånare) till återvinningsgårdar som är mer kvartersnära (1 gård per 100 invånare) ger
ingen avgörande påverkan på miljöpåverkan eller samhällsekonomi (exklusive
hushållens arbete) men leder till mindre arbete för hushållen.
4
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Summary
Energy turnover, and environmental and economic consequences of different municipal
solid waste management systems have been studied in a systems analysis. Different
combinations of incineration, recycling of separated plastic and cardboard packages and
biological treatment (anaerobic digestion and composting) of easy degradable organic
waste, were studied and also compared to landfilling. A simulation model (ORWARE),
based on LCA methodology, was used. The following parameters were used for
evaluating the different waste management options: consumption of energy resources,
emissions of greenhouse gases, emissions of acidifying substances, emissions of
eutrophicating substances, emissions of photooxidant formers, heavy metal flows,
financial economy and welfare economy. The analysis was based on a model
municipality. In a sensitivity analysis different technical, geographic and demographic
parameters have been varied, making the result to cover several different types of
municipalities and regions. The conclusions from the study are as follows.
The most obvious conclusion is that landfilling should be avoided. Wastes that can be
incinerated (combusted), material recycled, anaerobically digested or composted should
not be landfilled. This is valid even if landfill gas is extracted and utilised, and the
leachate is collected and treated. This is due to that the resources in the waste are
inefficiently utilised when landfilled, making it necessary to produce materials, fuels
and nutrients from virgin resources.
It is impossible to draw unambiguous conclusions of which of the other treatment
options that is “most preferable”. There are advantages and disadvantages with all
options. In a systems perspective there are small differences between incineration and
aerobic digestion of easy degradable organic material, and between incineration and
material recycling of e.g. plastics and cardboard. Material recycling, anaerobic digestion
and incineration should not be seen as competing options, but as completing options.
Since it is impossible to obtain 100 % material recycling or 100 % biological treatment
there will always be some combustible waste that has to be incinerated. There should
always be possibilities to incineration, even if the waste has to be transported to a
regional incineration plant.
When comparing material recycling and incineration of recyclable materials (e.g.
plastics and cardboard), and biological treatment and incineration of easy degradable
organic waste, no unambiguous conclusions can be drawn.
Anaerobic digestion of easy degradable organic waste has a higher welfare cost than
incineration, and has both environmental advantages and disadvantages compared to
incineration.
Composting of degradable waste has hardly any advantages with respect to environment
and energy turnover when being compared to incineration or anaerobic digestion.
Composting gives a higher welfare cost than anaerobic digestion and incineration.
5
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Generally, material recycling seems to give lower consumption of energy resources and
lower environmental impact than incineration, but higher financial costs and higher
welfare costs. The result is however different for different materials. Recycling gives
most advantages for non-renewable materials such as metals and plastics. Materials
recycling gives higher financial costs and welfare costs than incineration. If the work at
home with source separation is valued and considered in the welfare economic calculus,
recycling gives much higher welfare cost than incineration.
Transports of waste, when the waste once has been collected, is of very low importance
considering consumption of energy resources, environmental impact and economy, if
the transport is performed in an efficient manner. Private transports of source separated
waste (from home to the collection site) can be of importance if the transport is made by
car.
Different collection systems have been studied: collection at home, collection in the
close neighbourhood (100 inhabitants per collection point), or collection in the far
neighbourhood (1000 inhabitants per collection point). The collection system has very
low influence on the total consumption of energy resources, the total environmental
impact and the total welfare costs. However, the collection system can affect the time
people have to spend on waste management (and the welfare cost if the separation and
transportation time for people is considered in the welfare economic calculus).
6
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Innehållsförteckning
FÖRORD
1
SAMMANFATTNING
3
SUMMARY
5
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
7
1. INLEDNING
11
1.1 Bakgrund
11
1.2 Resultat av tidigare studie
12
1.3 Syften, mål och avgränsningar
13
1.4 Översikt av genomfört arbete
14
2. METODÖVERSIKT
15
2.1 Översikt
15
2.2 Systemanalys och livscykelanalys
15
2.3 ORWARE-modellen
16
2.3.1
2.3.2
2.3.3
Bakgrund
Avfallssystemet i ORWARE
Livscykelperspektivet
16
17
21
2.4 Ekonomisk metod
24
3. ANALYSER AV OLIKA ASPEKTER PÅ
AVFALLSHANTERINGSSYSTEMET
26
4. SYSTEMANALYS
32
4.1 Målformulering och omfattning
32
4.1.1
4.1.2
4.1.3
4.1.4
4.1.5
4.1.6
4.1.7
Bakgrund och mål
Identifiering av parametrar som påverkar resultatet
Funktionella enheter
Systemgränser
Val av ersättningsbränsle för fjärrvärmeproduktion
Val av produktion av elektricitet
Resultatparametrar
4.2 Fall och scenarier
4.2.1
4.2.2
4.2.3
32
32
33
33
34
35
36
38
Modellkommun
Behandlingsfall
Grundscenario och scenarier för känslighetsanalyser
38
39
40
4.3 Principer för resultatredovisning
42
4.4 Resultat – grundscenario
43
4.4.1
4.4.2
4.4.3
4.4.4
Allt avfall: jämförelse av förbränning och deponering
Lättnedbrytbart organiskt avfall: jämförelse av förbränning, rötning och kompostering
Plastförpackningar: jämförelse av förbränning och materialåtervinning
Kartongförpackningar: jämförelse mellan förbränning och återvinning
7
44
45
46
47
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.4.5
IVL-rapport B1462
Översikt av resultatet från grundscenariot
4.5 Resultat - känslighetsanalys
48
49
5. ANVÄNDNING AV RESULTATET FÖR PLANERING AV HANTERING AV
HUSHÅLLSAVFALL
51
5.1. Inledning
51
5.2. Översiktlig jämförelse mellan olika behandlingsmetoder
51
5.3. Kommunspecifika förhållanden som kan ändra på ovanstående resultat
52
5.4. Hur tas olika avfallsfraktioner omhand på bästa sätt
54
5.4.1
5.4.2
5.4.3
5.4.4
5.4.5
Lättnedbrytbart organiskt avfall
Plastförpackningar
Kartongförpackningar
Restavfall
Andra avfallsfraktioner
54
56
57
59
59
5.5. När är olika behandlingsmetoder av intresse
61
5.5.1
5.5.2
5.5.3
5.5.4
5.5.5
5.5.6
5.5.7
Tillgänglig kapacitet för brännbart och organiskt avfall
Materialåtervinning
Förbränning
Rötning
Kompostering
Deponering
Termisk förgasning
REFERENSER
61
61
62
62
63
63
63
65
BILAGA 1. INDATA I STUDIEN
1
1.
Inledning
1
Avfall
2
2.1.
2.2
2
4
2.
3.
Delmodeller i avfallshanteringssystemet
3.1
3.2
3.3
3.4
3.5
3.6
3.7
3.8
3.9
3.10
3.11
3.12
3.13
4.
Fraktioner/sammansättning
Mängder
5
Insamling
Transporter
Förbränning
Termisk förgasning
Deponering
Rötning
Kompostering
Avloppsreningsverk
Spridning av rötrest och kompost på åkermark
Gasanvändning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Ekonomimodellen
5
7
9
12
12
16
17
19
19
24
25
27
30
Delmodeller i det kompletterande systemet
40
4.1.
4.2
4.3
4.4
4.5
4.6
4.7
47
50
54
56
58
60
El40
Fjärrvärme
Drivmedel
Handelsgödsel
Plastgranuler
Kartong
Ekonomimodellen
8
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
5.
IVL-rapport B1462
Viktningsfaktorer
61
5.1
5.2
61
64
Karaktäriseringsfaktorer
Ekonomiska viktningsmetoder
BILAGA 2. ANALYSER AV OLIKA ASPEKTER PÅ
AVFALLSHANTERINGSSYSTEMET
1
1.
Inledning
1
Miljöpåverkan och energiförbrukning från byggsfasen av anläggningar
2
2.1.
2.2.
2.3.
2.4
2
2
2
5
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
Inledning
Byggfasen
Litteraturstudie
Slutsats
Hushållens arbete och transporter
6
3.1. Inledning
3.2. Syften och mål
3.3. Genomförande
3.4.
Resultat av enkätundersökningen.
3.5. Avslutande reflektioner
Appendix 1. Följebrev och enkät
6
6
7
9
23
25
Återvinningsprocesser
30
4.1.
4.2.
4.3.
30
31
31
Kartläggning av återvinning i Sverige
LCA av däckavfall
Resultat från tidigare LCA-studier av andra material
Avfallets sammansättning
33
5.1.
5.2.
5.3.
33
33
36
Inledning
Avfallssammansättning enligt olika källor
Diskussion
Hushållsarbete med källsortering
37
6.1.
6.2
6.3
6.4.
6.5
37
37
37
38
42
Inledning
Mål
Litteraturstudie
Beräkning av samhällsekonomisk kostnad för hushållens arbete
Diskussion och slutsats
Marknad för återvunna material – plast
43
7.1
7.2
7.3
7.4
43
43
44
44
Inledning
Kartläggning av plaståtervinning i Sverige
LCA av plaståtervinning
Slutsatser
Marknad för återvunna material – rötrest
45
8.1.
8.2.
8.3.
45
45
49
Inledning
Biogasanläggningar i Sverige
Slutsatser
Kostnadseffektiv rötning
50
10. Tungmetallflöden i avfallssytemet och det kompletterande systemet
10.1.
Inledning
10.2.
Kartläggning av tungmetallflöden
10.3 Resultat
10.4.
Slutsatser
52
52
52
54
11. Identifiering av förändringar i samhälle och teknik
11.1.
11.2.
11.3.
52
Bakgrund och mål
Genomförande
Resultat
55
55
55
55
9
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
12. Termisk förgasning av avfall för vätgasproduktion
12.1.
12.2.
12.3.
12.4.
Inledning
Utförande
Resultat
Slutsatser och diskussion
64
64
64
66
73
13. Förbränning av rötslam
13.1.
13.2.
13.3.
13.4.
IVL-rapport B1462
75
Inledning
Metod och systemgränser
Preliminära resultat
Slutsatser
75
75
77
77
14. Fjärrkyla
78
14.1.
14.2.
14.3.
78
78
79
Inledning
Metod och systemgränser
Resultat
15. Attityder och värderingar
15.1.
15.2.
15.3.
15.4.
15.5.
15.6.
81
Inledning
Syfte och mål
Genomfört arbete
Det sociala sammanhanget för hushållens avfallshantering
Hypotes för hushållsmodellen
Förslag till undersökning av hushållens avfallshantering
16. Aktörsanalys
16.1.
16.2.
16.3.
16.4.
16.5.
16.6.
16.7.
16.8.
16.9.
16.10.
16.9.
81
81
81
84
86
88
90
Inledning
ORWARE-systemet
Kommun
Skillnader mellan system och komplikationer av detta
Energibolag
Hushåll
Återvinningsindustrin och materialbolagen
Stat
Lantbruk
NGO:s
Massmedia
17. Nyckelparametrar
90
90
91
92
93
95
95
96
96
97
97
98
BILAGA 3. RESULTAT AV SYSTEMANALYS
1
1.
Inledning
1
1.1
1.2
1
2
2.
Läsanvisning för Bilaga 3
Fall och scenarier som studerats
Resultat - grundscenario
2.1
2.2
2.3.
2.4
6
Förbrukning av energiråvaror
Miljöpåverkan
Ekonomi
Sammanfattning av resultat från grundscenariot
6
9
22
28
3. Skillnader grundscenario och tidigare resultat
29
4.
Känslighetsanalys
30
4.1
4.2
4.3
4.4
4.5
4.6
4.7
4.8
4.9
30
30
31
32
33
35
36
36
38
Metod för elframställning
Kraftvärme från avfallsförbränning
Fjärrvärme
Transportavstånd
Hushållens arbete
Spridning av rötrest/kompost
Samhällsförändringar - värderingar av miljöpåverkan och naturresurser
Resultat - deponin som kolsänka
Sammanfattning av känslighetsanalyser
10
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
1. Inledning
1.1
Bakgrund
Avfallshanteringen i vårt samhälle förändras hela tiden. Under senare år har
statsmakterna försökt påskynda utvecklingen mot ökat kretslopp och minskad
deponering genom införandet av en rad olika styrmedel. Under senare hälften av 1990talet har ett lagstadgat producentansvar1 införts för flera olika produktgrupper, t.ex.
förpackningar, returpapper, däck och elektronikprodukter, för att öka materialåtervinningen. En deponeringsskatt tas från 1 januari 2000 ut på avfall som deponeras2.
Det blir förbjudet att deponera ”utsorterat brännbart avfall” efter år 2002, och förbjudet
att deponera ”organiskt avfall”3 efter år 20054 Från sommaren 2001 gäller en ny
förordning om deponering av avfall5 som ställer ökade krav på det avfall som
deponeras, samt lokalisering, utförande, drift och kontroll av deponier. Inom EU har
också utarbetats ett direktiv för förbränning av avfall6, vilken kommer att implementeras
i svensk lagstiftning. Genom lokala investeringsprogram (LIP) ges bidrag till bl.a.
anläggningar för biologisk behandling av avfall.
Som underlag för den fortsatta politiken inom avfallsområdet har flera utredningar
genomförts. Flera officiella utredningar har presenterats kring årsskiftet 2001/2002.
Producentansvarsutredningen presenterade i december 2001 sina synpunkter på
producentansvaret (SOU, 2001). Strax därefter presenterade Naturvårdsverket sin
utredning Ekologiskt hållbart omhändertagande av avfall som genomförts på uppdrag av
regeringen (Naturvårdsverket, 2001). I februari 2002 presenterades även utredningen
om Styrmedel inom avfallsområdet (SOU, 2002).
Även energiområdet står inför olika förändringar. En kärnkraftreaktor har avvecklats
och diskussioner pågår om avveckling av ytterligare en. Denna avveckling ökar behovet
av andra elkällor eller av en effektivisering av energianvändningen. Det är också enligt
klimatkonventionen, ett uppsatt mål att användningen av fossila bränslen ska minska,
vilket ökar behoven av andra energikällor för t.ex. drivmedel, uppvärmning och
processenergi i industrin.
De pågående förändringarna i avfallshanteringen syftar till att minska mängden avfall
som deponeras, och öka mängden avfall som går till olika former av utnyttjande som
materialåtervinning, förbränning (energiutvinning), kompostering (nyttiggörande av
näringsämnen och mull) och rötning (nyttiggörande av energi, näringsämnen och mull).
För flera material i avfallet finns det då flera alternativa sätt utnyttja avfallet, t.ex.:
1
Se förordningarna SFS 1997:185, 1994:1205, 1994:1236, 2000:208
SFS1999:673 Lagen om skatt på avfall
3
Med organiskt avfall menas enligt Avfallsförordningen ”avfall som innehåller organiskt kol”; som
exempel anges biologiskt avfall, pappersavfall och plastavfall.
4
Enligt den nya förordningen om avfall 2001: 1063, och förordningen om deponering av avfall 2001:512
5
Förordningen om deponering av avfall 2001:512
6
Direktiv 2000/76/EG om förbränning av avfall
2
11
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
-
lättnedbrytbart organiskt avfall7 kan sorteras ut och komposteras eller rötas, eller
kan ingå i det avfall som går till förbränning.
-
plast och kartong kan sorteras ut och användas till materialåtervinning, eller kan
ingå i det avfall som går till förbränning.
-
vid förbränning kan man producera fjärrvärme eller kraftvärme.
Då avfallshanteringen nu står inför ytterligare stora förändringar är det viktigt att man
väljer de alternativ som är fördelaktigast. Det är en lång rad olika faktorer som har betydelse för vad som är fördelaktigt och ofördelaktigt. Avfallshanteringssystem är komplexa. Förutom det egentliga avfallssystemet påverkas även andra verksamheter i samhället då avfallet nyttiggörs på olika sätt. Exempelvis kan en ändrad avfallsförbränning
leda till konsekvenser i fjärrvärmeproduktionen, en ändrad omfattning av rötning kan
leda till konsekvenser för drivmedelstillverkning och gödselmedelframställning. Det är
därför viktigt att de förändringar som kan ske inom avfallshanteringen studeras i ett
systemperspektiv. För att underlätta för beslutsfattare m.fl. att få en överblick över olika
alternativ har det i flera länder utvecklats datorbaserade simuleringssystem, där man kan
simulera miljömässiga och ekonomiska konsekvenser av olika val av avfallshanteringssystem. ORWARE 8 är en av de modeller som utvecklats i Sverige.
1.2
Resultat av tidigare studie
Under 1998-1999 har projektgruppen drivit projektet ”Systemanalys av energiutnyttjande från avfall – utvärdering av energi, miljö och ekonomi”. Studien sammanfattades
enligt följande (Sundqvist et al, 1999a).
”Ett ökat energiutnyttjande från avfall, jämfört med 1998, har i en systemanalys studerats med avseende på energi, miljö och ekonomi. Ökat energiutnyttjande kan åstadkommas genom t.ex. förbränning, materialåtervinning av utsorterad plast och kartong, eller genom biologisk behandling
(rötning och kompostering) av utsorterat organiskt, lättnedbrytbart avfall. I studien har en datormodell baserad på livscykelanalysmetodik (ORWARE) använts. Tre olika kommuner har studerats:
Uppsala, Stockholm och Älvdalen. Följande parametrar har använts för att utvärdera olika lösningar:
förbrukning av energiråvaror, växthuseffekt, försurning, övergödning, bildning av marknära ozon,
företagsekonomi och samhällsekonomi (samhällsekonomi innebär en hopviktning av företagsekonomi och miljöekonomi).
Studien visar att ett ökat utnyttjande av energin i avfallet är positivt från såväl miljösynpunkt som
samhällsekonomisk synpunkt. Detta beror framför allt på att valet av behandlingsmetod har en påverkan utanför avfallssystemet på framställning av fjärrvärme, elektricitet, fordonsbränsle, plast,
kartong och gödselmedel. Denna slutsats innebär att deponering av energiinnehållande avfall ska
undvikas i största möjliga utsträckning, p.g.a. det låga energiutnyttjande och den miljöpåverkan som
erhålls vid deponering.
Förbränning bör utgöra en bas i avfallssystemet för vardera av de tre kommunerna, även om avfallet
måste transporteras till en regional anläggning. Då avfallet väl är insamlat har även längre regionala
transporter liten betydelse, under förutsättning att transporterna genomförs på ett effektiv sätt.
7
Med organiskt lättnedbrytbart avfall menas organiskt avfall (se fotnot 3) som är lämpliga att behandla
med rötning och kompostering. Exempel är matrester från hushåll och restauranger, slakteriavfall, gödsel.
Papper, trä och plast är exempel på organiskt avfall som inte är lämpliga att behandla genom rötning eller
kompostering.
8
ORWARE står för ORGANIC WASTE RESEARCH
12
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Vid jämförelse mellan materialåtervinning och förbränning, samt mellan biologisk behandling och
förbränning, har inga entydiga slutsatser kunnat dras vad gäller miljöpåverkan. Det finns fördelar
och nackdelar med alla metoder. Materialåtervinning av plast är samhällsekonomiskt jämförbar med
förbränning och ger mindre miljöpåverkan – detta under förutsättning att den återvunna plasten ersätter jungfrulig plast. Materialåtervinning av kartong är samhällsekonomiskt jämförbar med förbränning, men har både miljömässiga fördelar och miljömässiga nackdelar. Rötning av organiskt,
lättnedbrytbart avfall ger en högre samhällsekonomisk kostnad än förbränning och har både fördelar
och nackdelar vad gäller miljöpåverkan. Kompostering av organiskt, lättnedbrytbart avfall är samhällsekonomiskt jämförbar med rötning, men ger större miljöpåverkan. För att entydigt motivera en
ökad materialåtervinning och ökad biologisk behandling krävs en teknik- och produktutveckling
och/eller en annan värdering av utsläpp och miljöeffekter.”
1.3
Syften, mål och avgränsningar
Syftet med arbetet är att ta fram förbättrade beslutsunderlag för utformning av avfallshantering i svenska kommuner, sett i ett strategiskt tidsperspektiv på 10 -15 år.
En utgångspunkt har varit att studera hur allmängiltiga resultaten från den första studien
var (Sundqvist et al, 1999a-d). Arbetet har därvid fokuserats på följande frågeställningar:
1.
I vilken utsträckning är det relevant och möjligt att utvidga det studerade systemet
till att omfatta ytterligare processer, däribland olika uppströmsprocesser, t.ex.:
• hushållens arbete och hushållens transporter av avfallet.
• byggskedet för anläggningar.
2
I det första arbetet gjordes vissa antaganden (t.ex. att 1 kg återvunnen plast ersätter
1 kg jungfrulig plast; att tungmetallflödena i det kompletterande systemet är försumbara jämfört med tungmetallflödena i avfallssystemet; m.m.). Hur pass riktiga
är dessa antaganden?
3.
Är det möjligt att identifiera tekniksprång som väsentligt skulle ändra de resultat
som hittills kommit fram eller de slutsatser som hittills dragits?
4.
Hur påverkas beslutsunderlaget om man i ökande utsträckning tar hänsyn till
sociala och samhällsvetetenskapliga frågeställningar (värdering av hushållens tid
med källsortering, samt olika aktörers värderingar och attityder, t.ex. hushåll,
avfallsföretag, återvinningsföretag, energiföretag, jordbrukare)?
5.
Vilka viktiga parametrar kan identifieras som avgör vilket avfallshanteringsalternativ som är att föredra med avseende på olika aspekter? Vilka generella slutsatser kan dras med avseende på olika kommuntyper med utgångspunkt i identifieringen av de viktiga parametrarna?
Arbetet har begränsats till att omfatta kommunala avfall som är relevanta i energisammanhang.
13
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
1.4
IVL-rapport B1462
Översikt av genomfört arbete
Det genomförda arbetet innebär en fortsättning och utvidgning av det arbete som gjordes under 1998-1999. Arbetet har inriktats på att få mer välunderbyggda, heltäckande
och för aktörerna användbara resultat och har bedrivits inom de områden som
presenterades i föregående avsnitt 1.3.
Resultaten finns presenterade i denna rapport, som är upplagd enligt följande:
Kapitel 1.
Bakgrund. Sammanfattning av den tidigare studien. Syften, mål och avgränsningar
Kapitel 2.
En genomgång av metod (systemanalys och LCA) och översiktlig beskrivning av den
modell som vi använt.
Kapitel 3.
Ett antal olika frågeställningar (se avsnitt 1.3) har analyserats med avseende på dess påverkan på det tidigare presenterade resultatet. I de fall där det ansågs relevant och praktiskt genomförbart har ORWARE -systemet utökats med nya delmodeller. Baserat på
dessa analyser och på tidigare erfarenheter från etapp 1 av projektet har ett antal viktiga
parametrar med stor betydelse för resultatet identifierats. De viktigaste av dessa har
sedan valts ut för att baserat på dessa formulera ett antal scenarier, för att simulera olika
kommuntyper, olika geografiska förutsättningar och olika marknadsmässiga förutsättningar, etc. En djupare presentation av analysen ges i Bilaga 2, i vissa fall refereras även
till andra rapporter som publicerats inom ramen för detta projekt.
Kapitel 4.
Resultat av de systemanalyser som vi gjort. Ett antal olika simuleringar har gjorts för att
simulera olika kommunspecifika förhållanden. Baserat på resultatet från dessa
simuleringar kan sedan slutsatser för olika kommuntyper dras. En djupare presentation
finns i Bilaga 3.
Kapitel 5.
En diskussion kring hur våra resultat kan användas vid planering av avfallshantering.
Bilaga 1.
Bilagan innehåller en mer detaljerad beskrivning av de indata och de delmodeller som
vi använt. För vissa delmodeller ges en ingående beskrivning, medan för andra delmodeller ges referenser till olika artiklar och rapporter.
Bilaga 2.
Bilagan innehåller en genomgång av olika delstudier som gjorts för att analysera olika
frågeställningar med avseende på dess påverkan på det tidigare presenterade resultatet.
Bilagan är en fördjupning av kapitel 3.
Bilaga 3.
Bilagan innehåller en mer detaljerad presentation av resultatet av de systemanalyser
som vi gjort. Bilagan är en fördjupning av kapitel 4.
14
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
2. Metodöversikt
2.1
Översikt
Studien har utförts som en systemanalys baserad på datormodellen ORWARE. ORWARE
är en materialflödesanalysmodell som beräknar energiomsättning, emissioner och kostnader för olika avfallshanteringssystem. För att olika scenarier ska kunna jämföras med
varandra har systemet utvidgats till att innefatta olika externa funktioner, t.ex. produktion av fjärrvärme, elektricitet, gödselmedel och material från jungfruliga råvaror. Resultatet för hela systemet (avfallssystem plus det externa, kompletterande systemet) har
utvärderats med LCA-metodik och ekonomiska viktningsmetoder.
2.2
Systemanalys och livscykelanalys
System är något som består av flera olika delar, vilka är beroende av varandra. Exempelvis avfallshanteringssystemet kan sägas bestå av bl.a. delarna
-
hushållens arbete med hopsamling i hemmen och ivägforsling till soptunna eller
återvinningsstation,
-
insamling av avfall och transport till behandlingsanläggning,
-
behandling av avfallet, t.ex. förbränning eller rötning,
-
förädling, distribution och nyttiggörande av produkter från behandlingen (t.ex. av
fjärrvärme eller rötgas och rötrest)
-
behandling eller bortskaffning av sekundära avfall från behandlingen, t.ex. deponering av aska och slagg
Systemanalys är en metod för att systematiskt och med strikt logik beskriva och analysera komplexa system. Systemanalys tillämpas numera inom de flesta vetenskapsområden. Systemgränser definierar gränserna för det studerade systemet och vad som ingår
och vad som inte ingår.
Inom miljöområdet har utvecklats en på systemanalys grundad metodik för att bedöma
produkters eller processers totala miljöpåverkan under sin livstid, s.k. livscykelanalys,
LCA. Man studerar där all miljöpåverkan som är förknippad med den studerade produkten, tjänsten eller aktiviteten ”från vaggan till graven”, d.v.s. utvinning av råvaror
och energi, transporter, tillverkning, distribution, användning och avfallshantering. Det
har utvecklats en standardiserad arbetsgång för LCA för att bl.a. öka objektiviteten och
genomlysligheten. Grunden utgörs av en internationell standard (ISO, 1997) som översiktligt beskriver ramverket för hur en LCA ska genomföras. Denna har följts av standarder som beskriver de olika delarna, t.ex. Goal and Scope Definition and Inventory
Analysis (ISO, 1998), Life Cycle Impact Assessment (ISO, 1999) och Life Cycle Interpretation (ISO, 2000). Före dessa standarder fanns olika handledningar och liknande,
t.ex. ”Nordic Guidelines” (Lindfors et al 1995a; Lindfors et al 1995b).
Den standardiserade arbetsgången vid genomförande av en livscykelanalys är i stora
drag enligt följande:
15
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
1.
Målformulering och omfattning. Man sätter upp mål för studien, bestämmer
systemgränser, väljer funktionella enheter, väljer metoder, m.m.
2.
Inventering. Man beräknar material- och energiflöden till och från det undersökta
systemet. Emissionerna är en del av de materialflöden som berörs.
3.
Miljöpåverkansbedömning.
3.1 Klassificering. Man beskriver kvalitativt vilken miljöpåverkan som är förknippad med respektive materialflöde, t.ex. alla typer av emissioner som kan
bidra till växthuseffekten grupperas under rubriken ”växthuseffekten”, och alla
typer av emissioner som bidrar till försurningen grupperas under rubriken ”försurning”, etc. Vissa ämnen eller emissioner kan bidra till flera olika miljöpåverkanskategorier samtidigt.
3.2 Karaktärisering. Man kvantifierar de olika flödenas bidrag inom varje miljöpåverkanskategori, t.ex. alla emissioner som bidrar till växthuseffekten omräknas till exempelvis koldioxidekvivalenter och summeras, alla emissioner
som bidrar till försurningen omräknas till svaveldioxidekvivalenter, etc. På så
sätt får man en kvantitativt mått på de miljöeffekter som studeras.
3.3 Viktning. Tidigare har viktning benämnts värdering. I viktningen vägs de olika
miljöpåverkanskategorierna mot varandra kvalitativt eller kvantitativt. När man
gör en kvantitativ viktning uttrycker man alla miljöpåverkanskategorier i en
och samma enhet. Några viktningsmetoder bygger på att man kvantifierar bidraget till respektive miljöpåverkanskategori i monetära enheter som anger
någon form av kostnad för olika miljöskador. Andra viktningsmetoder bygger i
stället på kritiska belastningsgränser.
4.
2.3
Tolkning. Enligt ISO-standarden påpekas också att man efter varje delsteg ska göra
en tolkning.
ORWARE-modellen
2.3.1 Bakgrund
I projektet utnyttjas simuleringsmodellen ORWARE. Med simuleringsmodell menas här
ett datorprogram som beräknar emissioner, energiutvinning, materialförbrukning, kostnader, m.m. från olika avfallssystem.
ORWARE -modellen har utarbetats i flera samarbetsprojekt mellan IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Avdelningen för Industriellt Miljöskydd på KTH, Institutet för jordbruksoch miljöteknik JTI, Institutionen för Lantbruksteknik på SLU, samt Institutionen för
Ekonomi på SLU. Utvecklingen av ORWARE -modellen har tidigare i huvudsak finansierats med hjälp av Avfallsforskningsrådet (AFR) under 1993-1995, NaturvårdsverketAvfallsforskningsnämnden under perioden 1996-19979, samt Statens Energimyndighet
1998-1999. Under 2000-2001 har Statens Energimyndighet finansierat det projekt som
redovisas i denna rapport. Arbetet i föreliggande projekt är en direkt fortsättning på det
arbete som bedrevs 1998-1999 (Sundqvist et al, 1999a-d).
9
AFR står för Avfallsforskningsrådet. Från början var AFR en självständig myndighet men uppgick 1997
i Naturvårdsverket och bytte då namn till AFN (Avfallsforskningsnämnden). AFN är numera nedlagt.
16
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Förutom i projektet 1998-1999 då modellen applicerades på kommunerna Stockholm,
Uppsala och Älvdalen har ORWARE använts i följande kommuner: Borlänge-Falun
(Baky et al, 2000), Jönköping (Eriksson & Svanblom, 2000), Värmdö (Jonsson, 2000;
Skoglund, 2000) och Västerås (Dalemo & Oostra, 1996; VAFAB, 1996). Det är inte
bara kommuner som använder sig av ORWARE. Såväl avfallsalstrare som privata
intressenter, entreprenörer och organisationer kan komma ifråga. Som exempel på detta
kan nämnas Norsk Hydro som utvärderat organiska gödselmedel mot handelsgödselmedel (Dalemo et al 1998a), och Birka Energi som utvärderat storskalig avfallsförbränning mot storskalig kompostering (Eriksson et al, 2001).
Från början var ORWARE inriktad mot lättnedbrytbart organiskt avfall. Nu är ORWARE
inriktat mot avfall i ett bredare perspektiv och betraktar avfall som kan förbrännas,
avfall som kan materialåtervinnas (kartong och plast), avfall som kan behandlas genom
kompostering eller rötning, och avfall som deponeras (främst i s.k. kommunala deponier). ORWARE kan till stora delar beskrivas som en detaljerad och komplex LCA-baserad modell över avfallshantering. Förutom förbrukning av naturresurser och miljöpåverkan studeras även ekonomiska aspekter. Förutom själva avfallshanteringssystemet
ingår också det kompletterande systemet (externa systemet) som producerar samma
nyttigheter som man kan få från avfallet, men från jungfruliga råvaror, se avsnitt 2.3.3.
2.3.2 Avfallssystemet i ORWARE
Grunden i ORWARE -modellen är ett antal delmodeller som kan användas för att i datorn
bygga upp avfallshanteringssystem för en kommun eller annan aktör. En delmodell beskriver en delprocess i ett verkligt avfallshanteringssystem, t.ex. avfallstransport, förbränning eller rötning. En första grundläggande beskrivning av modellen finns i Dalemo
et al (1997). Utförligare beskrivningar av olika delar av ORWARE återfinns i Björklund
(1998), Sonesson (1998), samt Dalemo (1999). Dessutom finns utförliga beskrivningar i
Sundqvist et al (1999 a-d). En närmare beskrivning av olika delmodeller och de data
som använts redovisas i Bilaga 1.
Flera delmodeller är uppbyggda med avfallshanteringssystemen i Stockholm och
Uppsala som förebilder, men är i princip helt generella och kan modifieras för att
simulera specifika avfallshanteringssystem i andra kommuner.
Uppbyggnad av delmodeller
I varje delmodell beräknas omsättningen av material och energi samt kostnader, se
Figur 1:
•
Materialomsättningen karakteriseras som tillförsel av avfall och tillsatsmaterial samt
utflöden av produkter, sekundära avfall och emissioner till luft, mark och vatten.
•
Med energiomsättning avses tillförsel av olika energibärare såsom el, olja, kol och
värme samt produktion av t.ex. fjärrvärme, el eller biogas. Vissa delmodeller uppvisar endast energiförbrukning, medan andra både förbrukar och genererar energi.
•
Kostnader beräknas som drift- och kapitalkostnader.
17
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Avfall
Emissioner
Tillsatsmaterial
Energi
Delmodell för
avfallshantering
Kostnader
Energi
Intäkter
Produkter
Sekundära
avfall
Figur 1. Konceptuell uppbyggnad av en delmodell i ORWARE, där modellen beräknar
flöden av material, energi och finansiella resurser.
Konceptuell modell av avfallshanteringssystem
Ett antal delmodeller kan i ORWARE byggas samman till ett komplett avfallssystem i en
kommun (eller för någon annan systemgräns). En sådan konceptuell ORWARE -modell
finns illustrerad i Figur 2.
Avfallskälla
Avfallskälla
Avfallskälla
Avfallskälla
Avfallskälla
Transport
Transport
Transport
Transport
Transport
Material
Material
Kompostering
Rötning
Förbränning
Termisk
förgasning
Kartongåtervinning
Plaståtervinning
Transport
Transport
Transport
Transport
Transport
Transport
Energi
Energi
Kostnader
Intäkter
Deponering
Biogas/Vätgasutnyttjande
Spridning av
rötrest/kompost
Emissioner
Figur 2. Konceptuell modell av ett komplett avfallssystem i ORWARE bestående av ett
antal olika delsystem återgivna i olika delmodeller.
Överst i figuren finns avfallskällorna och därunder återfinns avfallsrelaterade processer
där olika avfallsfraktioner tas om hand och nyttiggörs. Innanför heldragen linje återfinns
själva avfallsbehandlingssystemet där behandling av primära och sekundära avfall sker.
Ett primärt avfall är vad som passerar systemgränsen från avfallskällorna medan t.ex.
18
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
slagg från avfallsförbränning är ett sekundärt avfall. Underst visas användningen av
olika produkter och nyttigheter från avfallet
Indata utgörs bl.a. av
-
Uppgifter om avfallets mängd och sammansättning (varje avfall kan karaktäriseras
med mer än 50 olika parametrar)
-
Uppgifter om avstånd som är av betydelse för insamling och transporter.
-
Tekniska specifikationer på behandlingsanläggningar, fordon, m.m..
Parametrar som beräknas i ORWARE
Grunden i ORWARE är en substansflödesanalys. Det är flöden av substanser och energi
samt de kostnader som är förknippade med olika processer som primärt beräknas i
modellen.
Varje delflöde, av såväl avfall, råvaror och kemikalier som emissioner och återvunna
produkter, kan i modellen beskrivas med mer än 50 olika parametrar, i huvudsak:
-
Parametrar av betydelse för miljö: olika tungmetaller, olika organiska miljöfarliga
ämnen (PAH, dioxiner, PCB, m.fl.), försurande gaser (HCl, SO2), växthusgaser
(främst CO2 och CH4), hälsofarliga gaser (NOX), fotooxidantbildande gaser (t.ex.
NOX, VOC, m.m.), organiska vattenemissioner (COD, BOD, m.m.)
-
Parametrar av betydelse för ekonomin: materialflöden, energi, metan, kväve, fosfor,
m.fl.
-
Parametrar som är viktiga för olika processer: elementarsammansättning (C, H, O,
N, S, Cl, m.fl.), fukthalt, askhalt, innehåll av organisk substans (VS), energiinnehåll, m.fl.
-
Parametrar som beskriver materialet: olika organiska beståndsdelar (cellulosa, stärkelse, sockerarter, humus), olika plastkvaliteter, olika papperskvaliteter, olika
metaller, glas, m.m.
De huvudsakliga resultatparametrar som tas fram är:
-
Energiomsättning uttrycks i förbrukning av totala energiråvaror och av icke förnybara energiråvaror. I totala energiråvaror inräknas även ved för pappers- eller
kartongframställning och råolja och gas för plastframställning. Icke förnybara
energiråvaror består av olja, kol, naturgas och uran.
-
Emissioner klassificeras och karaktäriseras i olika miljöpåverkanskategorier: t.ex.
olika emissioner som bidrar till växthuseffekten vägs samman till CO2-ekvivalenter,
olika emissioner som bidrar till försurning vägs ihop till SO2-ekvivalenter, etc. De
karaktäriseringsfaktorer som används framgår av Bilaga 1.
-
Kostnader som är förknippade med olika processer: kapitalkostnader och driftskostnader. Kostnaderna representerar en form av livscykelkostnader eftersom kostnaderna beräknas i samma system som övriga parametrar.
19
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Viktiga antaganden i olika delmodeller
En detaljerad beskrivning av de olika delmodellerna finns Bilaga 1. De viktigaste antagandena för avfallsbehandlingsmodellerna är följande:
-
Modellen för insamling och transporter. Insamling av avfall görs med sopbil.
Det vanliga avfallet och utsorterat lättnedbrytbart organiskt avfall hämtas vid
fastigheterna. Kartong och plastförpackningar kan hämtas fastighetsnära,
kvartersnära eller vid områdesnära återvinningsstationer. Transporter av insamlat
avfall kan ske med lastbil, med eller utan släp.
-
Förbränningsmodellen. Förbränningsmodellen bygger på faktiska redovisade data
för olika anläggningar. Den energi som utvinns vid förbränningen används i
normalfallet för att producera fjärrvärme. Man kan också framställa elektricitet vid
avfallsförbränningen. Från förbränningen uppkommer slagg/bottenaska, flygaska
och rökgasreningsavfall som läggs på deponi.
-
Rötningsmodellen. Rötningsprocessen som simuleras kan väljas termofil, d.v.s.
den arbetar vid ca 55oC, eller mesofil, d.v.s. den arbetar vid 37oC. Viss förbehandling ingår i form av pås- och metallavskiljning. Vissa avfall hygieniseras före rötningen för att avdöda eventuella smittförande bakterier. Den biogas som produceras
kan användas till bränsle för bussar eller personbilar eller kan eldas i en stationär
gasdriven motor med elgenerator för framställning av el och fjärrvärme.
-
Komposteringsmodellen. Den komposteringsprocess som simuleras är en strängkompost (avluften från komposten renas inte). Det finns även en hemkompostmodell som i princip fungerar på samma sätt som strängkomposten.
-
Plaståtervinningsmodellen. Utsorterad plast från hushåll och verksamheter samlas
in separat. I plaståtervinningsanläggningen sorteras plastavfallet manuellt, tvättas
och granuleras. En relativt stor andel av plasten sorteras bort (se Bilaga 1) och går
till förbränning. Den plast som återvinns är hårdplast av HDPE10 från hushållen,
samt både hårdplast av HDPE och mjukplast av LDPE11 från industri och verksamheter.
-
Kartongåtervinningsmodellen. Den insamlade kartongen används för framställning av en returmassa som utgör ett av fyra skikt i en färdig kartongprodukt (de övriga skikten framställs av jungfrulig massa, eller från vit returmassa, kontorspapper,
m.m.).
-
Deponeringsmodellen. Flera typer av deponier förekommer i ORWARE:
10
HDPE står för HögDensitetsPolyeten. LDPE står för LågDensitetsPolyEten. Polyeten är den vanligaste
plasten i plastförpackningar. Ungefär 75 – 80 % av alla plastförpackningar är av polyeten. Hårda
plastförpackningar som schampooflaskor, ketchupflaskor och liknande är av HDPE. Mjuka
plastförpackningar som kassar, påsar och folie är av LDPE.
11
LDPE står för LågDensitetsPolyEten, se vidare fotnot 21.
20
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
.
Bottenaska och flygaska/rökgasreningsavfall från förbränning av avfall läggs
på särskild deponi. Från deponin uppkommer ett lakvatten som innehåller olika
tungmetaller.
.
Vid deponering av organiskt avfall sker en nedbrytning som ger upphov till
bildning av metangas. Upp till hälften av den metangas som bildas i deponin
kan utvinnas och nyttiggöras genom framställning av elektricitet och/eller
värme i en gasmotor. Huvuddelen av den resterande bildade metangasen släpps
ut till luften (en mindre del av den bildade metangasen hinner oxidera till koldioxid i täckskiktet innan den kommer ut i omgivningen). Vidare uppstår ett
lakvatten som är förorenat av både organiskt material och av tungmetaller. I en
särskild delmodell kan rening av lakvattnet modelleras.
För både askdeponier och för deponier av organiskt avfall beräknas först de emissioner som bildas under s.k. överskådlig tid (ca ett sekel från det avfallet deponeras). Vidare beräknas de emissioner som uppstår efter den överskådliga tiden. Vid
gasutvinning beräknas på motsvarande sätt vilken gasmängd som kan utvinnas under ett sekel från det att avfallet deponerats12 .
2.3.3 Livscykelperspektivet
Systemgränserna i ORWARE bygger på ett livscykelperspektiv. Detta illustreras av Figur
3, där kärnsystemet, d.v.s. det egentliga avfallssystemet, har utvidgats för att ta hänsyn
även till vissa uppströms- och nedströmsprocesser/-aktiviteter som är förknippade med
kärnsystemet. Kärnsystemet i Figur 3 motsvaras av systemet innanför den heldragna
linjen i Figur 2. I modellen beräknas även de uppströmsflöden som är associerade med
förbrukning av energiresurser i kärnsystemet, t.ex. energiförbrukning och miljöpåverkan
vid framställning av det fordonsbränsle eller den el som förbrukas i kärnsystemet. På
motsvarande sätt kan nedströmsprocesser/-aktiviteter såsom spridning av gödselmedel
och utnyttjande av biogas inkluderas i analysen.
Uppströms
system
FLÖDEN
Kärnsystem
FLÖDEN
Nedströms
system
Figur 3. Livscykelperspektivet tar hänsyn till såväl kärnsystem som uppströms och nedströms aktiviteter.
En ytterligare aspekt av livscykelperspektivet i ORWARE hänför sig till begreppet funktionell enhet, som i ISO standarden för LCA (ISO, 1997) definieras som kvantifierad
prestanda hos ett produktsystem. Funktionell enhet är ett mått på den funktion som ett
system uppfyller, och ska användas som referens när man jämför olika system. Varje
studerat avfallssystem uppfyller vissa funktioner. Som ovan nämnts är den första och
primära funktionen hos ett avfallssystem att omhänderta en viss mängd avfall. Ytterligare funktioner är emellertid möjliga. Så kan avfallssystemet fylla funktionen att förse
12
I praktiken torde gasutvinningen ske under en betydligt kortare period, kanske upp till 25 år från det att
avfallet deponeras. Efter denna tid är gasbildningen så långsam att det inte är lönsamt att utvinna gasen.
21
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
samhället med t.ex. energi, gödselmedel och återvunna material. För att göra en rättvis
jämförelse mellan olika alternativ till utformning av avfallssystemet, måste därför de
funktionella enheterna vara desamma för alla studerade alternativ. Detta krav uppfylls i
ORWARE genom att man vidgar systemgränsen till att omfatta olika s.k. kompletterande
system, se Figur 4.
Ej jämförbara
system
System System
1
2
A
B
A
Jämförbara
system
System
1
A
B
System Kompl.
2
system
A
B
Figur 4. Genom att utöka analysen med ett kompletterande system kan olika system bli
jämbördiga
I Figur 4 kan exempelvis system 1 utgöras av rötning där man framställer rötrest som
används som gödselmedel (A) och fjärrvärme från förbränning av rötgasen (B). System
2 kan exempelvis vara kompostering där man framställer en kompost som kan användas
som gödselmedel (A); vi antar för enkelhetens skull komposten är densamma som rötresten. För att kunna jämföra de två systemen måste system 2 kompletteras med produktion av samma fjärrvärmemängd (B) som kan erhållas från system 1.
För att kunna värdera den nytta som produkter från avfallet ger, har vi på så sätt i
systemanalysen tagit med ett ”kompletterande system” eller ”externt system” som framställer samma produkter som kan fås från avfallet, men från jungfruliga råvaror, se
Figur 4. Alla kombinationer av behandlingsprocesser som studeras kommer då att producera samma mängd produkter. De funktionella enheter som vi har använt är:
-
Fjärrvärme. Förbränning av avfall ger fjärrvärme, så att behovet av andra bränslen
som biobränsle, olja och kol ändras. Vid rötning erhålls en biogas som kan användas som bränsle i fjärrvärmeproduktionen och då på motsvarande sätt ersätta
biobränsle, olja eller kol. Vid deponering erhålls en deponigas som kan användas
framställa fjärrvärme.
-
Biogas - drivmedel. Vid rötning erhålls en biogas som kan användas som drivmedel och ersätta bensin eller diesel. Om man inte rötar avfall måste istället bilar
och bussar drivas av motsvarande mängd av bensin och diesel som framställts ur
råolja.
-
Näringsämnen i kompost och rötrest. Vid kompostering och vid rötning erhålls
en kompost eller rötrest som kan användas som gödselmedel och ersätta handels-
22
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
gödsel. Om man inte producerar rötrest eller kompost ökar behovet av motsvarande
handelsgödsel.
-
Polyetenplast. Vid materialåtervinning av plastförpackningar fås en återvunnen
polyetenplast i granulform som kan ersätta jungfrulig polyeten som framställts ur
råolja och naturgas. När plast behandlas på annat sätt så måste ny jungfrulig polyetenplast framställas.
-
Kartong. Vid materialåtervinning av kartongförpackningar erhålls en kartongmassa
som ersätter jungfrulig kartongmassa vid tillverkning av nya kartongförpackningar.
Kartong kan också användas för att framställa gipsskivor (en byggnadsprodukt som
används för uppbyggnad av inner- och ytterväggar, innertak, m.m.). I dessa fall ersätter den återvunna kartongen annan pappersmassa som skulle tas från jungfrulig
skogsråvara. När man inte återvinner kartong måste jungfrulig kartong framställas
från skogsråvaror.
-
Elektricitet. Det finns möjlighet att producera elektricitet vid avfallsförbränningen.
Vid deponering av lättnedbrytbart organiskt avfall erhålls en deponigas.
Deponigasen kan tas tillvara för produktion av el i en gasmotor med generator (i
vissa fall kan även värme utvinnas). Vid rötning fås en biogas som på samma sätt
kan användas för produktion av el (man kan samtidigt utvinna värme). Då el
genereras från avfallsförbränning eller genom att utnyttja gasen från deponering
eller rötning minskar behovet av elektricitet utifrån. Om avfallet behandlas på andra
sätt måste i stället motsvarande mängd elektricitet tas från det vanliga elnätet, där
elektriciteten framställs från vattenkraft, kärnkraft, vindkraft, kolkondenskraft,
naturgas, m.m.
Även det kompletterande systemet kan delas upp i kärnsystem, uppströmssystem och
nedströmssystem, enligt Figur 3. Detta gör att varje studerat handlingsalternativ kommer att ha sin unika utformning av såväl kärnsystem som olika kompletterande system.
Detta illustreras i Figur 5.
23
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Uppströmssystem
material och energi
Avfall
Kärnsystem
avfallsbehandling
Nedströmssystem
Funktionellaenheter:
elektricitet,fjärrvärme,
fordonstransport,
handelsgödsel,kartong,
PE-plast
Nedströmssystem
Kompletterande
system
Uppströmssystem
material och energi
Figur 5. Totala systemet i ORWARE
2.4
Ekonomisk metod
För att den ekonomiska analysen skall vara jämförbar med övriga resultat har vi använt
samma systemgränser som ovan. Det studerade systemet består av avfallssystemet samt
motsvarande kompletterande system (som framställer samma nyttigheter som kan fås
från avfallssystemet), ”från vaggan till graven”. Det studerade systemet består således
inte av någon bestämd ekonomisk enhet, såsom kommun, återvinningsbolag eller
energibolag. Systemperspektivet med kompletterande system innebär även att de
nyttigheter som ett avfallssystem genererar, till exempel genom produktion av
fjärrvärme, inte ses som en intäkt utan en reducerad kostnad för produktion av
motsvarande nyttigheter i det kompletterande systemet.
Den ekonomiska metoden och data till den ekonomiska modellen presenteras närmare i
Bilaga 1.
24
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Företagsekonomisk analys
Den företagsekonomiska analysen består av de kostnader som uppträder i ett avfallshanteringssystem vad gäller transporter och behandling av avfall, och i det kompletterande systemet för produktion av kompletterande mängder av värme, el, fordonsbränsle,
näringsämnen och material. Ingen hänsyn är tagen till vem som faktiskt bär dessa kostnader. De miljöskatter som betalas för förbrukning av energiråvaror och deponering av
avfall är inkluderade.
Viktning och miljöekonomi
För att aggregera resultaten vidare från olika miljöparametrar kan dessa mot varandra i
viktighetsgrad på olika sätt. Ett av dem är en ekonomisk viktning, där man på olika sätt
försöker värdera emissioners effekt på samhälle och natur i monetära enheter. I denna
studie har olika emissioner som studeras givits ett ekonomiskt värde genom tre viktningsmetoder (ORWARE, EPS 2000 och ECOTAX), som alla kan tolkas i ekonomiska
termer. De ekonomiska viktningar som använts visas i Bilaga 1.
Samhällsekonomisk analys
Den samhällsekonomiska analysen är baserad på det företagsekonomiska resultatet och
den miljöekonomiska viktningen. Skillnaden är att miljöskatterna har justerats bort från
det företagsekonomiska resultatet, samt att miljöpåverkanskategorierna för avfallshanteringen och dess externa system har givits en miljöekonomisk viktning. På så sätt viktas
alla effekter av förändringar i avfallshanteringssystemet som belyses i denna studie ihop
till en enda variabel: samhällsekonomisk kostnad13.
13
Hur denna viktning görs kan givetvis diskuteras. Det ska ses som en möjlig väg att tolka ett
beslutsunderlag, och inte som en absolut sammanfattning av studien.
25
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
3. Analyser av olika aspekter på avfallshanteringssystemet
Vi har analyserat olika frågeställningar i syfte att undersöka hur robust det tidigare presenterade resultat var, samt för att analysera olika aspekter av avfallshanteringen. De
analyser som redovisas i detta kapitel baseras på resultaten från vår förra studie
(Sundqvist et al, 1999a-d). Analyserna har sedan legat till grund för olika modellförändringar, olika känslighetsanalyser och andra analyser som redovisas i kapitel 4 – 6. I
Bilaga 2 redovisas mer i detalj de olika analyser vi gjort. Sammanfattningsvis erhöll vi
följande resultat:
1.
I vilken utsträckning är det relevant och möjligt att utvidga det studerade
systemet till att omfatta ytterligare processer:
•
Byggskedet för anläggningar (se Bilaga 2 avsnitt 2) står i de flesta fall för en
mindre del av energiförbrukning och miljöpåverkan under den totala livslängden när energiintensiva processer studeras (förbränning, materialåtervinning, m.m.). Om endast processer med låg energiomsättning jämförs,
t.ex. kompostering och deponering, kan byggskedet spela roll, men när förbränningsanläggningar och återvinningsanläggningar ingår blir utvunnen energi
eller besparad energi väsentligt större än energiåtgången för att bygga motsvarande anläggningar.
•
Hushållens arbete och hushållens transporter (se Bilaga 2 avsnitt 3) kan
påverka resultatet. Vi har i en enkät försökt uppskatta bl.a. tidsåtgång och
transporter. Mycket tyder på att hushållens transporter kan försummas i
tätorter, men inte i glesbygd, vad gäller energiförbrukning och miljöpåverkan.
Hushållens tidsåtgång är ca 30 min per vecka för källsortering, inkl. tiden att
forsla avfallet till återvinningsstationerna. Om hushållens tidsåtgång prissätts i
den samhällsekonomiska modellen kan resultatet påverkas. Tidsåtgång,
transportåtgång och värdering av tid är dock behäftade med stora osäkerheter,
och hur man värderar tiden är en kontroversiell fråga. Hushållens arbete och
hushållens transporter bör därför utvärderas i en känslighetsanalys.
•
Fler återvinningsprocesser (se Bilaga 2 avsnitt 4). Vi diskuterade
möjligheterna att utvidga ORWARE med fler återvinningsprocesser, men kom
fram till att det inte var nödvändigt att modellera ytterligare
återvinningsprocesser. Det finns flera olika LCA genomförda på papper,
metallförpackningar och glas som visar att materialåtervinning är bättre än
förbränning eller deponering, och vi bedömde att en utvidgning till fler
materialfraktioner inte skulle tillföra så mycket nytt.
26
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
2.
IVL-rapport B1462
I det första arbetet gjordes vissa antaganden (t.ex. att 1 kg återvunnen plast
ersätter 1 kg jungfrulig plast; att tungmetallflödena i det kompletterande
systemet är försumbara jämfört med tungmetallflödena i avfallssystemet;
m.m.):
•
Avfallets sammansättning är behäftat med osäkerhet (se Bilaga 2 avsnitt 5).
Jämförelser har gjorts mellan olika studier på avfallsmängder och
avfallssammansättning. Dessa studier visar upp sammansättningar som i stort
stämmer med de data vi har använt. Nedbrytbart avfall och torrt papper (inkl.
tidningar) är de största fraktionerna. Den exakta sammansättningen på avfallet
skiljer sig något mellan de olika studierna, men det går inte att säga vilken av
studierna som är mest relevant. Sammansättning är också beroende av
avfallsmängder: den absoluta mängden matavfall per person betraktas ofta som
relativt konstant, medan den procentuella andelen av matavfall varierar
beroende på vilken boendeform man har, om det är tätort eller glesbygd, m.m.
Som slutsats kan sägas att de avfallsmängder och –sammansättningar som
används är rimliga.
•
Hushållens arbete med källsortering (se Bilaga 2 avsnitt 6). Målet var att
utröna hur resultaten av en systemanalys av avfallshantering påverkas om
hushållens arbete inkluderas. Resultatet visade att om hushållens arbete
betraktas som en del av insamlingssystemet, och om man sätter ett pris på denna
tid, blir återvinning av kartong- och plastförpackningar samhällsekonomiskt
olönsam jämfört med förbränning. Denna slutsats är relativt stabil, oavsett
antaganden.
•
Marknad för återvunnen plast (se Bilaga 2 avsnitt 7). I nuläget i Sverige
ersätter återvunnen hårdplast till 80 % nyproducerad hårdplast och till 20 %
andra material (t.ex. impregnerat trä). All återvunnen mjukplast ersätter
nyproducerad mjukplast, men för vissa produkter av mjukplast krävs en större
mängd återvunnen mjukplast än motsvarande mjukplast. Även om hänsyn tas
till ovanstående förhållanden håller tidigare slutsatser om att återvinning är att
föredra framför förbränning.
•
Marknad för rötrest (se Bilaga 2 avsnitt 8). Vi har i vår tidigare studie förutsatt
att rötresten kan avsättas inom jordbruket och ersätta N- och P-gödselmedel. De
avfallsrötningsanläggningar som finns i drift (exklusive anläggningar vid
avloppsreningsverk) tar i många fall hand om olika avfall med relativt låga torrsubstanshalter och höga energiinnehåll. Anläggningarna behandlar till stor del
olika industriavfall, främst olika branschspecifika avfall från slakteri och
livsmedelsindustri, som det inte finns alternativa behandlingar för. Även
betydande mängder gödsel från lantbruket rötas. Andel avfall från restaurang,
handel och hushåll är liten i jämförelse med andelen gödsel och industriavfall.
De anläggningar som idag finns i drift finner avsättning för rötresten. Största
delen av rötresten sprids på åkermark medan en mindre andel används för andra
ändamål, t.ex. för framställning av olika jordprodukter. I de fall som lantbrukare
levererar gödsel till anläggningen brukar de även ta emot motsvarande mängd
rötrest för spridning på åker. För att öka acceptansen hos rötrest och för att
säkra kvaliteten i framtiden har utarbetats ett förslag till certifiering av rötrest
och kompost (Lundeberg et al, 1999). Det är i första hand avfall från industrier
27
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
såsom slakteri och livsmedelsindustri, samt gödsel från jordbruket som utgör
råvara i de avfallsrötningsanläggningar som finns idag. Avfall från hushåll och
restauranger utgör en mindre del av den behandlade mängden. Ur genomgången
är det svårt att dra slutsatser om avsättningsmöjligheterna för rötrest från
utsorterat hushållsavfall. I befintliga rötningsanläggningar är det andra avfallsslag som dominerar.
3.
•
Kostnadseffektiv rötning (se Bilaga 2 avsnitt 9). Vi har i den tidigare studien
(Sundqvist et al 1999 a-d) visat att rötning av avfall är förhållandevis dyr, både
företagsekonomiskt och samhällsekonomiskt. En ansats för att göra rötningen
billigare skulle kunna vara att öka anläggningarnas kapacitet och ta emot mer
material till rötning, t.ex. gödsel och vallgrödor från jordbruket. Anläggningens
storlek påverkar kostnaden för den erhållna biogasen. Den optimala storleken
för en anläggning för att röta vall ligger mellan 1 till 4 MW gaseffekt (Nordberg
et al., 1997). Exempelvis har Uppsala-anläggningen en gaseffekt på ca 2 MW
och Stockholm på drygt 3 MW. Kostnaden för att producera biogas från små
anläggningar, ca 1 MW eller mindre kan vara nästan dubbelt så höga per kWh
producerad gas som för en större anläggning på 4 MW (Nordberg et al, 1997). I
ORWARE har vi utgått från rötningsanläggningar som enligt ovan redan har
optimal storlek. Vi bedömer därför inte att det går att göra kostnadsminskningar
genom att ytterligare öka anläggningsstorleken.
•
Tungmetallflöden (se Bilaga 2 avsnitt 10). I tidigare ORWARE -studier har
enbart tungmetallerna i avfallet studerats, övriga tungmetallkällor, t.ex.
energiproduktion i det kompletterande systemet och handelsgödsel har antagits
vara försumbara. Detta antagande prövades i denna studie genom att kartlägga
tungmetallemissioner avfallssystemet och det kompletterande systemet.
Totalflödena av tungmetaller befanns vara relativt konstanta mellan olika
scenarier, d.v.s. totalflödena beror alltså inte på valet av hanteringsmetod utan
på de avfall man studerar. Det är huvudsakligen i avfallet som tungmetallerna
finns, endast för Cd och Hg får det kompletterande systemet någon inverkan.
Biologisk behandling är ett sämre alternativ än förbränning, eftersom rötrest
och kompost innehåller mer tungmetaller än handelsgödsel. Deponering är i
nivå med förbränning med avseende på tungmetallutsläpp under överskådlig tid.
Är det möjligt att identifiera tekniksprång som väsentligt skulle ändra de
resultat som hittills kommit fram eller de slutsatser som hittills dragits?
•
Identifiering av möjliga förändringar i teknik och samhälle (se Bilaga 2
avsnitt 11). En viktig frågeställning är hur olika förändringar i teknik och
samhälle kan förändra förutsättningarna för avfallshanteringen. Olika
förändringar som kan påverka avfallshanteringen har analyserats, och de
viktigaste har valts ut att studeras vidare. Vi identifierade följande förändringar
som faller inom de tidsramar vi studerar, 10 – 15 år framåt i tiden, samt som
kan påverka resultatet:
- Energiomställning både vad gäller produktion av el och fjärrvärme. Vi
beslutade att studera dessa aspekter i känslighetsanalys genom val av
alternativa bränslen för fjärrvärme och elproduktion, se vidare kapitel 4.
- Förändrade energipriser och ändrad ekonomisk viktning av klimatpåverkan. Dessa kommer att undersökas närmare i några scenarier. Det
28
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
-
IVL-rapport B1462
kan lätt göras genom att höja viktningsfaktorn för koldioxid med en faktor,
t.ex. 2 eller 5, se vidare kapitel 4.
Förgasning av avfall. Förgasning av avfall studerades i en särskild studie,
se nedan samt Bilaga 2.
Slamförbränning (omhändertagande av rötslam vid ett fortsatt slamstopp)
undersöks i separat studie, se nedan samt Bilaga 2.
Fjärrkyla (bl.a. för att finna avsättning för energi från avfall under
sommarmånaderna) undersöks i en separat studie, se nedan samt Bilaga 2.
•
Förgasning (se Bilaga 2 avsnitt 12). I förra projektomgången gjordes en studie
i form av ett examensarbete där olika förgasningskoncept jämfördes med
varandra (Assefa 1999). Rötning med reformering av biogasen till vätgas
ställdes mot termisk förgasning av organiskt avfall med vätgasreformering och
konventionell avfallsförbränning. Som en uppföljning ville vi nu studera några
nya intressanta scenarier samtidigt som en viss modifiering av delmodellerna
gjorts för att bättre svara mot tänkta svenska förutsättningar. Organiskt avfall
och biobränsle var de energiråvaror som studerades. De nyttigheter
/funktionella enheter) som produceras är fjärrvärme, elektricitet, drivmedel och
gödsel (N- och P-gödsel). Resultatet blev enligt följande. Vad gäller
energiförbrukning är den befintliga tekniken med rötning och förbränning
överlägsen förgasningstekniken. Detta beror på att stora mängder extern värme i
det kompletterande systemet krävs för att ersätta bortfallet av avfallsvärme från
förbränningen. Förgasningsprocesserna är dessutom mindre energieffektiva än
förbränning och rötning, främst för att relativt stora insatser av el behövs. Vad
gäller miljöpåverkan finns ingen entydig tendens. Det finns miljömässiga
fördelar och nackdelar med samtliga scenarier. Jämfört med nutidsscenariot
skulle ett framtida scenario där både organiskt avfall och biobränsle förgasas
vara mycket fördelaktig, främst med avseende på växthuspåverkan, men även
när det gäller övergödning och bildning av fotokemiska oxidanter. Emissioner
av försurande ämnen och av NOX blir dock något högre.
•
Slamförbränning (se Bilaga 2 avsnitt 13). Förbränning har identifierats som en
viktig faktor för omhändertagande av rötslam vid ett fortsatt slamstopp. En
studie av slamförbränning har genomförts inom projektet (Eriksson, 2002).
Förbränning i fluidiserad bädd ger upphov till lägre emissioner av växthusgaser
än förbränning i rosteranläggning, främst genom lägre emissioner av lustgas
(N2O). Förbränning i fluidiserad bädd ger en något lägre utsläpp av försurande
ämnen, men på grund av högre emissioner av kväveoxider (NOX) en klart större
emission av övergödande ämnen. Förbränning (både roster och fluidbädd) är
bättre än storskalig kompostering (här en kombination av reaktor- och
strängkompost enligt företaget Bedminsters koncept) och klart bättre än
strängkompostering från både miljö- och energisynpunkt.
•
Fjärrkyla (se Bilaga 2 avsnitt 14). Den hittillsvarande huvudprodukten vid
avfallsförbränning i Sverige har hittills varit fjärrvärme. En av nackdelarna med
fjärrvärme är att värmebehovet är lågt under sommarmånaderna. Ett ökat
intresse finns därför för andra energivaror, t.ex. elektricitet och kyla. Fjärrkyla
är en ny företeelse som börjat bli intressant på flera håll, t.ex. i Stockholm är ett
fjärrkylenät under uppbyggnad. I en särskild delstudie har vi studerat
samproduktion av el, värme och kyla vid termisk behandling av avfall. Studien
29
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
kommer att publiceras som en examensarbetesrapport (Fahlstedt, 2002). Tre
tekniska system har studerats för avfallsförbränning med energiutvinning:
rosterförbränning (Högdalen), cirkulerande fluidiserad bädd och förgasning
(TPS). Resultatet visar att de två teknikerna, rosterförbränning och förbränning i
fluidiserad bädd är likvärdiga vad gäller ekonomi och emissioner av
övergödande ämnen. Den fluidiserade bädden förbrukar dock mer elektricitet än
rostertekniken för att underhålla processerna och ger högre emissioner av
försurande ämnen och kväveoxider, beroende på högre elförbrukning.
Förgasning med kombicykel är något dyrare än förbränning och förbrukar mer
energi. Vad gäller de övriga effektkategorierna är förgasningen mer fördelaktig
än förbränning. Förgasningsprocessen konsumerar till exempel betydligt mindre
ej förnybara energikällor och har en mycket lägre potentiell försurnings- och
växthuseffekt. Sammanfattningsvis är alltså förgasning något bättre än
förbränning från miljösynpunkt, men något sämre ur ekonomisk synpunkt.
4.
Hur påverkas beslutsunderlaget om man i ökande utsträckning tar hänsyn till
sociala och samhällsvetetenskapliga frågeställningar?
•
Attityder och sociala värderingar (se Bilaga 2 avsnitt 15). Det har flera gånger
vid studier av avfallshantering framkommit hur kritiskt avfallshanteringssystemets kontakt med hushållen är – de potentiella fördelarna med ett visst
avfallssystem kan lätt omkullkastas om kontakten med hushållen inte fungerar.
En studie gjordes för att klargöra med vilka variabler hushållen kan påverka
ORWARE -systemet samt hur denna påverkan kan modelleras. Resultatet visade
att det skulle vara möjligt att bygga upp en hushållsmodell, där främst två
parametrar kan spegla hushållens påverkan: sorteringsgrad och renhetsgrad.
Dessa två parametrar skulle bero på boendetyp, insamlingssystem (avstånd,
utformning på återvinningsstationer, m.m.), information, m.m. Det är dock
betydligt svårare att få empiriska data som understöder hur hushåll agerar
gentemot olika avfallshanteringssystem. För att få användbara data skulle det
behövas parallella undersökningar av hushållskaraktäristika, attityder och
undersökning av avfall. Vi bedömde att en implementering av detta delprojekt i
ORWARE -modellen inte ansågs tillföra något utan en mycket omfattande
empirisk insats som inte ryms i detta projekt.
•
Aktörsanalys (se Bilaga 2 avsnitt 16). I ORWARE studeras energiförbrukning,
miljöpåverkan och ekonomi för hela det studerade systemet från vaggan till
graven, oberoende av geografiska gränser eller organisatoriska gränserna
mellan olika aktörer. Olika avfallsaktörers verklighet ser för det mesta
annorlunda ut. Några av de resultat vi funnit är:
-
Energibolag har incitament att förbränna så mycket avfall som möjligt.
Avfall är en av de billigaste energikällorna för fjärrvärme. Utsortering och
återvinning av brännbara avfallsfraktioner ligger således inte i energibolagens intresse.
-
För kommuner utan egen förbränningsanläggning är insamlat förpackningsavfall i princip ”gratis” – materialbolagen brukar normalt hämta
förpackningsavfallet gratis i kommunen. Om förpackningsavfallet skulle
30
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
läggas i restavfallet, som antas skickas till en förbränningsanläggning i en
annan kommun, blir det istället förknippat med kostnader. Då det rör sig
om små mängder relativt den totala avfallsmängden blir dock vinsterna
inte så stora, och materialbolagens insamling har i många fall lett till andra
problem för kommunerna.
-
Återvinningsbolagen har endast incitament att återvinna upp till de
återvinningsmål som är satta, vilket minskar drivkrafterna för en högre
återvinningsgrad. Drivkrafterna för att förbättra återvinningens kvalitet är
svaga, då inga direkta kvalitetskrav finns på återvunnet material.
-
Då återvinningsbolagen agerar på nationell nivå försöker man ofta nå
lösningar som passar i alla kommuner. Då kommuners avfallshantering
och –insamling varierar mycket lyckas man inte alltid finna lösningar för
återvinningsbolagens insamling som passar kommunala förhållanden.
-
En annan skillnad mellan ORWARE -systemet och ett kommunalt system är
de geografiska systemgränserna. En kommun kan förväntas fästa större
vikt vid emissioner inom kommungränsen än sådana utanför densamma. I
ORWARE viktas emissioner lika oavsett var de sker.
-
I ORWARE -modellen räknas med ’årsmedelvärden’. I en kommun har man
oftast en uppbyggd infrastruktur för avfallshantering, och har således vissa
’lock-in’-effekter: en befintlig infrastruktur har man gratis, vilket gör alla
andra alternativ relativt mycket dyrare.
31
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4. Systemanalys
4.1
Målformulering och omfattning
4.1.1 Bakgrund och mål
Vi har gjort en serie simuleringar i ORWARE. En utgångspunkt för systemanalyserna har
varit vår förra studie (Sundqvist et al, 1999a-d). Systemanalyserna då visade ett mycket
likartad resultat i tre olika kommuntyper. Systemanalysen här lades då upp med målen
att:
-
identifiera vilka kommunspecifika parametrar, anläggningsspecifika parametrar och
generella parametrar som kan påverka resultatet,
-
studera hur dessa påverkar resultatet,
-
dra generella slutsatser om under vilka förutsättningar olika behandlingsmetoder är
fördelaktiga med avseende på energiutnyttjande, miljöpåverkan och ekonomi.
4.1.2 Identifiering av parametrar som påverkar resultatet
Utifrån resultatet i förra studien genomfördes en genomgång av alla parametrar i
ORWARE, för att identifiera nyckelparametrar som kan påverka resultatet, se bilaga 2.
De nyckelparametrar som togs fram kunde kategoriseras som:
−
Kommunspecifika parametrar, d.v.s. som beror på kommunens geografi och demografi.
−
Anläggningsspecifika parametrar, som beskriver tekniska prestanda för specifika
anläggningar (avfallsanläggningar, energianläggningar, fordon) som finns eller
används i kommunen.
−
Generella parametrar som inte ändras mellan olika kommuner. Dessa parametrar
utgörs dels av parametrar som beskriver generella (”interkommunala”) processer i
det kompletterande systemet, t.ex. framställning av jungfrulig kartong, jungfrulig
plast, handelsgödsel och elektricitet, dels av parametrar som det inte finns kommunspecifika uppgifter om, t.ex. emissioner från fordon.
Utifrån identifierade nyckelparametrar valdes de som bedöms kunna ha störst inverkan
på resultatet ut och baserat på dessa formulerades olika scenarier som syftar till att
beskriva olika kommuntyper.
32
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.1.3
IVL-rapport B1462
Funktionella enheter
Som nämnts tidigare i avsnitt 2.3.3 kommer avfallssystemet att leverera vissa mängder
nyttigheter som fjärrvärme, gödselmedel, drivmedel, material (plast och kartong), elektricitet, m.m. Dessa nyttigheter har legat till grund för valet av funktionella enheter. De
funktionella enheter som använts är:
-
behandlad mängd avfall, ton/år.
-
produktion av fjärrvärme (motsvarande den fjärrvärmemängd i MJ/år som kan erhållas från det studerade avfallet).
-
produktion av elektricitet (motsvarande den elmängd i MJ/år som maximalt kan erhållas från avfallet).
-
produktion av kväve- och fosforgödselmedel (motsvarande den mängd kväve (N)
resp. fosfor (P) i rötrest/kompost i ton/år som kan erhållas från det studerade avfallet; egentligen beräknat efter den mängd N och P i rötrest/kompost respektive
handelsgödsel som tas upp av växterna).
-
produktion av plastgranuler av PE (polyeten) (motsvarande den mängd plastgranuler i ton/år som kan framställas ur avfallet).
-
produktion av kartong (motsvarande den mängd i ton/år som kan framställas ur avfallet).
-
produktion av drivmedel för buss (motsvarande den mängd i buss*km som kan
framställas ur avfallet).
4.1.4 Systemgränser
För avfallssystemet beräknas de effekter som uppstår som en direkt följd av att hantera
avfallet, d.v.s. emissioner och resursförbrukning vid drift av de olika processerna.
Resursförbrukning och emissioner beräknas från avfallets mängd och sammansättning.
De aktiviteter som ger upphov till avfall ingår inte, utan modellen börjar i hushållen.
Inverkan på miljö, energiförbrukning och kostnader från hushållens arbete och de
eventuella transporter som t.ex. hushållen studeras i olika känslighetsanalyser.
Processer i det kompletterande systemet (externa systemet) har i möjligaste mån följts
från vaggan till graven, d.v.s. effekter av uttag av råvaror, förädling, transporter och
produktion har inkluderats. Brist på tillförlitliga data gör att avsteg från detta har
behövts göras i vissa fall (se Bilaga 1 för respektive delprocess). Energianvändningen i
varje steg uttrycks som förbrukning av primär energibärare, som är den mängd
energiråvaror i form av träd i skogen, olja i oljekällan, kol i kolfyndigheten, etc. som går
att för att få den erforderliga mängden nyttig energi i processen. Förbrukning av
driftkemikalier och processkemikalier för avfallsbehandling har beräknats, men inte
följts tillbaka till vaggan.
33
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.1.5 Val av ersättningsbränsle för fjärrvärmeproduktion
Tidigare ORWARE -studier och andra LCA-studier har visat att val av ersättningsbränsle
är av stor betydelse för resultatet. Om utökad avfallsförbränning ersätter ett fossilt
bränsle som kol eller olja fås ofta ett annat resultat än om utökad avfallsförbränning
ersätter biobränsle. Ur systemanalytiskt perspektiv finns åtminstone tre olika alternativ
att betrakta ersättningsbränslet:
-
Biobränsle. Biobränsle utgör i många kommuner en stor energikälla för fjärrvärmeproduktion. Om avfallsförbränningskapaciteten ökas, så att avfallsförbränningen kommer att stå för en väsentligt större andel av fjärrvärmeproduktionen, är
det troligt att mindre mängder biobränsle kommer att förbrukas.
-
Fossilt bränsle. I några kommuner används fossilt bränsle som energikälla för
fjärrvärmeproduktion. Om avfallsförbränningskapaciteten ökas, så att avfallsförbränningen kommer att stå för en väsentligt större andel av fjärrvärmeproduktionen,
är det troligt att mindre mängder fossilt bränsle (t.ex. kol eller olja) kommer att
förbrukas.
-
Annat avfall. Eftersom avfallsförbränningsanläggningen är behäftad med relativt
höga fasta kostnader, har kommuner med egen förbränningsanläggning intresse att
elda en så stor mängd avfall som möjligt, så att kapaciteten utnyttjas så effektivt
som möjligt. Det avfall som sorteras ut och går till rötning, kompostering eller
materialåtervinning friställer kapacitet i förbränningsanläggningen. Det är därför
troligt att denna frisatta kapacitet kommer att täckas upp med annat avfall (från
andra kommuner). Detta avfall som ersätter det utsorterade avfallet går idag ofta till
deponering.
Identifieringen av vilket bränsle som är ersättningsbränsle blir ofta svår när man analyserar situationen i ett ”från-vaggan-till-graven”-perspektiv:
-
Utbyggnad av fjärrvärmekapacitet. Om den totala fjärrvärmekapaciteten byggs
ut kommer den utbyggda kapaciteten att till stor del ersätta små oljepannor i villor.
Även om det primärt synes vara biobränsle som är ersättningsbränslet i värmeverket, så kan det i förlängningen vara olja som ersätts. Fjärrvärmeutbyggnad kan
också leda till minskad elförbrukning när det är hushåll med direktverkande el som
ansluts. Ökad avfallsförbränning ersätter då el som framställts från andra energiråvaror.
-
Stor eller liten förändring. Är det en liten förändring eller stor förändring i
avfallsförbränningen (t.ex. en ökad utsortering av plastförpackningar och
kartongförpackningar leder till en relativt liten förändring, medan byggandet av en
ny avfallspanna är en stor förändring)?. Är det små förändringar kan i princip vilket
energislag som helst komma ifråga som ersättningsbränsle, beroende på de lokala
förutsättningarna. Är det stora förändringar är det oftast ett energislag som berörs,
t.ex. om man inte bygger en ny avfallspanna bygger man istället en
biobränslepanna.
-
Kort eller lång sikt. Vilken tidsperiod är av intresse: studerar vi det närmaste året
eller förhållandena om tio år? I kort tidsperspektiv beror valet av ersättningsbränsle
på vad det finns för tillgängliga tekniska resurser. Ofta kan då annat avfall (som
annars skulle deponeras) vara alternativbränsle. Eftersom avfallsförbrännings-
34
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
anläggningen har ganska stora fasta kostnader strävar man efter att bränna så
mycket avfall som möjligt, och idag finns ett överskott av potentiellt brännbart
avfall som deponeras. I det långa tidsperspektivet kan man istället välja vilka nya
tekniska resurser som ska anskaffas. Mycket talar för att det då är biobränsle som är
det huvudsakliga alternativbränslet vid fjärrvärmeproduktion (åtminstone så länge
som biobränsle inte är en knapp resurs).
-
Ökning eller minskning. Om fjärrvärmeproduktionen (exkl. avfall) ökar, är det
intressant att studera vilka bränslen som kan vara aktuella vid nyinvesteringar. Om
fjärrvärmeproduktionen (exkl. avfall) minskar kan det vara av intresse att studera
vilka bränslen som används i de anläggningar som läggs ned.
-
Knapphet på energiråvaror. Idag finns ett potentiellt överskott på biobränslen,
d.v.s. den potentiella tillgången är större än efterfrågan. Detta gör att, om man betraktar ”större förändringar”, så är det ofta biobränsle som är ersättningsbränsle till
avfall. Om biobränsleanvändningen skulle öka, såväl inom fjärrvärmeproduktion
som inom andra sektorer (t.ex. framställning av drivmedel eller elektricitet), kan
biobränsle bli en bristvara som gör att fjärrvärmeproduktion från avfall istället ersätter fjärrvärme från fossila bränslen.
-
Styrmedel. I praktiken är det ofta ekonomiska aspekter som styr valet av energikällor i fjärrvärmesystemet. Genom skatter och avgifter på vissa bränslen eller vissa
emissioner (t.ex. CO2) kan statsmakterna styra utvecklingen.
Vi har valt att utgå från ett grundfall där biobränsle utgör ersättningsbränsle. Sedan har
vi i känslighetsanalyser studerat olja som ersättningsbränsle. De slutsatser som sedan
dras baseras på båda fallen.
4.1.6 Val av produktion av elektricitet
I LCA räknas elproduktionen in i systemet, så att energiråvaror för och miljöpåverkan
från elgenereringen bokförs. Valet av elproduktionssätt påverkar därför resultatet i
LCA, vilket visats i åtskilliga tidigare LCA-studier.
Den el som förbrukas i landet kan tänkas vara uppdelad i två delar:
-
Basproduktion av elektricitet, som framställs mer eller mindre konstant och täcker
upp basbehovet. I Sverige produceras detta basbehov från i huvudsak från vattenkraft och kärnkraft.
-
Topplastproduktion av elektricitet, som varierar efter behovet.
I LCA-sammanhang har det diskuterats om man, när det gäller förbrukning av el, ska
räkna med el från medelproduktion eller från marginalproduktion, d.v.s. den del av
elektriciteten som förändras om man ökar eller minskar användningen av el. Denna
marginalproduktion bör inte förväxlas med topplastproduktionen. Marginalen kan vara
en ”baslastmarginal” eller en topplastmarginal, beroende på om den ökade eller minskade elanvändningen sker kontinuerligt eller bara vid topplast. Det dominerande synsättet vid LCA-studier idag är att valet av elproduktion beror på syftet med studien. Särskilt Ekvall (1998) har diskuterat elproduktionsmetod i LCA. Om man är intresserad att
studera effekter av förändringar så är det relevant att inkludera den elproduktion som
förändras, vilket oftast är marginalen på baslastproduktionen. Sker det en förändring i
35
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
elanvändningen är det baslastmarginalen som påverkas. Man brukar betrakta de
nordiska elnäten sammankopplade till ett system. I dagsläget är det då dansk kolkondenskraft som är marginalkraft. Kolkondens är ett av de dyraste sätten att framställa
el och är därför en av de produktionsmetoder som man väljer i ”sista hand” för att kunna
uppfylla erforderlig produktion. Kolkondens är också flexibelt och är lätt att köra på
marginalen för att balansera produktionen mot ett varierande behov. Kyoto-överenskommelsen om utsläpp av växthusgaser kommer att begränsa kolkondensens betydelse i
framtiden. För att klara av kraven i överenskommelsen krävs troligen en övergång till
andra energikällor för baslastmarginalproduktionen. Vi har bedömt att naturgaskombi är
det alternativ som kommer att ersätta kolkondens i en nära framtid (ca 5 år).
Ser man elproduktionen på lite längre sikt behöver inte kolkondens eller naturgaskombi
vara marginalkällan. Det går att finna välgrundade argument för att vilket som helst av
kärnkraft, naturgas, biobränslen eller vindkraft är relevanta marginaltekniker beroende
på bl.a. antaganden om framtiden kring ökande eller minskande elanvändning, skatter
och andra styrmedel, attityder och utvecklingspotential för olika energislag, mm.
Vi har valt att i grundfallet ha naturgaskombi som elproduktionsmetod. I känslighetsanalyser i omvärldsscenarierna studerar vi även kolkondens och svensk medelel.
4.1.7 Resultatparametrar
Olika systemalternativ har i denna studie utvärderats med ett antal olika parametrar som
ger mått på energieffektivitet, miljöpåverkan och ekonomiska konsekvenser:
−
Total förbrukning av primära energibärare definieras som mängden erforderliga
energiråvaror i form av träd i skogen, olja i oljekällan, kol i kolfyndigheten, etc.
−
Förbrukning av icke-förnybara primära energibärare, t.ex. råolja, kol och naturgas
−
Växthuseffekt
−
Övergödning
−
Försurning
−
Ämnen som bidrar till bildning av marknära ozon (NOX och VOC)
−
Företagsekonomisk kostnad
−
Samhällsekonomisk kostnad (en ekonomisk viktning av miljö- och resurseffekter i
kombination med företagsekonomiska resultat).
Dessutom utvärderas toxicitetsaspekter, dock utan att presentera sammanvägda resultat.
Vilka metoder som använts för de ovan nämnda resultatparametrarna redovisas i Bilaga 1.
Det finns andra viktiga resultatparametrar, t.ex. fler miljöpåverkanskategorier som
brukar nämnas i samband med LCA, men som vi av olika anledningar inte tagit med i
den här studien.
Resursförbrukning som vi inte tagit med är bl.a. mark- och vattenanvändning. Vattenanvändningen för olika processer beräknas i modellen och går att ta fram ur våra inventeringsdata. Vi har bedömt att vattenanvändningen är av mindre intresse för de
processer vi studerar. Markanvändningen har också utelämnats. I vår studie skulle
36
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
transporter, återvinningsstationer och deponier stå för en viss markanvändning, som
skulle variera mellan olika scenarier.
De hälso- och miljöeffekter som vi inte tagit med är:
−
Nedbrytningen av stratosfäriskt ozon har utelämnats eftersom vi har bedömt att de
avfallskategorier vi studerat ger små bidrag till ozonnedbrytningen, och att den inte
skiljer sig mellan olika behandlingsalternativ. Nedbrytning av stratosfärisk ozon
uppkommer av t.ex. freoner (som finns i kyl- och frysutrustning) och haloner som
finns i äldre brandskyddsutrustning.
−
Effekter på den biologiska mångfalden har inte tagits med, eftersom det inte finns
någon relevant metod utvecklad för att hantera denna påverkanskategori.
−
Ekotoxiska effekter har kvantifierats, men presenteras inte sammanvägt, utan i
diskussionsform, och i form av totala tungmetallflöden. Begreppet ekotoxicitet är ett
brett begrepp som omfattar en lång rad olika effekter, vilket gör att det i praktiken är
mycket svårt att väga ihop olika substanser på ett entydigt sätt. De ekotoxiska emissioner som sker från avfallssystemet består bl.a. av olika organiska miljögifter
(dioxin, PCB, m.m.) och tungmetaller.
−
Hälsoeffekter har inte studerats ingående. Begreppet hälsoeffekter är ett brett begrepp som omfattar en lång rad olika effekter. Även hälsoeffekter i ett snävare perspektiv, begränsat till humantoxiska effekter, är ett brett begrepp som omfattar både
arbetsmiljöaspekter, akuttoxiska effekter, cancerrisk och olika långtidseffekter.
Detta gör att det i praktiken är svårt att väga ihop olika substanser till en definierad
miljöpåverkanskategori. De humantoxiska emissioner som sker från avfallssystemet
består av NOX, organiska miljögifter (dioxin, PCB, m.m.), tungmetaller m.m.
Humantoxiska emissioner har kvantifierats, men presenteras inte sammanvägt, utan
i diskussionsform, och i form av totala tungmetallflöden.
Systemanalysen är gjord på en modellkommun, se 4.1.1 och 4.2.2 i det föregående. Det
primära resultat är uttryckt som MJ förbrukad energi per år i hela kommun, kg emission
per år i hela kommunen, samt kostnad i SEK per år. För att inte allt för mycket fixera
resultatet på modellkommunen har vi i rapporten och Bilaga 3 valt att presentera
resultatet utslaget per invånare. Vi presenterar således energiförbrukning som MJ/pe,år,
emissioner som kg/pe,år och kostnader som SEK/pe,år.
37
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.2
IVL-rapport B1462
Fall och scenarier
Systemanalysen baseras på olika typer av scenarier:
1.
Olika behandlingsstrategier studeras i olika ”behandlingsfall”. I varje studerat
behandlingsfall är det allt avfall i kommunen som tas omhand. Exempelvis det fall
som benämns ”Kompostering” innebär att det komposteringsbara avfallet samlas in
för sig och komposteras, medan det icke-komposteringsbara avfallet går till förbränning eller deponering.
2.
Inverkan av olika parametrar studeras i olika scenarier i en känslighetsanalys.
Känslighetsanalysen grundar sig på de "nyckelparametrar" som vi bedömde kan
påverka resultatet.
4.2.1 Modellkommun
Vi har i systemanalysen utgått från en modellkommun. I känslighetsanalyserna har vi
sedan varierat olika kommunspecifika parametrar och olika omvärldsparametrar.
Den valda modellkommunen karaktäriseras i grundfallet enligt Tabell 1:
Tabell 1. Karaktäristik för modellkommun (se även Bilaga 1)
Kommunkaraktäristika
Invånarantal
Antal hushåll, totalt
Antal hushåll i glesbygd
Antal lägenhetshushåll i tätort
Antal villahushåll i tätort
186 000
84 000
9 000
56 000
19 000
Avstånd till plaståtervinningsanläggning (km)
Avstånd till kartongåtervinningsanläggning (km)
Avfallsmängd
370
230
se Tabell 2
Avstånd till behandlingsanläggningar
Från landsbygd
10 km
Från flerfamiljshusområde
7 km
10 km
7 km
15 km
10 km
7 km
15 km
10 km
7 km
15 km
Från villaområde
Medelavstånd från bostadsområde till förbränningsanläggning (km)
Medelavstånd från bostadsområde till
rötningsanläggning (km)
Medelavstånd från bostadsområde till
komposteringsanläggning (km)
Medelavstånd från bostadsområde till
deponi (km)
38
15 km
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.2.2 Behandlingsfall
Behandlingsfallen formulerats med utgångspunkt från att en fraktion i taget sorteras ut.
Endast ytterlighetsfallen undersöks: 0 % utsortering eller ”full utsortering”, d.v.s. 70 %
(i vissa fall 80 %). Avfall som inte sorteras ut förbränns eller deponeras. Det resultat
som erhålls svarar då på frågan hur varje studerad fraktion/material ska tas omhand för
att ge minsta bidrag till respektive studerad resultatparameter om avfallshanteringssystemet byggs upp från början, utan att ta hänsyn till vilka behandlingsanläggningar
som redan finns. Scenarierna är hypotetiska och bygger på olika tänkta ytterlighetsfall.
Den verkliga avfallshanteringen stämmer i princip inte överens med något scenario. De
scenarier som undersöks är i huvuddrag:
-
Förbränning. Förbränning av allt avfall inkl. lättnedbrytbart organiskt avfall,
kartongförpackningar och plastförpackningar. Förbränningsanläggningen ställs av
en månad på sommaren, och avfallet under denna månad balas och lagras samt
förbränns senare.
-
Deponering. Deponering av allt avfall inkl. lättnedbrytbart organiskt avfall,
kartongförpackningar och plastförpackningar. Deponigasen används för generering
av el.
-
Rötning – bussdrift. Lättnedbrytbart organiskt avfall sorteras ut och rötas. Allt
övrigt avfall förbränns. Biogasen används för att driva bussar. Rötresten förutsätts
spridas på jordbruksmark och ersätta handelsgödsel.
-
Rötning – el/värme. Lättnedbrytbart organiskt avfall sorteras ut och rötas. Allt
övrigt avfall förbränns. Biogasen eldas i en gasmotor med elgenerator för framställning av el och fjärrvärme. Rötresten förutsätts spridas på jordbruksmark och ersätta handelsgödsel.
-
Kompostering. Lättnedbrytbart organiskt avfall sorteras ut och komposteras i
öppen strängkompost. Allt övrigt avfall förbränns. Komposten antas ersätta
handelsgödsel i jordbruket.
-
Plaståtervinning. Utsortering av plastförpackningar för återvinning av polyetenplast. Återvunnen polyetenplast ersätter jungfrulig polyetenplast (1 kg återvunnen
PE ersätter 1 kg jungfrulig). Allt övrigt avfall förbränns.
-
Kartongåtervinning. Utsortering av kartongförpackningar för återvinning av
kartong. Återvunnen kartong ersätter jungfrulig kartong (1,15 kg återvunnen
kartong ersätter 1 kg jungfrulig kartong). Allt övrigt avfall förbränns.
Returpapper (tidningar, o.dyl.) har i alla behandlingsscenarier antagits sorteras ut till 75
%, metallförpackningar till 50 % och glasförpackningar till 70 %14, och behandlas inte
vidare inom det studerade systemet. Den mängd av respektive fraktion som inte sorteras
ut ingår i det brännbara restavfall som förs till förbränningsanläggningen, alternativt
deponin.
De avfallsmängder som vi har utgått ifrån framgår av Tabell 2:
14
Dessa utsorteringsgrader är satta till samma som de återvinningskrav som ställs i Förpackningsförordningen för dessa material.
39
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2. Avfallsflöden i olika behandlingsfall
Behandlingsfall
Förbränning Deponering Rötning Rötning Kompostering
Värme
BussEl &
bränsle
värme
Primärt avfall*
Förbränning
68 800
51 900
Rötning, biogas för
bussdrift
Rötning, biogas för
el/värme
Strängkompostering
51 900
Kartongåtervinning
67 600
66 200
16 900
16 900
16 900
Plaståtervinning
1 200
Kartongåtervinning
Avfallsdeponering
51 900
Plaståtervinning
2 600
68 800
Sekundära avfall*
Förbränning av sekundärt
280
280
450
250
260
avfall*
Deponering av sekundärt
10 800
0
9 500
9 500
9 500
10 800
10 700
avfall*
Summa primära avfall
68 800
68 800
68 800
68 800
68 800
68 800
68 800
(ton)*
Summa material:
79 600
68 800
78 600
78 600
78 700
79 800
79 800
primära och sekundära
avfall* [ton]
*
Med primärt avfall avses avfall från hushåll och verksamheter. Med sekundärt avfall menas avfall
från behandlingsanläggningar, t.ex. aska från förbränning, avskiljt material/rejekt vid förbehandling
för rötning och kompostering, samt rester från materialåtervinning.
4.2.3 Grundscenario och scenarier för känslighetsanalyser
Inverkan av hur olika kommunspecifika parametrar, anläggningsparametrar och
generella parametrar påverkar systemet har studerats i olika känslighetsanalyser. Som
utgångspunkt för analyserna har vi valt modellkommunen enligt 4.2.1, och varierat olika
parametrar.
De parametrar som varieras enligt nedan är alltså de som vi har definierat som de
nyckelparametrar som är av intresse för en kommun att kunna utskilja, och som det
finns tillräcklig information om för att bedöma inom vilket intervall som de kan variera.
40
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Grundscenariot definieras enligt följande:
-
Modellkommunen enligt 4.2.1 ovan.
-
Avfallsförbränning har energiverkningsgrad 0,9115 (exklusive rökgaskondensering16) och NOX-emission 75 mg/MJ.
-
Alternativ fjärrvärmekälla: biobränsle med energiverkningsgrad 1,0917 (inklusive
rökgaskondensering) och NOX-emission 50 mg/MJ
-
Alternativ elproduktion: naturgaskombi
-
Avstånd till förbränningsanläggning, rötningsanläggning, komposteringsanläggning
och deponi: 7, 10 och 15 km från hushåll i lägenheter, villor resp. landsbygd.
-
Avstånden till materialåtervinning: 230 km till kartongåtervinning och 370 km till
plaståtervinning
-
Medelavstånd till åkermark för spridning av rötrest/kompost: 8 km
-
Hushållens arbete värderas till 0 kr/timme i den samhällsekonomiska kalkylen.
Hushållen antas inte använda bil för transporter av avfall till återvinningsstationer.
I känslighetsanalysen varieras följande parametrar (se även Bilaga 3, avsnitt 1.2 för
närmare precisering och diskussion kring val):
-
Elproduktion i det kompletterande systemet: Som källa och metod för
elframställning i det kompletterande systemet studeras kolkondens och svensk
medelel.
-
Fjärrvärmescenarier. Olja studeras som ersättningsbränsle till avfall för
fjärrvärmeproduktion. Vidare studeras inverkan av verkningsgrader på
förbränningsanläggningar för fjärrvärmeproduktion: verkningsgrader för avfalls-,
biobränsle- och oljeförbränning varieras uppåt och nedåt. Även NOX-emissioner
vid att avfalls-, biobränsle- och oljeförbränning varieras uppåt och nedåt.
-
Kraftvärme. I ett scenario studeras kraftvärmeproduktion från avfallsförbränning.
Den tillgängliga energin fördelas så att 85 % blir fjärrvärme (exkl. rökgaskondensering) och 15 % elektricitet.
-
Avstånd till behandlingsanläggningar. Olika avstånd till behandlingsanläggningar studeras: 500 km avstånd till förbränning, 150 km avstånd till rötning eller
kompostering, samt 1000 km avstånd till materialåtervinning.
-
Avstånd till åkermark för rötrest/kompost. I känslighetsanalysen undersöks om
avstånd till åkermark är 50 km samt om spridning är omöjlig och rötresten eller
komposten förbränns.
15
Verkningsgrad definieras som mängd producerad fjärrvärme relaterat till avfallets effektiva
värmevärde.
16
Rökgaskondenseringens verkningsgrad beror på avfallets fuktinnehåll (och H-halt)
17
Verkningsgrad definieras som mängd producerad fjärrvärme relaterat till bränslets effektiva
värmevärde
41
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
-
Hushållens arbete. I grundscenariot är tidsåtgång och energiåtgång för hushållen
satta till = 0. I känslighetsanalysen studeras tre fall där tiden har värderats till 60
kr/h, och med tre olika uppskattningar av tidsåtgång och energiförbrukning.
-
Ekonomisk viktning av resurser och miljö. I känslighetsanalys studeras ändrad
ekonomisk viktning i den samhällsekonomiska kalkylen av energiresurser,
klimatgaser och fosfor.
-
Deponin betraktas som kolsänka under överskådlig tid (ett sekel). I en
känslighetsanalys bokförd kvarvarande biotiskt kol i deponin efter överskådlig tid
som negativt CO2-utsläpp.
4.3
Principer för resultatredovisning
Kännetecknande för denna systemanalys är att det är en stor mängd data som behandlas
i modellen och att det är en stor mängd delresultat som erhålls. I en simulering med en
specifik uppbyggnad av avfallssystemet och det kompletterande systemet är det stora
mängder indata och utdata som används för att beskriva de olika delprocesserna. Därför
finns det en mycket stor mängd data i resultatet som kan redovisas. För mycket
resultatredovisning gör emellertid att resultatet blir svåröverskådligt och svårbegripligt.
Resultaten har ställts samman i olika nivåer i diagramform. I föreliggande avsnitt 4.44.5 har vi dragit ut och illustrerat de viktigaste resultaten i radardiagram, därutöver visas
i Bilaga 3 resultaten i form av stapeldiagram med större upplösning än
radardiagrammen, samtidigt som resultatet diskuteras. I Bilaga 3 redovisas även
tungmetallflöden i tabellform, resultaten avseende toxiska effekter redovisas i
diskussionsform, samt det totala resultatet för samtliga scenarier redovisas i en tabell.
Radardiagrammen i det följande ska tolkas på följande sätt, se även Figur 6:
-
Alla resultat är normaliserade i förhållande till Förbränningsfallet. Varje studerad
resultatparameter har för fallet Förbränning satts till = 1,0. För övriga scenarier
anges resultatparametrarna i relation till fallet Förbränning.
-
I radardiagrammet ges intrycket att alla visade resultatparametrar är av samma
betydelse. Så är givetvis inte fallet i verkligheten utan läsaren måste själv bedöma
vilka resultatparametrar som är viktiga i sammanhanget.
-
För samhällsekonomi visas här bara resultatet bara för en viktningsmetod för
miljöekonomi (ORWARE). Resultat från de två andra viktningsmetoderna
presenteras i 4.4.5 samt finns med i slutsatserna i kapitel 5. I bilaga 3 utvärderas
alla tre metoder ytterligare.
-
Fallet Förbränning redovisas i diagrammet som en cirkel (egentligen niokant) med
radien = 1,0. För de andra fallen erhålls andra figurer som kan ligga såväl innanför
som utanför fallet Förbränning. De fall som ligger helt utanför Förbränningskurvan
är entydigt sämre än Förbränningsfallet (med avseende på de parametrar som vi har
redovisat). De fall som ligger helt innanför Förbränningskurvan är entydigt bättre
än Förbränningsfallet (med avseende på de parametrar som vi har redovisat). I de
fall kurvorna skär varandra kan inget entydigt sägas; det studerade fallet har både
fördelar och nackdelar jämfört med fallet Förbränning.
42
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Förbränning
Företagsekonomi
2.0
Ej förnyelsebara primära energibärare
Samhällsekonomi
1.5
1.0
Primära energibärare
0.5
Växthuseffekt
0.0
Förbränning
Fotooxidanter - NOx
Försurning
Fotooxidanter - VOC
Övergödning
Figur 6. Utgångspunkt för sammanställning av resultatparametrar. Värdet av varje
studerad resultatparameter i fallet Förbränning är satt till =1,0.
4.4
Resultat – grundscenario
I Figur 7 - 10 visas en jämförelse mellan scenariot förbränning av allt avfall och
scenarier med olika utsortering och återvinning av fraktionerna lättnedbrytbart organiskt
avfall, plastförpackningar respektive kartongförpackningar samt deponering av allt
avfall. Det avfall som inte sorteras ut, återvinns eller deponeras förbränns i samtliga
scenarier, utom i deponeringsfallet.
43
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.4.1
IVL-rapport B1462
Allt avfall: jämförelse av förbränning och deponering
Företagsekonomi
6.0
Ej förnyelsebara primära energibärare
5.0
Samhällsekonomi
4.0
3.0
2.0
Primära energibärare
Växthuseffekt
1.0
0.0
Förbränning
Deponering
Fotooxidanter - NOx
Försurning
Fotooxidanter - VOC
Övergödning
Figur 7. Jämförelse mellan förbränning av allt avfall och deponering av allt avfall.
Avfallsflöden till olika behandlingar enligt tabell 2.
Av Figur 7 kan följande utläsas:
-
Energi. Förbränning ger väsentligt lägre total förbrukning av energi än deponering.
Deponering ger dock lägre förbrukning av ej förnybar energi. Det beror på att
deponigasen används för att framställa elektricitet, som ersätter elektricitet framställd från naturgas.
-
Miljö. I samtliga studerade miljöeffekter ger förbränning tydligt lägre utsläpp än
deponering.
-
Ekonomi. Förbränning ger väsentligt lägre företagsekonomiska kostnader och
väsentligt lägre samhällsekonomiska kostnader än deponering. Det beror på
kostnaden för produktion av värme och dess miljökostnader i det kompletterande
systemet.
Ovanstående jämförelser baseras på allt hushållsavfall, utan utsortering av nedbrytbart
organiskt avfall eller av återvinningsbara plastförpackningar eller kartongförpackningar.
Detta till trots bör resultatet kunna användas som en indikation på restavfallets
hantering, när de olika fraktionerna sorteras ut för biologisk behandling eller
materialåtervinning.
44
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.4.2
Lättnedbrytbart organiskt
rötning och kompostering
avfall:
jämförelse
av
IVL-rapport B1462
förbränning,
Företagsekonomi
2.0
Ej förnyelsebara primära energibärare
Samhällsekonomi
1.5
1.0
Primära energibärare
0.5
Växthuseffekt
Förbränning
0.0
Rötning, buss+Fb
Rötning, el & värme+Fb
Kompostering+Fb
Fotooxidanter - NOx
Försurning
Fotooxidanter - VOC
Övergödning
Figur 8. Jämförelse mellan förbränning och biologisk behandling. Avfallsflöden till
olika behandlingar enligt tabell 2.
Av Figur 8 kan följande utläsas:
-
Energi. Kompostering och rötning (buss) använder mer energi än förbränning. Vid
rötning (el & värme) kan inga entydiga skillnader utläsas gentemot förbränning vad
avser den totala användningen av energi. Användningen av icke förnybar energi är
lägre vid de två rötningsalternativen och ingen skillnad kan utläsas för
kompostering jämfört förbränning.
-
Miljö. Miljöpåverkan från biologisk behandling varierar jämfört förbränning. Rötning (buss) ger, jämfört med förbränning, lägre emissioner av fotooxidanter NOx
och växthusgaser, samt obetydligt lägre emissioner av försurande ämnen och
övergödande ämnen. Däremot är bidraget till bildning av fotooxidanter från VOC
klart högre för rötning (buss). Vid rötning (el & värme) är bidragen till samtliga
miljöeffekter utom växthuseffekten klart större jämfört med förbränning.
Växthusemissionerna är endast marginellt lägre vid rötning (el & värme) än de är
vid förbränning.
-
Ekonomi. Samtliga biologiska behandlingsmetoder visar på högre kostnader, både
företags- och samhällsekonomiska kostnader, jämfört med förbränning. Det företagsekonomiska resultatet skiljer sig knappast mellan de olika biologiska behandlingsmetoderna. Rötning (buss) har något högre samhällsekonomiska
kostnader än rötning (el & värme) och kompostering.
45
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.4.3
IVL-rapport B1462
Plastförpackningar: jämförelse av förbränning och
materialåtervinning
Företagsekonomi
1.2
Ej förnyelsebara primära energibärare
1.0
Samhällsekonomi
0.8
0.6
0.4
Primära energibärare
Växthuseffekt
0.2
0.0
Förbränning
Plaståtervinning+Fb
Fotooxidanter - NOx
Försurning
Fotooxidanter - VOC
Övergödning
Figur 9. Jämförelse av förbränning och materialåtervinning av plastförpackningar.
Avfallsflöden enligt tabell 2.
Av Figur 9 kan följande utläsas:
-
Energi. Materialåtervinning av PE-plast ger lägre förbrukning av icke förnybar
energi och total energi än förbränning
-
Miljö. Materialåtervinning av PE-plast ger mindre miljöpåverkan i samtliga miljöpåverkanskategorier som studerats, jämfört med förbränning
-
Ekonomi. Materialåtervinning av PE-plast ger högre företags- och samhällsekonomisk kostnad jämfört förbränning
46
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.4.4
IVL-rapport B1462
Kartongförpackningar: jämförelse mellan förbränning och
återvinning
Företagsekonomi
Ej förnyelsebara primära energibärare
1.1
Samhällsekonomi
1.0
1.0
0.9
Primära energibärare
Växthuseffekt
0.9
Förbränning
0.8
Kartongåtervinning+Fb
Fotooxidanter - NOx
Försurning
Fotooxidanter - VOC
Övergödning
Figur 10. Jämförelse mellan materialåtervinning av kartong och förbränning av allt
avfall. Avfallsflöden enligt Tabell 2.
Av Figur 10 kan följande utläsas.
-
Energi. Ingen skillnad kan utläsas mellan förbränning och återvinning av kartong
vad avser användningen av ej förnybar energi. Den totala energianvändningen är
dock något lägre vid återvinning av kartong än vid förbränning
-
Miljö. Generellt ger återvinning av kartong mindre miljöpåverkan än förbränning.
Ingen skillnad kan utläsas vad avser emissioner av växthusgaser. Skillnaden är liten
för bildning av fotooxidanter från VOC och NOx. Emissioner av försurande och
övergödande ämnen är klart lägre vid kartongåtervinning än vid förbränning
-
Ekonomi. Kartongåtervinning är både företags- och samhällsekonomiskt dyrare än
förbränning.
47
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.4.5 Översikt av resultatet från grundscenariot
I Tabell 3 visas en översikt av resultatet från grundscenariot. I tabellen visas för varje
avfallsfraktion och varje resultatparameter vilket behandlingsfall som är gynnsammast.
Tabell 3. Sammanfattning av resultat. För varje fraktion anges bästa alternativ, d.v.s.
det alternativ som ger lägst energiförbrukning, lägst miljöpåverkan resp. lägst
kostnader.
Allt avfall:
förbränning eller
deponering
Nedbrytbart
avfall:
förbränning,
rötning eller
kompostering
Plastförpackningar:
förbränning eller
plaståtervinning
Kartongförpackningar:
förbränning eller
kartongåtervinning
Energi - totalt
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning*
Energi – icke
förnybar
Deponering
Rötning-buss
Plaståtervinning
Förbränning*
Växthuseffekt
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning*
Försurning
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Övergödning
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
FotooxidanterVOC
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning*
FotooxidanterNOX
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Företagsekonomi
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Samhällsekonomi ORWARE
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Samhällsekonomi -EPS
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Samhällsekonomi ECOTAX
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
* Mycket liten skillnad, ej urskiljbar i diagrammen.
48
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.5
IVL-rapport B1462
Resultat - känslighetsanalys
Resultatet av känslighetsanalysen finns utförligt presenterad i Bilaga 3 (avsnitt 4 och
Tabell 3.4.2 i Bilaga 3). Känslighetsanalysen sammanfattas i nedanstående Tabell 4.
Tabell 4. Sammanfattning av känslighetsanalys.
Scenario
Förändring (i rangordning) jämfört med grundscenariot
Elproduktion
Kolkondens
Rötning med el-/värmeproduktion ger något lägre energiförbrukning
än förbränning. Rangordning ändras inte.
Svensk medelel
Ingen förändring i rangordning.
Fjärrvärmeproduktion
Olja
Rötning (både bussdrift och el-/värmeproduktion) ger högre
emissioner av växthusgaser än förbränning
Verkningsgrader
Ingen förändring i rangordning.
NOX-emissioner (hög NOXemission för avfallsförbränning,
låg NOX-emission för alternativt
bränsle)
Ingen förändring i rangordning.
NOX-emissioner (låg NOXemission för avfallsförbränning,
hög NOX-emission för alternativt
bränsle)
Förbränning ger lägre NOX-emission, lägre utsläpp av försurande
ämnen och lägre emissioner av övergödande ämnen än rötning
Transportavstånd
500 km avstånd till förbränning
Ingen skillnad i rangordning för miljöpåverkan och
energiförbrukning. Med en av tre ekonomiska viktningsmetoder blir
rötning marginellt samhällsekonomiskt billigare än förbränning
150 km avstånd till rötning
Ingen förändring i rangordning.
1000 km avstånd till återvinning
Kartongåtervinning blir marginellt sämre än förbränning vad gäller
emissioner av växthusgaser.
Hushållens arbete
Minimifall, 60 kr/h
Samhällsekonomiska kostnader för plaståtervinning och
kartongåtervinning ökar och är klart högre än för förbränning.
Maximifall, 60 kr/h
Den samhällsekonomiska kostnaden för plaståtervinning och
kartongåtervinning mer än fördubblas.
Energiförbrukning för kartongåtervinning och plaståtervinning ökar,
så att energiförbrukning för kartongåtervinning blir något högre än
för förbränning, medan energiförbrukningen för plaståtervinning
fortfarande är något lägre än för förbränning.
Anpassad tidsinsats, 60 kr/h
Den samhällsekonomiska kostnaden för plaståtervinning och
kartongåtervinning nästan fördubblas, så att plaståtervinning och
kartongåtervinning blir klart dyrare än förbränning.
49
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 4. Sammanfattning av känslighetsanalys, fortsättning.
Scenario
Förändring (i rangordning) jämfört med grundscenariot
Spridning av rötrest och
kompost
Avstånd till åker 50 km
Ingen förändring i rangordning.
Förbränning av rötrest resp
kompost
Kompostering blir samhällsekonomiskt och företagsekonomiskt
billigare än rötning, men fortfarande dyrare än förbränning.
Samhällsförändringar
Fördubbling av energipris och av
miljöekonomisk viktning av
växthusgaser
Ingen förändring i rangordning, men de totala företagsekonomiska
och samhällsekonomiska kostnaderna ökar.
Femdubbling av energipris och
av miljöekonomisk viktning av
växthusgaser
Ingen förändring i rangordning, men de totala företagsekonomiska
och samhällsekonomiska kostnaderna ökar markant.
Tiodubbling av fosforpris
Ingen förändring i rangordning. Det skulle behövas ett
ca hundra gånger så högt pris som dagens för att rötning och
kompostering ska hamna på samma kostnadsnivå som förbränning
Deponin som kolsänka
Skillnaden mellan deponering och förbränning minskar, men
förbränning är fortfarande mest gynnsamt av de två. Betraktar man
enskilda fraktioner kan resultatet bli annorlunda.
50
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
5. Användning av resultatet för planering av
hantering av hushållsavfall
5.1.
Inledning
Avfallshantering är en företeelse som berör många olika aktörer med olika ansvar och
olika intressen, vilket gör att de egna intressena ibland kan komma före samhällets
intressen. Vi har studerat avfallshanteringens energiresursförbrukning, miljöpåverkan
och ekonomi i ett systemperspektiv eller samhälleligt perspektiv. De råd och synpunkter
baseras på detta helhetsperspektiv, d.v.s. vad som vi bedömer vara bra för samhället i
stort, inte vad som kan vara bra för enskilda aktörer, t.ex. en kommun, ett energibolag
eller ett materialbolag. De råd och synpunkter som framförs i det följande grundas dels
på våra resultat, dels på resultat i andra livscykelanalyser och systemanalyser som gjorts
av andra forskare.
5.2.
Översiktlig jämförelse mellan olika behandlingsmetoder
Deponering bör i allmänhet undvikas för avfall som kan förbrännas, rötas, komposteras
eller materialåtervinnas. Det bör påpekas att i samtliga scenarier och fall som studerats
förekommer deponering av aska/slagg från avfallsförbränning.
Möjlighet till förbränning av avfall bör alltid finnas. Detta gäller även om avfallet måste
transporteras till en regional anläggning. Eftersom det inte går att uppnå 100 % återvinningsgrader för exempelvis plast, kartong och returpapper, kommer det alltid att finnas
en viss mängd brännbart avfall som måste tas omhand vid sidan av materialåtervinningssystemen och eventuella system för biologisk behandling.
Materialåtervinning, rötning och förbränning bör inte ses som konkurrerande metoder,
utan mer som kompletterande metoder. Det är svårt att dra entydiga slutsatser om vilken
metod som är ”bäst”. Det finns fördelar och nackdelar med alla metoder. I
systemperspektivet för en hel kommun ger materialåtervinning eller rötning mycket små
skillnader mot förbränning.
Rötning av lättnedbrytbart organiskt avfall ger jämfört med förbränning högre
samhällsekonomisk och har både fördelar och nackdelar vad gäller miljöpåverkan.
Rötning leder totalt sett till en något högre total energiförbrukning än förbränning.
Däremot är rötning miljömässigt och samhällsekonomiskt fördelaktigare än deponering.
Kompostering (strängkompostering) av lättnedbrytbart avfall har nästan inga miljömässiga fördelar gentemot förbränning. Kompostering av lättnedbrytbart avfall ger inte
heller några fördelar jämfört med rötning. Kompostering av lättnedbrytbart organiskt
avfall är samhällsekonomiskt något dyrare än rötning och förbränning. Däremot är
kompostering miljömässigt och samhällsekonomiskt fördelaktigare än deponering.
51
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Materialåtervinning verkar generellt ge mindre miljöpåverkan och lägre energiförbrukning än förbränning, men högre företagsekonomiska och samhällsekonomiska
kostnader. Resultatet är olika för olika material. Störst fördelar med återvinning visar
icke-förnybara material som plast och metaller (metaller har dock inte studerats i denna
studie, men slutsatsen dras i flera andra LCA-studier). För skogsbaserade material fås
större fördelar för mekanisk massa (t.ex. tidningspapper), än för kemisk massa (t.ex.
kartong). Materialåtervinning ger något högre samhällsekonomiska kostnader än
förbränning, beroende på att minskade miljökostnader äts upp av högre
företagsekonomiska kostnader. Om man värdesätter och räknar in hushållens arbete med
avfallshantering och källsortering ger materialåtervinning betydligt högre samhällsekonomiska kostnader än förbränning. Det kan diskuteras hur hushållens arbete ska tas
med. I t.ex. utredningen om producentansvaret (SOU, 2001) tar utredaren inte hänsyn
till hushållens arbete i den ekonomiska utvärderingen.
Transporter av avfall, sedan det väl är insamlat, är av begränsad betydelse vad gäller
miljöpåverkan, energiförbrukning och kostnader. Då avfallet väl är insamlat har även
längre regionala transporter liten betydelse, under förutsättning att transporterna genomförs på ett effektivt sätt. Hushållens transporter (med personbil) kan påverka både resultatet (i ogynnsam riktning för källsortering).
Olika insamlingssystem påverkar det totala resultatet i mycket liten utsträckning
beträffande miljöpåverkan och energiförbrukning. Om man prissätter hushållens tid för
källsortering kan insamlingssystemets utformning påverka den samhällsekonomiska
kalkylen. En förtätning av återvinningsstationer från områdesnära (1 station per 1000
invånare) till återvinningsgårdar som är mer kvartersnära (1 gård per 100 invånare) ger
ingen avgörande påverkan på miljöpåverkan eller samhällsekonomi (exklusive
hushållens arbete) men leder till mindre arbete för hushållen.
5.3.
Kommunspecifika förhållanden som kan ändra på ovanstående resultat
Ovanstående riktlinjer gäller för en lång rad av Sveriges kommuner.
Olika ”kommunspecifika” parametrar påverkar rangordningen enligt följande:
-
Glesbygd eller tätort ger samma rangordning mellan behandlingsfallen. Insamling i
glesbygd ger något högre energiförbrukning, något större utsläpp av växthusgaser
och högre kostnader än insamling i tätort. Insamlingssystemet står dock för en
relativt liten del av den totala miljöpåverkan, energiförbrukningen och kostnaden
jämfört med hela systemet, vilket innebär att rangordningen mellan olika fall inte
ändras.
-
Transportavstånd till förbränningsanläggning påverkar energiförbrukning och
miljöpåverkan ytterst lite, men kan påverka ekonomin. Rangordningen mellan
materialåtervinning och förbränning vad gäller energiförbrukning och
miljöpåverkan förändras inte när avfallsförbränningen ligger på 500 km avstånd.
Däremot ändras rangordningen för företagsekonomi och samhällsekonomi. Detta
gör att rötning (i en nära anläggning) blir marginellt billigare än förbränning i en
anläggning mycket långt bort. Brytpunkten går ungefär när det är ca 500 km till
förbränningsanläggningen.
52
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
-
Mycket långa transportavstånd (1000 km) till kartongåtervinning kan påverka
rangordningen för växthusgaser, medan rangordningen inte ändras för övriga
studerade påverkanskategorier. Mycket långa transportavstånd (1000 km) till
plaståtervinning förändrar inte rangordningen.
-
Transportavstånd mellan insamlingsområde och rötningsanläggning på upp till 150
km påverkar inte rangordningen (vi har inte studerat vad som händer vid ännu
längre avstånd).
-
Avstånd på upp till 50 km från rötningsanläggningen/komposteringsanläggning till
åker för spridning av rötrest eller kompost påverkar inte rangordningen mellan fallen (vi har inte studerat vad som händer vid ännu längre avstånd).
-
Prestanda för fjärrvärmeanläggningar med biobränsle- eller oljeeldning spelar normalt liten roll. Vid normala verkningsgrader och normala NOX-emissioner blir
rangordningen mellan olika alternativ densamma som i grundfallet.. Svängning i resultatet kan fås om avfallsförbränningsanläggningen har lågt NOX-utsläpp och
biobränsleanläggningen eller oljeanläggningen har extremt högt NOX-utsläpp – då
ger förbränning lägre NOX-emissioner än rötning, kartongåtervinning och plaståtervinning (i grundscenariot ger förbränning högre NOX-emissioner än rötning, kartongåtervinning och plaståtervinning).
-
Om olja konkurrerar med avfall som källa för fjärrvärme (i stället för biobränsle),
ökar fördelarna med avfallsförbränning jämfört med rötning, kartongåtervinning
och plaståtervinning. Jämfört med när biobränsle utgör alternativ fjärrvärmekälla
ger rötning och kartongåtervinning högre emissioner av växthusgaser än
förbränning. För övriga påverkanskategorier ändras inte rangordningen.
Förutom dessa platsspecifika förhållanden kan följande nämnas:
-
Energikällor för elproduktion spelar liten roll för rangordningen mellan fallen. Om
man antar att el i det kompletterande systemet produceras med kolkondens i stället
för naturgaskombi ökar energiförbrukning, miljöpåverkan (de flesta
påverkanskategorier) och samhällsekonomisk kostnad för samtliga fall, dock utan
rangordning förändras. Också om man antar att elproduktionen sker med svensk
medelel
blir
energiförbrukningen
något
lägre,
medan
flera
miljöpåverkanskategorier och samhällsekonomiska kostnader minskar –
rangordningen mellan fallen förblir densamma.
-
Produktion av kraftvärme från avfallsförbränning har jämförts med produktion av
bara fjärrvärme. Kraftvärmeproduktion ger lägre emissioner av växthusgaser än
fjärrvärmeproduktion men ger högre företagsekonomiska kostnader. De lägre
emissionerna av växthusgaser beror på att den från avfallet producerade
elektriciteten ersätter el som producerats från naturgas. Rangordningen mellan olika
behandlingsfall ändras i ett fall: Avfallsförbränning med kraftvärmeproduktion gör
att emissionerna av växthusgaser blir lägre än från kartongåtervinning (i grundscenariot gav avfallsförbränning med fjärrvärmeproduktion högre växthusgasemissioner än kartongåtervinning.
53
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
En mer principiell fråga som påverkar det samhällsekonomiska resultatet, är hur hushållens arbete ska räknas. De tidsinsatser som görs är:
-
För avfall som går till förbränning är det mycket liten arbetsinsats som krävs. I
fallen Rötning, Kompostering, Kartongåtervinning och Plaståtervinning samlas det
brännbara avfallet in fastighetsnära. I fallen Förbränning och Deponering samlas
allt avfall in i en fraktion.
-
Det nedbrytbara organiska avfallet samlas in för sig i fallen Rötning och Kompostering och ingår i restavfallet som går till förbränning eller deponering. Det
utsorterade nedbrytbara avfallet samlas in nära fastigheten, oftast parallellt med
restavfallet. Tidsåtgången för hushållens arbete med det nedbrytbara avfallet blir
därför mycket låg.
-
Kartong- och plastförpackningar samlas in vid återvinningsstationer, som ligger på
visst avstånd från hemmet. Dessutom ställs krav på att kladdiga förpackningar ska
rengöras. De moment som således tar tid är rengöringen och transporten till återvinningsstationen.
Detta gör att det är främst kartongåtervinning och plaståtervinning som påverkas om
hushållens tid tas med i den samhällsekonomiska kalkylen. Om tiden värderas till 60 kr
per timme blir materialåtervinning klart samhällsekonomiskt dyrare än förbränning. Det
är endast vid extremt låga uppskattningar och värderingar av hushållens tid som detta
inte kraftigt försämrar det samhällsekonomiska resultatet för återvinning av plast och
kartong.
5.4.
Hur tas olika avfallsfraktioner omhand på bästa sätt
5.4.1 Lättnedbrytbart organiskt avfall
Vi har studerat lättnedbrytbart avfall från hushåll. I vår tidigare studie (Sundqvist et al,
1999a-d) ingick vissa branschspecifika avfall i det studerade avfallet.
Lättnedbrytbart avfall från hushåll
För lättnedbrytbart organiskt avfall från hushållen finns tre behandlingsmöjligheter som
vi studerat:
-
Ingen utsortering sker i hushållen. Det nedbrytbara organiska avfallet samlas in
tillsammans med restavfallet som går till förbränning.
-
Ingen utsortering sker i hushållen. Det nedbrytbara organiska avfallet samlas in
tillsammans med restavfallet som går till deponering.
-
Utsortering som egen fraktion som rötas. Två möjligheter att använda gasen har
studerats: användning som bussbränsle och användning för el- och värmeproduktion.
-
Utsortering som egen fraktion som komposteras.
De miljö- och resursaspekter som tagits hänsyn till i nedanstående resonemang är energiförbrukning, växthuseffekt, försurning, eutrofiering, fotooxidantbildning och toxicitet.
54
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Det har antagits att rötrest och kompost återförs till jordbruket och ersätter handelsgödsel. En aspekt som vi inte kunnat ta hänsyn till är nyttan av att återföra humusmaterial till jorden (eftersom det saknas relevanta metoder att hantera denna fråga).
Om man utgår från naturresurs- och miljöaspekter kan dessa alternativ rangordnas:
Förbränning
Rötning
}
< Kompostering << Deponering
lägst miljöpåverkan
lägst energiförbrukning
högst miljöpåverkan
högst energiförbrukning
Detta ska tolkas som att det inte finns någon entydig skillnad mellan förbränning och
rötning. Förbränning och rötning är fördelaktigare än kompostering, som i sin tur är
mycket fördelaktigare än deponering.
Om man utgår från samhällsekonomi kan alternativen rangordnas:
Förbränning < Rötning < Kompostering << Deponering
(lägst kostnad)
(högst kostnad)
Detta resultat gäller för alla tre miljöekonomiska viktningsmetoderna.
Lokala förhållanden påverkar dessa rangordningar ytterst lite.
Hemkompostering har studerats vid vår tidigare studie (Sundqvist et al, 1999d) samt i
tidigare ORWARE -studier (t.ex. VAFAB, 1996; Nybrant et al 1996). Resultaten har
visat att hemkompostering i normala fall inte har några fördelar jämfört med central
kompostering, mycket beroende på att den ”sluppna” insamlingen står för en sådan liten
del av den totala energiförbrukningen och miljöpåverkan. I glesbygd visade
hemkompostering ha en liten, men märkbar, potential jämfört med central
kompostering. Detta under förutsättning att hemkomposten sköts idealt, vilket kanske
inte är troligt. Alternativet förbränning var dock mest fördelaktig.
Reaktorkompostering (enligt Bedminster-metoden) har jämförts med förbränning en
särskild ORWARE -studie (Eriksson et al, 2001). Resultatet visade att kompostering är
sämre än förbränning från energi- och miljösynpunkt.
Lättnedbrytbart organiskt avfall från industri och jordbruk
Lättnedbrytbart organiskt avfall uppstår framför allt i slakterier, livsmedelsindustrier,
läkemedelsindustrier och jordbruk. De flesta av dessa avfall har låg torrsubstanshalt.
Vissa avfall kan vara svåra att hantera av hygieniska skäl, t.ex. mag- och tarmavfall från
slakterier.
Avfall med låga torrsubstanshalter är svåra att hantera i en förbränningsanläggning –
även om moderna förbränningsanläggningar med rökgaskondensering kan nyttiggöra
energi i våta avfall fordras en stor mängd torrt brännbart material för att underhålla förbränningen. Likaså är öppen kompostering svår, eller åtminstone en dyrbar lösning och
ger inget tillvaratagande av energi. Däremot är rötning en teknisk lämplig process att
behandla sådant avfall
55
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
För avfall med potentiella smittrisker (avföring, mag-/tarmavfall, m.m.) fordras en sluten hantering, vilket gör öppen kompostering omöjlig. Förbränning är i princip möjlig
om avfallet kan hanteras slutet från mottagningen tills det matats in i ugnen. Likaså är
rötning möjlig. Rötning kräver också sluten hantering samt en hygienisering för att avdöda patogena organismer.
Gödsel från jordbruk, samt en del slakteriavfall, har tidigare många gånger lagts på
åkermark utan förbehandling. Detta har lett till bl.a. luktproblem och utläckage av
kväve. Rötning har alltmer börjat användas för dessa avfallstyper (Bjurling & Svärd,
1998).
För många av dessa avfall bedöms rötning vara den lämpligaste metoden. Förbränning
kan vara ett alternativ till rötning för avfall som lätt kan avvattnas.
5.4.2 Plastförpackningar
Nedanstående gäller för främst för plastförpackningar från hushåll.
För plastförpackningar finns alternativen:
-
Ingen utsortering sker i hushållen. Plastförpackningarna samlas in tillsammans med
restavfallet som går till förbränning.
-
Ingen utsortering sker i hushållen. Plastförpackningarna samlas in tillsammans med
restavfallet som går till deponering.
-
Utsortering i hushållen som egen fraktion som går till materialåtervinning.
Vi har inte specifikt studerat fallet deponering av plastförpackningar.
Dessa alternativ kan med avseende på naturresursförbrukning och miljöpåverkan rangordnas enligt följande:
Materialåtervinning < Förbränning
lägst miljöpåverkan
lägst energiförbrukning
högst miljöpåverkan
högst energiförbrukning
För företagsekonomi blir rangordningen tvärtom:
Förbränning < Materialåtervinning
lägst kostnad
högst kostnad
För samhällsekonomi pekar de olika viktningsmetoderna åt olika håll och ingen
rangordning kan därför sättas upp.
Förbränning
< Materialåtervinning (miljöekonomi enligt ORWARE)
Materialåtervinning < Förbränning (miljöekonomi enligt EPS-2000 och ECOTAX)
lägst kostnad
högst kostnad
56
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Om man i den samhällsekonomiska kalkylen värderar hushållens tid till 60 kr per timme
blir för samtliga tre metoderna förbränning mycket billigare än materialåtervinning:
Förbränning << Materialåtervinning
lägst kostnad
högst kostnad
Variationer i lokala förhållanden påverkar inte dessa rangordningar.
En förutsättning för ovanstående resultat är att den återvunna plasten utnyttjas som återvunnen plast utnyttjas i dagsläget (d.v.s. en betydande del av den återvunna plasten ersätter jungfrulig plast, se Bilaga 2 kapitel 8).
Beträffande deponering av plast kan vi inte dra några slutsatser eftersom vi inte studerat
detta fall specifikt. En kvalitativ bedömning ger att deponering av plast skulle kunna
vara fördelaktigare än förbränning med avseende på utsläpp av växthusgaser, under förutsättning att man bara betraktar emissioner från deponin under överskådlig tid samt att
biobränsle utgör ersättningsbränsle för fjärrvärme. Detta eftersom plast inte bryts ned
under överskådlig tid och därmed inte ger upphov till växthusgaser från deponin.
Materialåtervinning är dock fortfarande det bästa alternativet från naturresurs- och
miljösynpunkt.
För plastförpackningar från industri och verksamheter gäller i princip samma som ovan
vad gäller rangordning mellan återvinning och förbränning vid naturresurs- och miljöaspekter, d.v.s. att materialåtervinning är fördelaktigare än förbränning. De ekonomiska
aspekterna har inte studerats, men mycket tyder på att insamlingskostnaderna är betydligt lägre än för plastavfallet från hushållen. Detta leder till att det troligtvis är små samhällsekonomiska skillnader mellan förbränning och återvinning, och att återvinning
eventuellt skulle kunna vara mer samhällsekonomisk gynnsam än förbränning.
5.4.3 Kartongförpackningar
För kartongförpackningar finns alternativen:
-
Ingen utsortering sker i hushållen. Kartongförpackningarna samlas in tillsammans
med restavfallet som går till förbränning.
-
Ingen utsortering sker i hushållen. Kartongförpackningarna samlas in tillsammans
med restavfallet som går till deponering.
-
Utsortering i hushållen som egen fraktion som går till materialåtervinning.
Vi har inte specifikt studerat fallet deponering av kartong.
Dessa alternativ kan med avseende på naturresursförbrukning och miljöpåverkan rangordnas enligt följande:
Materialåtervinning ≤
lägst miljöpåverkan
lägst energiförbrukning
Förbränning
högst miljöpåverkan
högst energiförbrukning
57
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
d.v.s. det är mycket små skillnader mellan alternativen, men materialåtervinning ger för
vissa påverkanskategorier lägre utsläpp eller lägre energiförbrukning än förbränning.
För företagsekonomi blir rangordningen:
Förbränning < Materialåtervinning
lägst kostnad
högst kostnad
För samhällsekonomi pekar de olika viktningsmetoderna åt olika håll och ingen
rangordning kan därför sättas upp.
Förbränning
< Materialåtervinning (miljöekonomi enligt ORWARE)
Materialåtervinning < Förbränning (miljöekonomi enligt EPS-2000 och ECOTAX)
lägst kostnad
högst kostnad
Om man värderar hushållens tid till 60 kr per timme i den samhällsekonomiska kalkylen
blir förbränning mycket billigare än materialåtervinning för alla tre miljöekonomiska
viktningmetoderna:
Förbränning << Materialåtervinning
lägst kostnad
högst kostnad
Variationer i lokala förhållanden påverkar inte dessa rangordningar.
Beträffande deponering av kartong kan vi inte dra några slutsatser eftersom vi inte studerat detta fall specifikt. En kvalitativ bedömning ger att deponering av kartong skulle
kunna vara fördelaktigare än förbränning med avseende på utsläpp av växthusgaser, under följande förutsättning:
-
att man bara betraktar emissioner från deponin under överskådlig tid
-
att biobränsle utgör ersättningsbränsle för fjärrvärme, samt
-
att det kol som är kvar i deponin efter överskådlig tid bokförs som negativt koldioxidutsläpp (kolsänka, se avsnitt 4.2.3 i huvudrapporten, och Bilaga 2 avsnitt 4.8)
Utsläppen av växthusgaser minskar eftersom kartongen endast bryts ned delvis, så att en
betydande del (ca 30 %) av kolinnehållet är kvar i deponin efter överskådlig tid och
därmed inte ger upphov till växthusgaser från deponin. Materialåtervinning är dock fortfarande det bästa alternativet från naturresurs- och miljösynpunkt.
58
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
5.4.4 Restavfall
Med restavfall avses här det avfall från hushållen som är kvar efter det att material till
återvinning, rötning eller kompostering sorterats ut. Vi har egentligen bara studerat fallet då inget nedbrytbartbart organiskt avfall, inga plastförpackningar och ingen kartong
sorteras ut, och då jämfört förbränning och deponering. Resultat visade då att förbränning var betydligt bättre än deponering med avseende på i princip alla studerade parametrar:
Förbränning << Deponering
lägst miljöpåverkan
lägst energiförbrukning
högst miljöpåverkan
högst energiförbrukning
Endast när det gäller tungmetallutsläpp är deponering jämförbar med förbränning.
Även om vi inte explicit studerat kombinationerna deponering-rötning, deponeringkompostering eller deponering-återvinning kan vi med stor säkerhet ändå dra slutsatsen
att även i dessa kombinationer är rötning respektive förbränning att föredra framför
deponering.
5.4.5 Andra avfallsfraktioner
Vi har inte studerat alla förekommande fraktioner i avfallet. Likaså har vi i denna studie
inriktat oss på hushållsavfall. Trots det kan vi framhålla några riktlinjer för andra
avfallsfraktioner och andra avfallstyper, grundat på andra livscykelanalyser och jämförelser med likartade material som vi studerat.
Vid följande bedömningar har vi utgått från att hushållens arbete med källsortering
värderas till 0 kr i de samhällsekonomiska bedömningarna. Om hushållens insatser sätts
till 60 kr per timme är det troligt att materialåtervinning i de flesta fall är
samhällsekonomisk dyrare än förbränning (vi utgår därvid från våra resultat samt
jämförelser med andra livscykelanalyser).
Metallskrot och metallförpackningar
För metallförpackningar och metallskrot finns alternativen materialåtervinning samt
förbränning eller deponering. Gjorda livscykelanalyser på metallförpackningar (SOU
2001; Bäckman et al, 2001; Naturvårdsverket, 1998) visar att återvinning är mycket
fördelaktigare än förbränning eller deponering från energi- och miljösynpunkt.
Förbränning har ingen fördel framför deponering eftersom metaller har lågt
energiinnehåll18. Samhällsekonomiskt bör också materialåtervinning vara mer
fördelaktigt än deponering och förbränning, beroende på att inga resurser utvinns vid
förbränning eller deponering.
18
Aluminium kan betraktas som brännbar, och en stor del av tunnare aluminium (plåt och folie) torde
oxideras i en förbränningsanläggning. Tjockare aluminiumdetaljer förbränns troligen inte. En nackdel
med förbränning av aluminium är att från 1 kg aluminiummetall bildas ca 2 kg aluminiumoxid som ingår
i den aska som deponeras.
59
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tidningar och returpapper
Tidningar har studerats av exempelvis Finnveden et al (2000). Deras resultat visade att
materialåtervinning ur de flesta resursförbruknings- och miljöpåverkansaspekter var att
föredra framför förbränning.
Skillnader mellan glesbygd (exemplifierat som övre Norrland) och tätort (exemplifierat
med Stockholm) har studerats av Rutegård (1999), se även SOU (2001). Resultaten
visade det inte var någon signifikant skillnad mellan glesbygd och tätort, samt att återvinning var att föredra.
Med utgångspunkt från likheter och skillnader mellan kartong och tidningspapper bedömer vi att det kan vara samhällsekonomiskt lönsamt att återvinna tidningspapper och
liknande returpapper.
Glas
Glasåtervinning har studerats i Nordesjö & Sundqvist (1990), Bäckman et al (2001). Av
dessa kan man dra slutsatserna att det är relativt små skillnader mellan återvinning och
deponering eller förbränning vad gäller energiförbrukning och miljöpåverkan. Det gör
att den samhällsekonomiska kostnaden blir ungefär densamma för återvinning som för
deponering eller förbränning.
Bygg- och rivningsavfall
Bygg- och rivningsavfall innehåller en rad olika material för vilka olika förutsättningar
gäller.
Materialåtervinning att föredra från resurs- och miljösynpunkt för de flesta material som
det finns återvinningssystem för: t.ex. metaller, wellpapp, kartong, papper, plast, m.m.
Vi gör denna bedömning med utgångspunkt från vad som sagts om motsvarande material i hushållsavfall och verksamhetsavfall i det ovanstående.
Vissa spillmaterial vid nybyggnad (t.ex. isoleringsmaterial), samt intakta material från
rivning (t.ex. oskadat trävirke och tegel) går att återanvända. Resursmässigt och
miljömässigt är troligen återanvändning mycket positivt. Ekonomiskt kan resultatet
variera från fall till fall och det är svårt att göra en generell bedömning.
För nedbrytbart avfall och brännbart avfall gäller att förbränning är att föredra framför
deponering, såväl resurs- och miljömässigt som samhällsekonomiskt. Om deponin betraktas som kolsänka kan dock deponering ge lägre emissioner av växthusgaser för t.ex.
trä och plast.
De företagsekonomiska kostnaderna kan sannolikt variera mycket från fall till fall. Det
är därför också svårt att bedöma vilka samhällsekonomiska kostnaderna för olika alternativ.
60
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Däckavfall
Hantering av kasserade däck studerades av (Rahmberg, 2001) inom ramen för detta projekt, se även Bilaga 2 kapitel 5. Fyra olika hanteringsalternativ studerades för avfallsdäcken: förbränning i avfallsförbränningsanläggning, förbränning i cementugn,
materialåtervinning och regummering. I analysen framkom att regummering av däck är
det behandlingsalternativ som är minst miljöbelastande av de studerade alternativen,
främst beroende på att man då undviker nyproduktion av däck i samma omfattning.
5.5.
När är olika behandlingsmetoder av intresse
5.5.1 Tillgänglig kapacitet för brännbart och organiskt avfall
De synpunkter och bedömningar som framförts ovan i kapitel 5 baseras på en något teoretisk syn på vad det borde finnas för behandlingsanläggningar. I det praktiska planeringsarbetet, åtminstone för den planering som berör en nära framtid, måste hänsyn tas
till vilka behandlingsanläggningar som det verkligen finns tillgång till.
I en rapport (Sundberg, 2000) har kartlagts och analyserats utbud och efterfrågan på de
avfall som kan omfattas av deponiförbuden för utsorterat brännbart avfall från år 2002
och organiskt avfall från 2005. Dessa data har uppdaterats i Naturvårdsverkets utredning
om ekologiskt omhändertagande av avfall (Naturvårdsverket, 2001). Slutsatsen är att
dagens behandlingskapacitet för brännbart och för organiskt avfall är otillräcklig för att
möta de två deponeringsförbuden. Summerar man alla planer och diskussioner kring
utbyggnad av kapacitet för förbränning och biologisk behandling så kan man skönja en
möjlig fördubbling av kapaciteten fram till någon gång mellan år 2005-2008. Trots
denna ökning kommer det att kvarstå en brist i behandlingskapacitet för det brännbara
avfallet. Bristen ökar ytterligare om man tar hänsyn till sannolika förseningar i
byggandet och till att det finns ett behov att förbränna även produktionsavfall.
Det kommer således inte att finnas kapacitet att ta hand om allt brännbart avfall, utan
andra metoder måste finnas vid sidan om förbränning. Detta berör olika avfall som antingen kan materialåtervinnas (papper, kartong, plast, m.m.) eller som kan behandlas
genom rötning eller kompostering.
5.5.2 Materialåtervinning
Materialåtervinning är alltid av intresse så länge som man prioriterar miljö och resursförbrukning framför ekonomi. Detta gäller alla fraktioner som det finns återvinningssystem för idag: returpapper, plastförpackningar, kartongförpackningar, wellpapp, glasförpackningar, metallförpackningar, metallskrot, däck, m.m. Materialåtervinning av
icke förnybara material (metaller, plast) är i allmänhet fördelaktigare än materialåtervinning av förnybara material (papper, kartong) – med avseende på energi och miljö är
det exempelvis mycket små fördelar att återvinna kartong jämfört med att förbränna
densamma, medan det är stora fördelar med att återvinna plast i stället för att förbränna.
Flera av de återvinningssystem som finns idag medför högre företagsekonomiska kostnader än förbränning, detta kan gälla såväl den direkta kostnaden för hanteringen, som
kostnaden i ett livscykelperspektiv (”företagsekonomiska livscykelkostnader”). För flera
av de avfallsfraktioner som hanteras i hushållen medför det att den samhällsekonomiska
61
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
kostnaden blir samma eller något högre för materialåtervinning än för förbränning.
Systemen för återvinning är dock i många fall relativt nya och outvecklade, medan
förbränning av avfall har haft en lång utvecklingsperiod i Sverige. Därför finns det en
större potentiell utveckling och rationalisering för materialåtervinningsprocesser än för
förbränning.
Om man medräknar och värdesätter den tid som hushållen lägger ned på avfallshantering (arbete med rengöring av kladdiga förpackningar, arbete med källsortering och tid
för att forsla det källsorterade avfallet till en återvinningsstation) blir materialåtervinning i de flesta fall klart samhällsekonomiskt olönsam. Det är i så fall samhällsekonomiskt motiverat att förtäta återvinningsstationerna, så att åtminstone tiden för att forsla
avfallet till återvinningsstationerna minskar. En förtätning av återvinningsstationerna
kostar relativt lite vad gäller företagsekonomi, och leder inte till några märkbara ökningar av energiförbrukning och miljöpåverkan, men kan minska hushållens tid väsentligt.
5.5.3 Förbränning
Möjlighet till förbränning av avfall bör alltid finnas. Detta gäller även om avfallet måste
transporteras till en regional anläggning. Eftersom det inte går att uppnå 100 % återvinningsgrader för exempelvis plast, kartong och returpapper, kommer det alltid att finnas
en viss mängd brännbart avfall som måste tas omhand vid sidan av materialåtervinningssystemen och eventuella system för biologisk behandling.
Enligt våra resultat är förbränning att föredra framför rötning om man tar hänsyn till
ekonomiska aspekter. Det råder dock andra värderingar bland myndigheterna, exempelvis Naturvårdsverkets senaste utredning förespråkar biologisk behandling (Naturvårdsverket 2001).
En förbränningsanläggning förutsätter att det finns ett fjärrvärmenät som kan ta emot
den producerade värmen. Eftersom transportavstånden spelar väldigt liten roll är det
därför motiverat med regionala anläggningar som kan ta emot avfall från en större område. Regionalt samarbete är därför viktigt.
Att utvinna kraftvärme är miljömässigt fördelaktigare än att bara utvinna fjärrvärme,
men inte lika lönsamt med dagens elpriser.
Som påpekats ovan i 5.5.1 kommer det att finnas en kapacitetsbrist för brännbart avfall,
som i praktiken gör att vissa avfall måste tas omhand på annat sätt.
5.5.4 Rötning
Endast lättnedbrytbart organiskt avfall går att röta. Rötning är ganska känslig för mekaniska föroreningar (felsorterat material).
Våra resultat antyder att rötning av avfall från hushållen inte är motiverad om
förbränning är ett tillgängligt alternativ. Rötning av avfall från hushåll kan dock vara
motiverat för att undvika deponering om lämplig förbränningsanläggning saknas.
Däremot finns det många industriella avfall, t.ex. från slakterier, livsmedelsindustrier
62
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
och läkemedelsindustrier samt gödsel från jordbruket, som med fördel behandlas med
rötning (och som är svåra att ta omhand genom förbränning).
Eftersom det kommer att råda en kapacitetsbrist på brännbart avfall i framtiden kan rötning av utsorterat avfall från hushållen vara motiverat av praktiska skäl för att undvika
deponering.
5.5.5 Kompostering
Endast lättnedbrytbart organiskt avfall går att kompostera. Kompostering är dock lite
mer tålig än rötning vad gäller avfallets sammansättning, exempelvis kan mindre mängder papper och finfördelat trämaterial komposteras om det samtidigt finns tillräckligt av
annat lättnedbrytbart avfall i komposten.
Kompostering har nästan inga fördelar i jämförelse med rötning eller med förbränning,
varken när det gäller energiförbrukning och miljöpåverkan, eller ekonomi. Däremot kan
kompostering vara fördelaktig om man av olika orsaker inte har tillräcklig kapacitet att
förbränna eller röta avfallet. Kompostering är att föredra framför deponering (av lättnedbrytbart avfall).
En ekonomisk fördel med kompostering är att den är mindre investeringsintensiv,
åtminstone så länge man talar om strängkompostering. Man kan starta kompostering
utan stora kapitalinsatser. Det går dessutom att bygga småskalig strängkompostering
utan att kostnaden blir högre per ton behandlat avfall, vilket inte är fallet med
förbränning och rötning.
Hemkompostering kan ge vissa små fördelar i glesbygd, där energiåtgången för insamlingen kan minskas väsentligt om man slipper samla in avfallet. I tätorter är hemkompostering inte motiverad. Det är endast i extrema fall som fördelen med central
behandling kan vägas upp av de transporternas minskade miljöpåverkan.
Eftersom det kommer att råda en kapacitetsbrist på brännbart avfall i framtiden kan
kompostering av utsorterat avfall från hushållen vara motiverat av praktiska skäl för att
undvika deponering.
5.5.6 Deponering
Möjlighet till deponering måste alltid finnas, för sådant avfall som inte kan materialåtervinnas, förbrännas, rötas eller komposteras, och för olika sekundära avfall såsom
aska och slagg. Avfallssystemet bör dock byggas upp så att det blir minsta möjliga
mängd som hamnar på deponi. Exempel på avfall som är fördelaktiga att deponera är
avfall med hög tungmetallhalt.
5.5.7 Termisk förgasning
Termisk förgasning är i avfallssammanhang av liten betydelse idag, men kan vara en
teknik som kan få ökad betydelse i framtiden. Vad gäller miljöpåverkan bör förgasning
vara jämförbar med förbränning. Vad gäller energieffektivitet kan förgasning vara något
sämre än förbränning. Det finns en stor potential för att förgasning går att genomföra till
lägre kostnad än förbränning (detta förutsätter att tekniken fungerar som förväntat i
63
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
större skala). På längre sikt kan användning av syntesgasen för vätgasframställning för
fordonsdrift bli intressant, men mycket utvecklingsarbete återstår.
64
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Referenser
Andersson, G., (1999). Birka Teknik och Miljö, personlig kommunikation
Andersson, L., (1998). Arvika Plaståtervinning, personlig kommunikation
Assefa, G. (2000). Environmental Systems Analysis of Waste Management - Prospects
of Hydrogen Production from Waste for Use in Fuel Cell Vehicles. Master of
Science Degree Thesis, TRITA-KET-IM 2000:3, Dept. of Chemical Engineering
and Technology, Royal Institute of Technology, Stockholm, Sweden.
Baky, A., Malmén, L., Thyselius, L., (2000) Systemanalys av avfallshanteringen i
kommunerna Falun och Borlänge, JTI-rapport Kretslopp och avfall 23, JTI Institutet för Jordbruks- och miljöteknik, Uppsala
Bengtsson, R., och Svensson, S-E., (1996). Systemstudie av metoder förhantering och
recirkulering av organiska restprodukter från grönområden-Fallstudie av Lunds
kommun, rapport 210, institutionen för lantbruksteknik, SLU, Uppsala
Berg, P E O, (1992). Manual för beräkning av avfallsmängder, Naturvårdsverket rapport
4081.
Berg, P.E.O., Mathisen, B., Ryk, L., Torstenson, L. och Hovsenius, G. (1998). Utvärdering av Rondecos komposteringsförsök i pilotskala i Stora Vika, Jordbrukstekniska
institutet, JTI rapport, kretslopp och avfall, nr 14, Uppsala
Bjurling, K, Svärd, Å, (1998). Samrötning av organiskt avfall – En studie av svenska
biogasanläggningar, Examensarbete, Avdelningen för VA-teknik, Lunds tekniska
högskola, Lunds universitet, Lund
Björklund,A., (1998). Environmental systems analysis of waste management with
emphasis on substance flows and environmental impact, licentiatavhandling, Avd.
för Industriellt Miljöskydd, Institutionen för kemiteknik, KTH, Stockholm, Sverige
(ISSN 1402-7615, TRITA-KET-IM 1998:16, AFR-rapport 211).
Björklund,A., (2000). Environmental Systems Analysis of Waste Management Experiences from applications of the ORWARE model, Doctor thesis, TRITAKET-IM 2000:15, AFR-rapport 303, Inst. för Kemiteknik, Avd. för Industriellt
Miljöskydd, Kungliga Tekniska Högskolan, Stockholm, Sverige
Blinge, M. et al, (1997). ”Livscykelanalys (LCA) av drivmedel”, KFB-meddelande
1997:5, Kommunikationsforskningsberedningen, Stockholm.
Bohlin, L ( 2002). Hushållens arbete och transporter i samband med källsortering.
Examensarbete vid Avdelningen för Industriellt Miljöskydd, Kungliga Tekniska
Högskolan (manuskript)
65
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Borscher M, (1999). Kretsloppsanpassning ur ett samhällsekonomiskt perspektiv.
Bilaga 4 till Långtidsutredningen 1999, NUTEK/Finansdepartementet, Stockholm.
Boström, C-Å et al, (1998). Emissionsfaktorer för energiproduktion, IVL-internt material, Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, Stockholm
Boudon, Raymond & François Bourricaud, (1989); A critical dictionary of sociology,
Routledge and the University of Chicago, ISBN 0-415-01745-9
Boustead, I. (1999). Eco-profiles of Plastics and Related Intermediates, Polyethylene
(HD) and Polyethylene (LD). The Association of Plastics Manufacturers Europe
(APME). Bryssel. Belgien.
Boustead, I., (1993). Polyethylene and Polypropylene, PWMI report 3
Buhre M, Eriksson Å, (1997). Livscykelanalys för kolkraft, Examensarbete vid Vattenfall Energisystem AB
Bäckman, P, Andersson, K, Svensson, R., och Eriksson, E. (2001). Översiktlig
samhällsekonomisk analys av producentansvaret, REFORSK rapport FoU 157, CIT
Ekologik, Göteborg
Carlsson, A-S. (2002). Kartläggning och utvärdering av plaståtervinning i ORWARE,
IVL rapport B 1418, i manuskript
Carlsson, M., (1997). Economics in ORWARE – a welfare analysis of organic waste
management,
rapport
117,
Institutionen
för
Ekonomi,
Sveriges
Lantbruksuniversitet, Uppsala.
CML (2001). http://www.leidenuniv.nl/cml/lca2/index.html, dokument 10, version 2.2,
september 2001
Dahlrot, B. (1998). Avfall & Energi - En kunskapssammanställning, STOSEB, StorStockholms Energi AB, Stockholm
Dalemo, M, (1999). Jordbrukstekniska institutet, personlig kommunikation
Dalemo, M, et al, (1997). ORWARE - A simulation model for organic waste handling
systems. Part 1: Model description, Publicerad i Resources, Conservation and
recycling 21 (1997) 17-37.
Dalemo, M, Oostra, H, (1996). Miljökonsekvenser vid hantering av hushållsavfall i
VAFAB-regionen, JTI-rapport Kretslopp&Avfall nr 4.
Dalemo, M., (1996); The Modelling of an Anaerobic Digestion Plant and Sewage Plant
in the ORWARE Simulation Model, rapport 213, Institutionen för lantbruksteknik,
SLU, Uppsala.
Dalemo, M., (1999). Environmental Systems Analysis of Organic Waste Management The ORWARE model and the sewage plant and anaerobic digestion submodels,
66
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
doktorsavhandling, Institutionen för Lantbruksteknik, SLU, Uppsala, Sverige
(Agraria 146, AFR-rapport 239).
Dalemo, M., Björklund, A., Oostra, H., Sonesson, U., (1998a). Systems Analysis of
Nutrient Recycling from Organic Waste, JTI rapport nr 15, kretslopp och avfall,
JTI-institutet för jordbruks och miljöteknik, Uppsala
Dalemo, M., Sonesson, U., Jönsson, H., och Björklund, A., (1998b). Effects of including nitrogen emissions from soil in environmental systems analysis of waste
management strategies, resources, Conservation and recycling vol. 24: 363-381
Dalemo, M., Oostra, H., (1996). Miljökonsekvenser vid hantering av
hushållsavfall i VAFAB-regionen, JTI-rapport kretslopp och avfall 4, JTI Institutet för jordbruks- och miljöteknik, Uppsala
Ecobalance, DEAM Ecobalance. Databasen DEAM TM, Data for Environmental Analysis and Management.
ECON (1995). Miljökostnader knyttet till ulike typer av avfall, Rapport 338/95, Oslo
(ISSN: 0803-5113, ISBN 82-7645-131-4)
Edström, M., (1999). Jordbrukstekniska Instititutet, personlig kommunikation
Egebäck, K-E. et al, (1997a). Emissionsfaktorer för fordon drivna med fossila respektive alternativa bränslen, KFB meddelande 1997:22 och 1997:23
Egebäck, K-E., (1997b). Avgasemissioner från biogasdriven buss använd inom Uppsala
lokaltrafik, rapport för tekniska kontoret i Uppsala
Ejlertsson G, (1996). Enkäten i praktiken - en handbok i enkätmetodik, Studentlitteratur,
Lund.
Eken – Södergård, K., (2001). Personligt meddelande, NSR, Nordvästra Skånes renhållnings AB, Helsingborg
Elinder, M., Falk, C., (1983). Arbets- och maskindata inom jordbruket, Maskindata 6,
SLU
Energimyndigheten (2000). Energiläget 2000, Energimyndigheten, http://www.stem.se
Ericson, J, (1999). Uppsala Energi AB, personlig kommunikation
Eriksson, M., (2002). Environmental systems analysis of sewage sludge treatment
methods in ORWARE - With emphasis on development of the incineration submodel, Institutionen för Biologi, Miljö och Geovetenskap, Umeå Tekniska
Högskola, Umeå Universitet, Umeå, Sverige (preliminär rapport)
Eriksson, O. & Svanblom, L. (2000). Framtida behandling av lättnedbrytbart organiskt
avfall i Jönköpings kommun - En systemstudie av effekter på miljö, energi och
67
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
ekonomi, uppdragsrapport, Inst. f Kemiteknik, Avd. f. Industriellt Miljöskydd,
KTH, Stockholm, Sverige (TRITA-KET-IM 2000:20)
Eriksson, O., Assefa, G., Frostell, B., Kuttainen, K. (2001). Kompostering eller
förbränning av hushållsavfall i Stockholm, uppdragsrapport, Inst. f Kemiteknik,
Avd. f. Industriellt Miljöskydd, KTH, Stockholm, Sverige (rapporten kan beställas
från Birka Värme, att. Joakim Nilsson)
Eriksson, O., Assefa, G., Kuttainen, K., Frostell, B. (2001). Kompostering eller
förbränning av hushållsavfall i Stcokholm – En systemstudie av effekter på miljö,
energi och ekonomi, Industriellt Miljöskydd, KTH, Stockholm, Sverige
ExternE /Nilsson M, Gullberg M, (1997). ExternE National Implementation – Sweden,
Stockholm Environmental Institute
Fahlstedt, C., (2001). Samproduktion av el, värme och kyla vid termisk behandling av
avfall – En systemanalytisk teknikbedömning av energi, miljö och ekonomi,
Institutionen för kemiteknik, Avdelninegn för Industriellt Miljöskydd, Kungliga
Tekniska Högskolan, Stockholm, Sverige (preliminär rapport av examensarbete)
Farm C, (1997). Så här sorterar vi våra sopor. Råd & Rön, Nr 6/7 1997.
FEAB, (1997). Produktinformation CSFR 200-04.HD60 och C 90-250, FEAB
Flotechnology AB, Sundbyberg
Fellers, C., Norman, B. (1996). Pappersteknik, Avd. för Pappers- och Massateknik,
KTH
Finansdepartementet (1999). Kretsloppsanpassning
perspektiv, Bilaga till Långtidsutredningen
ur
ett
samhällsekonomiskt
Finnveden G, Steen B, Sundqvist J-O, (1994). Kretslopp av pappersförpackningar –
materialåtervinning eller energiutvinning. IVL B 1128
Finnveden, G, (1999) A Critical Review of Operational Valuation/Weighting Methods
for Life Cycle Assessment, 1999, AFR Rapport 253
Finnveden, G. och Ekvall, T. (1998). Energi- eller materialåtervinning av pappersförpackningar, skrift från Svensk Kartongåtervinning AB
Finnveden, G., Johansson, J., Lind, P. och Moberg, Å (2000). Life Cycle Assessments
of Energy from solid waste, Forskningsgruppen för miljöstrategiska studier. fms
137, Stockholms Universitet/Systemekologi och FOI
Fiskeby Board (2000). Miljöredovisning 1999
Fliedner, A., (1999). Organic Waste Treatment in Biocells - A Computer-based Modelling Approach In the Context of Environmental Systems Analysis, examensarbete,
Avd. för Mark- och vattenresurser och Avd. för Industriellt Miljöskydd, KTH,
Stockholm, Sverige (TRITA KET-IM 1999:5)
68
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Fogelberg, A., (1998). Fiskeby Board, personlig kommunikation
Giddens, Anthony (1991). Introduction to sociology; W.W. Norton & Company, ISBN
0-393-95753-5
Gren, I.-M., (1993). Alternative nitrogen reduction policies in the Mälar region,
Sweden, Ecological Economies 7 (1993):159-172
Hammerfelt, I (1999). Skafab, personlig kommunikation 1999
Hauschild, M. and Potting, J (2002). Spatial differentiation in life cycle impact
assessment - the EDIP2000 methodology. Guidelines from the Danish
Environmental Protection Agency, Copenhagen, (in press)
Huijbregts, M. (1999). Priority Assessment of Toxic Substances in the frame of LCA.
Development and application of the multi-media te, exposure and effect model
USES-LCA. Interfaculty Department of Environmental Science, Faculty of Environmental Sciences, University of Amsterdam, The Netherlands, Amsterdam
Hunhammar S, (1999). Transporter av insamlade förpackningar och annat avfall – leder
ökad sortering till ökade transporter och spelar det någon roll?, AFR-Report 237,
Naturvårdsverket, Stockholm.
ISO (1997). Environmental management - Life Cycle Assessment - Principles and
Framework. ISO 14040
ISO (1998.) Goal and Scope Definition and Inventory Analysis. ISO 14041
ISO (1999). Life Cycle Impact Assessment. ISO 14042
ISO (2000) (Life Cycle Interpretation. ISO 14043
Johansson J, (1999). A Monetary Valuation Weighting Method for Life Cycle Assessment Based on Environmental Taxes and Fees. Master Thesis 1999:15, Department
of Systems Ecology, Stockholm University, Stockholm.
Johansson, M, (1999). Plastkretsen, personlig kommunikation
Johnson, D. (2000). Life cycle assessment of district heating produced in a combined
waste and biofuel incinerator. Degree Project in Engineering Chemistry, Umeå
Univeristy, Umeå, Sweden
Jonsson, S. (2000). Utvärdering av slamhantering i Värmdö, examensarbete, Inst. för
Kemiteknik, Avd. för Industriellt Miljöskydd, KTH, Stockholm, Sverige (TRITAKET-IM 2000:11)
Jordbruksverket, (1997). Förslag till
ammoniakavgången
i
jordbruket,
Jordbruksverket, Jönköping
69
åtgärdsprogram
Jordbruksverkets
för att
rapport
reducera
1997:16,
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
KCL (1997). KCL DataMaster, utgiven av KCL, The Finnish Pulp and Paper Research
Institute
Konsumentverket (1997). Källsortering i fyra kommuner – vad har producentansvaret
betytt för hushållen?, Konsumentverket rapport 1997:16
Källman, M, (1999). Uppsala kommun, Tekniska kontoret, personlig kommunikation
LBC (1997). Lastbilscentralen i Uppsala, personlig kommunikation
Lidskog, R. (2000). Örebro universitet, personlig kommunikation
Lindén A-L, (2000). Lunds universitet, personlig kommunikation
Lindfors, L.-G., Christiansen, K., Hoffman, L., Virtanen, Y., Juntilla, V., Hanssen, O.J., Rønning, A., Ekvall, T. and Finnveden, G.´(1995a). 'Nordic Guidelines on LifeCycle Assessment'. Nord 1995:20. Nordic Council of Ministers, Copenhagen,
Denmark.
Lindfors, L.-G., Christiansen, K., Hoffman, L., Virtanen, Y., Juntilla, V., Hanssen, O.J., Rønning, A., Ekvall, T. and Finnveden, G. (1995b) . 'LCA-Nordic Technical
Reports No 1 - 9. (TemaNord 1995:502. Nordic Council of Ministers, Copenhagen,
Denmark.
LIP (2001). http://www.hallbarasverige.gov.se/vagar_till/lokala/kategori.htm, avfall,
Biogasanläggning/ rötning, uppdaterad 2000-03-29
Lundeberg, S., Johansson,.C., Kron, E., Sandström, M., Klingstedt, E., Brohede, L.,
Norin, E., Carlsbæk, M., Palm, O., Brunes, L., (1999). Sjösättning av certifieringssystem för kompost och rötrest, AFR – REPORT 257, AFN, Naturvårdsverket,
Stockholm
Maskinring Väst, (1994). Timkostnader för maskiner 1994, kalkylexempel, Länsstyrelsen Älvsborgs län, Borås
Miller, Delbert C (ed) (1991). Handbook of research design and social measurement,
fifth edition; Sage Publications, ISBN 0-8039-4219-2
Mårtensson, M (2000). Stockholms universitet, personlig kommunikation
Naturvårdsverket, (1995). Användning av avloppsslam i jordbruket, rapport nr 4418,
Naturvårdsverket, Stockholm
Naturvårdsverket, (1997). Har producenterna nått målet?, Naturvårdsverket rapport
4748
Naturvårdsverket, (1998). Producentansvar för förpackningar – för miljöns skull?,
Naturvårdsverket rapport 4938
70
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Naturvårdsverket, (2001). Ett ekologiskt hållbart omhändertagande av avfall
(manuskript)
Naturvårdsverket. (1994a). Förpackningar i Kretsloppet. Bilaga 1. Beräkningar av
miljökonsekvenser av kretsloppspropositionen. Naturvårdsverket Rapport 4300.
Naturvårdsverket. (1994b). Förpackningar i Kretsloppet. Bilaga 2. Återvinning av
mjölkkartong. Naturvårdsverket Rapport 4301
Nilsson, M., Linné, M., Dahl, A., (2001). Livscykelinventering för biogas som fordonsbränsle, Rapport SGC 117, Svenskt Gastekniskt Center,
Nordberg, Å., Edström, M., (1997). Optimering av biogasprocess för
lanrbruksrelaterade biomassor, JTI – rapport Kretslopp och avfall nr 11, JTI,
Uppsala
Nordesjö P, & Sundqvist J-O., (1990). Konsekvenser av kommunal glasåtervinning: en
studie av några svenska fall 1988. Miljövårdscentrum/Institutionen för mark och
vattenresurser. Stockholm, Kungliga Tekniska Högskolan. TRITA-KUT 90:1060.
Nybrandt, T, Jönsson, H, Sonesson, U, Frostell, B, Mingarini, k, Thyselius, L, Dalemo,
M, Sundqvist, J-O, (1996). The ORWARE Model, Case Study Uppsala – Part One.
AFR Report 109
Odal, December (1999). http://www.odal.se/
Olsson T, Retzner L, (1998). Plockanalys av hushållens säck- och kärlavfall – en studie
i sex svenska kommuner, REFORSK-rapport FoU 145.
Oostra, H, & Dalemo, M, (1996). Miljökonsekvenser vid hantering av hushållsavfall i
VAFAB-regionen, JTI-rapport kretslopp & avfall nr.4, Uppsala
Otoma, S, Mori, Y, Terazono, A, Aso, T and Sameshima, R. (1997). Estimation of
energy recovery and reduction of CO2 emissions in municipal solid waste power
generation, Resources, Conservation and Recycling 20 (1997) 95-117
Patyk, A., (1996). Balance of energy consumption and emissions of fertilizer production
and supply. Proceedings in the international conference on application of life cycle
assessment in agriculture, Bryssel, Belgien
Persson, P.-E., (1996). VAFAB, personlig kommunikation.
Radetzki M, (1999). Återvinning utan vinning. Ds 1999:66, Expertgruppen för studier i
offentlig ekonomi, Finansdepartementet , Stockholm.
Rahm, L., et al, (1997). Biogas som drivmedel för fordon, KFB rapport 1997:37
Rahmberg, M. (2001). Utvärdering och modellering av återvinningsprocesser i
ORWARE, Uppsala tekniska högskola, Miljö- och vattenteknik, UPTEC W 01020
71
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Ramponi, L. (2000). A comparison of the capital and operational burdens of waste
management systems using WISARD. Presented at the meeting of the International
expert group on LCA for integrated solid waste management, May 2000, Bath, UK
Rutegård, G, (1999).Konsekvenser i livscykelperspektiv av att använda insamlade
tidningar och tidskrifter till materialåtervinning alternativt energiutvinning.
Pressretur AB.
RVF (1992). Nulägesrapport Insamlings- och Transportsystem för hushållsavfall,
Svenska Renhållningsverksföreningen, RVF rapport 92:13, 1992
Råvarubörsen, den 12 december (1999), http://www.ragnsells.se/ravarubors/index.htm
SAEFL (BUWAL) (1998). Life Cycle Inventories for packagings, Swiss Agency for the
Environment
Sallfors, S (2000). Umeå universitet, personlig kommunikation
Shanahan, Helena (2000). Göteborgs universitet, personlig kommunikation
SIS, (1994). Packaging: energy recovery from used packaging. CEN-CR 1460, Stockholm, Swedish Standards Institute 1994
Sjöström, E., (1993) Wood chemistry: Fundamentals and Applications", 2:nd ed. Academic Press, San Diego.
SKAFAB, (1993). Inventering av avfall från hushåll, Stockholm, Stockholms kommuns
avfallsförädling AB 1993
Skoglund, C., (2000). Utvärdering av olika sätt att behandla organiskt avfall på Värmdö,
examensarbete, Institutionen för Biologi och Miljövetenskap, Högskolan i Kalmar,
Kalmar, Sverige
SNFS, (1994). Naturvårdsverkets Författningssamling 1994:2
SNFS, (1998). Statens naturvårdsverks föreskrifter om ändring i kungörelsen (SNFS
1994:2) med föreskrifter om skydd för miljön, särskilt marken, när avloppsslam
används i jordbruket, Naturvårdsverket, Stockholm
Sonesson, U., (1996). Modelling of the Compost and Transport Process in the
ORWARE Simulation Model, Report 314, Dept. Of Agricultural Engineering,
SUAS, Uppsala.
Sonesson, U., (1996). SIK, Institutet för Bioteknik och Livsmedel, personlig kommunikation
Sonesson, U., (1998). Systems Analysis of Waste Management – The ORWARE
Model, Transport and Compost Sub-Models, Agraria 130, SUAS, Uppsala.
72
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Sonesson,U., (1998). Systems Analysis of Waste Management (The ORWARE Model,
Transport and Compost Sub-Models, doktorsavhandling, Institutionen för
Lantbruksteknik, SLU, Uppsala, Sverige (Agraria 130).
SOU (2001). Resurs i Retur. Slutrapport från utredningen för översyn av
producentansvaret. Statens offentliga utredningar, SOU 2001:102
SOU (2001). Skatt på avfall idag – och i framtiden. Betänkande från 2001 års
avfallsskatteutredning. SOU 2002:9.
Statens Energimyndighet (1999). Svensk Elmarknad, Statens Energimyndighet Rapport
ET 48:1999
Statens Energimyndighet (2000). Energiläget i siffror 2000.
Steen, (1999). A systematic approach to environmental priority strategies in product
development (EPS). Version 2000, CPM report 1999:4, ChalmersUniversity of
Technology, Technical Environmental Planning
Sterner T och Heleen Barteling, (1999). Household waste management in a Swedish
municipality: Determinants of waste disposal, recykling and composting,
Environmental and Resource Economics, Vol 13, pp 473-491.
Stripple, H, Tjus, K., Liljequist, U., Stegrin, G (1998). Livscykelanalys av
gasreningsutrustningar - en metodstudie, IVL Rapport B 1300, Stockholm
Sundberg, J, (2000). Kapacitet at ta hand om brännbart avfall och organiskt avfall.
Renhållningsverksföreningen Rapport: 00:13
Sundqvist J-O, (1992). Framtidens avfall – en studie om hushållsavfalltes sammansättning kring år 2020, REFORSK-rapport FoU 75.
Sundqvist J-O, (1995). Ta Till Vara – resultat från ett års källsortering och återvinning
av förpckningsavfall, REFORSK-rapport FoU 122, Stiftelsen Reforsk, Malmö.
Sundqvist J-O, Baky A, Björklund A, Carlsson M, Eriksson O, Frostell B, Granath J,
Thyselius L. (1999a): ”Systemanalys av energiutnyttjande från avfall – utvärdering
av energi, miljö och ekonomi. Översiktsrapport”. IVL Rapport 1379.
Sundqvist J-O, Baky A, Björklund A, Carlsson M, Eriksson O, Frostell B, Granath J,
Thyselius L. (1999b): ”Systemanalys av energiutnyttjande från avfall – utvärdering
av energi, miljö och ekonomi. Fallstudie Uppsala”. IVL Rapport 1380.
Sundqvist J-O, Baky A, Björklund A, Carlsson M, Eriksson O, Frostell B, Granath J,
Thyselius L. (1999c):.: ”Systemanalys av energiutnyttjande från avfall – utvärdering av energi, miljö och ekonomi. Fallstudie Stockholm”. IVL Rapport 1381.
Sundqvist J-O, Baky A, Björklund A, Carlsson M, Eriksson O, Frostell B, Granath J,
Thyselius L. (1999d):: ”Systemanalys av energiutnyttjande från avfall – utvärdering
av energi, miljö och ekonomi. Fallstudie Älvdalen”. IVL Rapport 1382.
73
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Sundqvist J-O, Finnveden G, Stripple H, Albertsson A-C, Karlsson S, Berendson J,
Höglund L-O. (1997). Life cycle assessment and solid waste- stage 2. AFR report
173, Stockholm, Naturvårdsverket 1997
Sundqvist, J-O, (1991). Källsorteringsförsök i Botkyrka, sortering av hushållsavfall i
brännbart, organiskt och deponirest, Reforsk FoU 60, Stockholm 1991
Trost J, (1994). Enkätboken, Studentlitteratur, Lund.
Uppenberg, S., Brandel, M., Lindfors, L.-G., Marcus, H.-O., Wachtmeister, A., Zetterberg, L., (1999). Miljöfaktabok för bränslen, Institutet för vatten- och Luftvårdsforskning, Stockholm, Sverige (IVL-rapport B 1334)
Uppenberg, S., Lindfors, L.-G., (1999). EPD Produktspecifika utgångspunkter för drivmedel,
PSR
1999:6,
finns
på
hemsidan;
http://www.sms-standard.se/pdf/epd/psr9906.pdf
Uppsala kommun (1999). Statistik för Uppsala kommun, Kommunstyrelsens kontot,
Enheten för samhällsplanering, Uppsala kommun
Uppsala kommun, (1998). Förslag till avfallsplan för Uppsala kommun
VAFAB (1996). Miljökonsekvenser vid hantering av hushållsavfall i VAFAB-regionen,
Magnus Dalemo och Huibert Oostra, JTI-rapport nr 4 1996
Walenius, M., (1999). Maria Walenius, Institutet för Fiber- och Polymerteknik, personlig kommunikation, 1999
Vattenfall, (1996). Livscykelanalys för vattenfalls elproduktion – Sammanfattande rapport, Vattenfall Energisystem AB, Stockholm
Wester, L., (1993). Tabeller och Diagram för energitekniska beräkningar
Wikholm, N. (2001). Utvärdering av tungmetallflöden orsakade av olika
avfallshanteringsalternativ, Kungliga Tekniska Högskolan, Avdelningen för
Industriellt Miljöskydd, TRITA 2001:25, ISSN 1402-7615
Vår Bostad, (1998). Vi tar soporna i bilen. Nr 9/98.
Åberg, A., (1998). Borlänge Energi, personlig kommunikation
Öhrlings Coopers&Lybrand, (1998). Revisionsrapport: Uppföljning av biogasprojektet i
Uppsala kommun
Ölund, G. och Eriksson, E (1998). Återvinna, förbränna eller deponera? Miljöanalys av
producentansvaret för plastförpackningar, CIT Ekologik 1998
74
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Bilaga 1. Indata i studien
1.
Inledning
Denna bilaga presenterar de indata som använts i studien. Syftet med presentationen är
att alla data som använts i modellen skall antingen finnas dokumenterad här eller referenser till andra källor anges. Denna ”databilaga” redovisades i våra rapporter från
arbetet 1998-1999 (Sundqvist et al, 1999b-d). Under arbetet 2000-2001 har flera
uppdateringar gjorts av olika delmodeller i ORWARE. De uppdateringar som gjorts är
främst följande, i övrigt är innehållet i stort sett detsamma som i Sundqvist et al
(1999b):
-
Nya och uppdaterade data på tungmetaller. De flesta delmodeller i avfallssystemet och det kompletterande systemet har efter en genomgång försetts med uppgifter om metallemissioner, se Wikholm (2001).
-
Uppdaterad plaståtervinning. Den tidigare delmodellen är utbytt mot en nyare
version där återvinning av mjukplast även är möjlig. Möjlighet att låta den återvunna plasten ersätta impregnerat trä finns också men har inte utnyttjats. Närmare
beskrivning av den nya modellen finns i Carlsson (2002) och i avsnitt 3.11 i denna
Bilaga.
-
Ammoniakemissioner flyttade från markmodell till spridningsmodell. Emissionerna av ammoniak vid spridning av biogödsel (rötrest eller kompost) har tidigare redovisats som emissioner från åkermark. Dessa är nu flyttade till spridningsmodellen och redovisas som emissioner vid spridning istället, se avsnitt 3.9 i denna
bilaga. Emissionerna beräknas dock på samma sätt som tidigare.
-
Uppdaterad spridningsmodell. Den nya spridningsmodellen grundar sig på BAT
(Best Available Technology) vilket leder till lägre ammoniakemissioner vid
spridning av rötrest och kompost, se avsnitt 3.9
-
Uppdaterad markmodell med kväve-pool. Emissioner till luft och vatten från
kvävepool ingår numera, se avsnitt 3.9 i denna bilaga.
-
Uppdaterad ekonomimodell. Skattesatser m.m. har lagts in, och en ny struktur
tillämpas. Knytningen till produktionskostnader, bränsleslag och skatter för el och
fjärrvärme har frångåtts, och istället utgår beräkningarna från marknadspriser för
försäljning och inköp av energi för industri. Detta görs då eftersom produktionssättet för den alternativa energin är okänt och på detta sätt undviks då ett osäkert
antagande som dessutom ger ologiska resultat beroende på marknadsstrukturen.
För bensin- och diesel är marknaden väl definierad och strukturerad, och därför
behålls den tidigare strukturen med företagsekonomisk kostnad samt en
samhällsekonomisk kostnad.
Dokumentationen är indelad i följande kapitel:
•
Avfall (beskrivning av de studerade avfallsfraktionerna)
•
Delmodeller i avfallshanteringssystemet (inklusive ekonomisk delmodell)
Bilaga 1. Sid. 1
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
•
Delmodeller för processer i det kompletterande systemet (inklusive ekonomisk delmodell)
•
Viktningsfaktorer
2.
Avfall
2.1.
Fraktioner/sammansättning
För närvarande arbetar modellen med totalt tolv olika fraktioner hushållsavfall, vilka
kan separeras från varandra eller sambehandlas. Uppdelningen i dessa tolv fraktioner
har gjorts utifrån dataförekomst. Detta innebär dock vissa problem vid fallspecifika
studier, eftersom kommunernas statistik sällan är lika detaljerad, eller uppdelad på
samma sätt.
De tolv fraktionerna är lättnedbrytbart organiskt avfall, ej brännbart restavfall, brännbart
restavfall, kartong, blöjor, gummi, torrt papper, laminat, glas, metall och blandplast.
Analyser på olika fraktioner av hushållsavfall finns redovisade i följande referenser:
1
Berg et al, 1998
2
Fellers et al, 1996
3
Nordesjö och Sundqvist, 1988
4
SKAFAB, 1993
5
SIS, 1994
6
Sjöström, 1993
7
Sundqvist et al, 1991
8
Sundqvist et al, 1997
9
Sonesson et al, 1996
I Tabell 1.2.1 redovisas den sammansättning som används för olika fraktioner av hushållsavfall. Sammansättningen är beräknad som ett vägt medelvärde av de ovan listade
referenser som anges i tabellhuvudet för respektive fraktion. För fraktionen brännbart
restavfall har analysdata saknats, men har approximerats som träavfall.
Tabell 1.2.2 visar ”globala” värmevärden för bensin och diesel (EcoBalance) och metan
(Wester 1993) som används på olika ställen i modellen.
Bilaga 1. Sid. 2
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
38,94
46,00
N tot
NH3/NH4-N
S tot
P tot
Cl
K
Ca
Pb
Cd
Hg
Cu
Cr
Ni
Zn
Blandplast
Polyetenplast
TS-halt (kg/kg avfall) -
-
H
-
PCB
-
-
Fenoler
-
-
PAH
O
35,00
CHX
Dioxin
50,10
VOC
45,07
-
C-protein
VS
39,57
51,25
C-fett
C-cellulosa
C-socker
40,89
37,51
C-lignin
0
0
0
0
0
1,00*10-08
-07
2,75*10-05
4,35*10-08
-14
9,00*10
0
-03
5,00*10
1,50*10
-05
1,30*10
0,3
0
0
8,00*10
0,76
0
0
1,90*10
-05
-05
-05
-06
7,00*10
5,80*10-05
1,00*10-05
3,40*10
-05
-08
2,80*10
1,00*10-07
-08
5,00*10
-06
1,30*10-07
1,00*10
0,028
9,30*10
0
0
3,90*10-03
3,80*10
-05
0
-03
2,40*10
0
0
0
0
-03
0
0,020
0,058
0,287
0
0
2,00*10-06
5,00*10
0,09
0
0
0
0
0
0
0
-06
-06
0,92
0
0
3,50*10
-04
31,00*10
-06
21,00*10-06
53,00*10
2,80*10
-08
5,00*10-07
19,00*10
0
0
0,002
0
0,001
0
0,002
0,06
0,38
0
0
0
0
0
0
0,85
0
0
0
0,34
0,16
0,48
0
Ej brännbar Brännbar
restfraktion restfraktion
(2,6 och 7)
(1)
0,8
0,066
0,135
0,097
0,107
0,029
0,434
0
-
C tot-fossil
C-tot biologiskt varav -
Övre värme- Organiskt
hushåll
värde
(9)
(MJ/kg)
(kg/kg TS)
0,38
-05
-05
-06
-04
-03
-04
-06
0,28
0
0
4,70*10
2,00*10
-05
-06
5,00*10-06
5,00*10
5,00*10
-08
3,00*10-07
Bilaga 1. Sid. 3
0,79
0,1
0
3,40*10
5,30*10
-06
7,30*10-06
1,90*10
4,00*10
-08
5,00*10
9,10*10
-06
3,30*10
-02
1,40*10-07
8,30*10
1,40*10
1,20*10
0
9,90*10
-03
1,70*10-03
4,70*10
-04
0
-06
-06
0,92
0
0
1,10*10
3,10*10
-04
-06
2,90*10-05
8,80*10
3,40*10
-08
2,10*10-07
2,10*10
0
0
2,20*10-02
0
0,011
0
1,20*10
-03
8,40*10-03
0
8,70*10-02
1,30*10-02
2,60*10-03
0,089
0,11
0
0
0
0
0
0
0,87
0
0
0
0
0
0
0,58
0,079
0
0
0
0
0
0
0
0,89
0
0
0
0,21
0
0,21
0,069
0
0
0
0
0
0
0
0,94
0
0
0
0,34
0,059
0,40
0,085
Kartong
Blöjor
(1,4,5 och 8) (1)
Gummi
(1,5 och 7)
IVL-rapport B1462
Tabell 1.2.1. Elementarsammansättning för olika fraktioner hushållsavfall
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
-05
-02
-05
0,88
0
0
5,60*10
5,40*10
-05
-06
7,30*10-06
4,10*10
2,10*10
-08
1,80*10-07
1,30*10
1,90*10
1,40*10
-03
8,50*10-04
2,00*10
-04
1,20*10-03
0
2,80*10-03
0,064
0,47
0
0
0
0
0
0
0,87
0
0
0
0,31
0,033
0,47
0
-05
-03
-04
0,84
0
0
1,20*10
4,80*10
-04
-06
8,60*10-06
1,50*10
3,00*10
-08
5,10*10-07
1,80*10
9,80*10
1,20*10
-03
3,60*10-03
4,20*10
-04
7,00*10-04
0
3,00*10-03
0,069
0
0
0
0
0
0
0
0,85
0
0
0
0,2
0,036
0,24
0,24
Torrt papper Laminat
(1,4,7 och 8) (4)
1,0
0
0
0
0
1,80*10-05
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Glas
(5 och7)
-03
-04
1,0
0
0
2,00*10
5,30*10
-04
-04
1,10*10-03
4,70*10
0
0
1,80*10
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Metall
(1)
0,95
0
1
3,30*10-04
7,60*10-06
1,60*10-05
1,50*10-04
6,00*10-08
3,70*10-07
2,10*10-04
4,90*10-03
1,50*10-03
3,80*10-02
8,20*10-04
1,50*10-03
0
3,00*10-03
0,12
0,048
0
0
0
0
0
0
0,97
0
0
0
0
0
0
0,73
Blandad
plast
(1,4,5 och 8)
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.2.2. Energivärden som används i modellen
Energibärare
Bensin
Diesel
Metan CH4
Effektivt värmevärde
40,8
42,8
55,5
Enhet
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
2.2
Mängder
Mängderna avfall och deras procentuella sammansättning av de redovisade fraktionerna
i modellkommunen redovisas i Tabell 1.2.3.
Hushållens procentuella avfallssammansättning i olika avfallskategorier bygger på data
från VAFAB (1996). Mängden avfall från hushållen bygger på Uppsala kommun,
(1998). Verksamhetsavfallets sammansättning och mängd per förvärvsarbetade bygger
på Berg (1992) och antalet förvärvsarbetande på statistik för Uppsala kommun (Uppsala
kommun, 1999).
Tabell 1.2.3. Avfall från hushåll och verksamheter i modellkommun (ton/år)
Fraktion
Småhus
Lägenheter
Glesbygd
Hushåll total
Verksamheter*
Summa avfall
5 642
9 490
2 655
17 787
5 645
23 432
549
924
258
1 732
1 408
3 140
1 930
3 246
908
6 085
7 370
13 455
Blöjor
831
1 398
391
2 621
2 621
Gummi m.m.
401
674
189
1 264
1 264
Torrt papper
2 762
4 645
1 300
8 706
3 678
12 384
Kartong
787
1 324
370
2 481
1 096
3 577
Mjukplast
327
549
154
1 030
488
1 518
Hårdplast
223
375
105
702
340
1 042
Laminat
163
275
77
515
Glas
950
1 598
447
2 996
340
3 335
Metall
282
474
133
889
1 592
2 481
14 848
24 972
6 988
46 809
21 957
68 765
Lättnedbrytbart
organiskt
Icke brännbar rest
Brännbar rest
Summa avfall
* Exklusive bygg och rivningsavfall och industriavfall
Bilaga 1. Sid. 4
515
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.
IVL-rapport B1462
Delmodeller i avfallshanteringssystemet
3.1
Insamling
Insamlingsmodellen finns tidigare beskriven i Sonesson (1996) och Sonesson (1998).
Modellerna för sopbilar beräknar energiförbrukning, emissioner och kostnader för insamling och transport av avfall. Indata utgörs av:
!
uppgifter om avstånd till insamlingsområdet
!
medelhastighet på väg till och från insamlingsområdet
!
mängd avfall som ska samlas in
!
medellast på sopbilen
!
antal insamlingsställen på rundan
!
tidsåtgång på varje insamlingsställe
!
avstånd mellan insamlingsställena
!
medelhastighet vid insamling.
Utifrån detta räknas total energiåtgång, total tidsåtgång och totala kostnader ut. Utifrån
energiåtgången räknas även totala emissioner ut.
För hämtning av plast- och kartongförpackningar vid återvinningsstationer finns en
frontlastare modellerad. Till denna behövs även data om storlek på återvinningskärl,
tidsåtgång för tömning av kärl, samt tidsåtgång för städning av återvinningsstation.
Tabell 1.3.1 anger allmänna data i insamlingsmodellen och Tabell 1.3.2 anger
emissioner per MJ bränsle. Källor finns angivna i Sonesson (1996), samt artikel IV i
Sonesson (1998).
Tabell 1.3.1. Allmänna data för insamlingsmodellen
Tidsåtgång per stopp
Energikonsumtion per km
Extra energiåtgång per stopp
Däckslitage
0,015 h (~ 54 sekunder, dvs. 66 soptunnor per timma,
OBS! insamlingstimma, ej arbetstimma)
8,7 MJ (samma siffra används både för insamlingsrundan och
körning till insamlingsområde)
2,25 MJ
0,027 g däck/MJ förbrukat bränsle
Bilaga 1. Sid. 5
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.3.2. Emissioner från sopbilar
Emission
CO2 - fossilt
CH4
VOC
PAH
CO
NOx
N 2O
SOx
Fenoler
S –tot
Partiklar
Pb
Cd
Hg
Cu
Cr
Ni
Zn
Till luft
g/MJ
74
0,001
0,035
0,0000017
0,15
0,42
0,0026
0,018
0,009
2,98*10-6
2,23*10-8
0
1,32*10-5
1,90*10-9
0
1,84*10-5
Data för insamling av avfall i modellkommunen redovisas i Tabell 1.3.3.
Tabell 1.3.3. Insamling av avfall i modellkommun
Villor
Flerfamiljshus
Landsbygd
0,1 km
0,05 km
0,35 km
2
25
2
10 km
7 km
15 km
Medelhastighet insamling
25 km/h
15 km/h
15 km/h
Bemanning per sopbil
1 person
1 person
1 person
Antal hämtningar/år, komposterbart
26
52
26
Antal hämtningar/år, restfraktion
26
26
26
Medellast, komposterbart
4,5 ton
4,5 ton
4,5 ton
Medellast, restfraktion
4,5 ton
4,5 ton
4,5 ton
Medelavstånd mellan stopp
Antal hushåll per stopp
Medelavstånd mellan insamlingsområde och
behandlingsanläggning
Bilaga 1. Sid. 6
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.2
Transporter
3.2.1
Lastbilar
IVL-rapport B1462
Transportmodellen finns dokumenterad i Sonesson (1996).
Modellerna för lastbil och lastbil med släp används för att beräkna energiförbrukning,
emissioner och kostnader för transport av avfall eller råvaror från ett ställe till ett annat.
Skillnaden mot sopbil är att lastningen och lossningen antas vara så liten del av transporten att dessa moment har lämnats utanför modellen. Transportmodellen och insamlingsmodellen (se föregående avsnitt) är identiska till sin struktur, det är enbart indata
rörande bränsleförbrukning, lastkapacitet, etc., som varierar. Modellstrukturen visas i
Figur 1.3.1.
Sträcka (km)
Total körsträcka (km/år)
Godsmängd (ton/år)
Antal lass/år
Normallast (ton/lass)
Returlass (ja / nej)
Bränsleförbrukning
(MJ/år)
Emissioner
Lastfaktor (0-1)
Maxlast (ton/lass)
Bränsleförbrukning, tom (MJ/km)
Genomsnittlig
bränsleförbrukning
(MJ/km)
Emissioner/
MJ bränsle
Bränsleförbrukning, full (MJ/km)
Figur 1.3.1. Modellstruktur för transportmodellen
Antalet lass som behöver köras per år beräknas utifrån godsmängd och normallast för
det aktuella godset. Antalet lass ger tillsammans med sträckan mellan källa och destination total körsträcka per år. Total körsträcka används för att beräkna:
-
Total bränsleförbrukning.
-
Körtiden per år i timmar. Körtiden ger antalet bilar som krävs, vilket ger grund för
de fasta kostnaderna. Körtiden ger också underlag för de rörliga kostnaderna som är
en funktion av tidsåtgången vid transporten (främst löner).
Normallast och maxlast ger tillsammans med uppgifter om bilens returlast underlag för
lastfaktorn, d.v.s. hur stor del av maxlasten som bilen i genomsnitt är lastad med (exempelvis om bilen går fullastad i ena riktningen och tom tillbaka ger det en lastfaktor på
0,5). Denna lastfaktor samt uppgifter om bränsleförbrukning både vid maxlast och tomkörning ger genomsnittlig bränsleförbrukning.
Den totala bränsleförbrukningen tillsammans med emissioner per MJ använt bränsle
används för att beräkna emissioner per år. Dessutom används total bränsleförbrukning
Bilaga 1. Sid. 7
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
för att beräkna bränslekostnader. Slutligen fås de totala kostnaderna för transporten som
summan av rörliga kostnader, fasta kostnader samt bränsleförbrukning.
Strukturen gör modellen flexibel på flera sätt. Gods med låg densitet orsakar fler lass
med en lägre genomsnittlig bränsleförbrukning. Det är enkelt att ändra många parametrar så att förändringar i priser, lokaliseringar, etc. kan efterliknas. Den största svagheten är att antagandet av medelhastighet, vilket styr beräkningen av total körtid, vilket i
sin tur styr mycket av kostnadsberäkningen. Denna medelhastighet ska alltså spegla
medelhastigheten för transporter av detta godsflöde under ett helt år, inkluderat lastning
och lossning, arbetsdagar då bilen står stilla för reparation, etc. Detta är naturligtvis
mycket svårt att uppskatta. Hittills har uppgifter på normala körsträckor per år för
fjärrtransporter dividerats med antal arbetstimmar per år för att beräkna medelhastigheter.
Tabell 1.3.4 visar indata i transportmodellerna, Tabell 1.3.5 visar emissionsdata per MJ.
Tabell 1.3.4. Indata för transportmodellerna
Maxlast, lastbil
Maxlast, släpbil
Medelhastighet
Bränsleförbrukning lastbil, tom
Bränsleförbrukning lastbil, full last
Bränsleförbrukning släpbil, tom
Däckslitage
Bränsleförbrukning släpbil, full last
12 ton
35 ton
30 km/h *
2 liter / 10 km
3,5 liter / 10 km
3 liter / 10 km
0,027 g däck / MJ förbrukat bränsle
5 liter / 10 km
* vid en användning av lastbilen på 1760 h/år motsvarar detta en årlig körsträcka på ca 5 000 mil.
Tabell 1.3.5. Emissioner till luft från lastbilar
Emission
CO2 - fossilt
CH4
VOC
PAH
CO
NOx
N 2O
SOx
Fenoler
S –tot
Partiklar
Pb
Cd
Hg
Cu
Cr
Ni
Zn
Till luft
g/MJ
74
0,001
0,066
0,0000025
0,00029
0,53
0,0026
0,093
0,013
3,3*10-6
2,2*10-8
0
1,3*10-5
1,9*10-6
0
1,8*10-5
Data för transporter av avfall i modellkommunen redovisas i Tabell 1.3.6 (lastbil med
släp) och i Tabell 1.3.7 (lastbil utan släp).
Bilaga 1. Sid. 8
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.3.6. Transporter, lastbil med släp
Sträcka (km)
Normallast (ton)
Pappersförpackningar från omlastningsstation till Fiskeby Bruk
230
25
Plastförpackningar från omlastningsstation till Arvika
370
10
Rejekt från Fiskeby Bruk till förbränning
9
25
Rejekt från Arvika till förbränning
85
10
Sträcka (km)
Normallast (ton)
9
8
9
2
Aska/slagg från förbränning till deponering
10
12
Rejekt från rötning till förbränning
3
8
Rejekt från kompostering till förbränning
9
8
Restavfall från sortering till förbränning
9
8
Pappersförpackningar från omlastningsstation till Fiskeby Bruk
9
8
Plastavfall från industri till omlastningsstation
9
2
Plastförpackningar från omlastningsstation till Arvika
9
8
Tabell 1.3.7. Transporter, lastbil utan släp
Insamling
av
hushållens
pappersförpackningar
återvinningsstation och transport till omlastningsstation
från
Insamling
av
hushållens
plastförpackningar
återvinningsstation och transport till omlastningsstation
från
Inga returlass har antagits för någon transport. Bemanningen är en person per lastbil.
3.2.2
Båttransport
Båttransport finns modellerad Carlsson (2002), men har inte använts i föreliggande studie.
3.3
Förbränning
Förbränningsmodellen finns tidigare beskriven i Björklund (1998), appendix E. Underlaget för beräkningar är från 1996. I dagsläget finns två varianter av modellen, en
modell för Vattenfalls (förut Uppsala Energis) förbränningsanläggning som finns i Uppsala (Sundqvist et al, 1999b) och en modell för Birka Energis förbränningsanläggning i
Högdalen, Stockholm (Sundqvist et al, 1999c). I båda fallen är modellerna platsspecifika och utgår från de emissioner och massflöden som mätts upp på respektive anläggning. Det finns även en förbränningsmodell som är anpassad efter Moras förhållanden
(Sundqvist et al 1999d), utvecklad utifrån Högdalenmodellen. Den modell som utnyttjats i detta projekt är Uppsala-modellen.
Modellen är uppbyggd av tre delar: förbehandlingssteg, förbränningskammare och rökgasrening. Figur 1.3.2 ger en schematisk bild av den uppbyggnad som gäller för
modellerna.
Bilaga 1. Sid. 9
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
avfall
FÖRBEHANDLING
rejekt
avfall
luft
FÖRBRÄNNING
rågas
energi
slagg
RÖKGASRENING
rengas
energi
flygaska
Figur 1.3.2. Principbild över förbränningsmodellen
Förbehandling
I förbehandlingssteget ges möjlighet att avskilja en del av inkommande avfall som kan
komprimeras, förpackas och inneslutas i plast. Denna möjlighet att bala in avfallet kan
användas då den inkommande avfallsmängden till förbränningsanläggningen är större
än vad som kan förbrännas för tillfället. Denna situation kan uppstå sommartid då delar
av förbränningsanläggningen ofta är stängd för underhåll. För att slippa deponera
brännbart avfall (som kan vara avfall från den egna kommunen eller avfall från annan
kommun som deponeras någon annanstans) kan balningsalternativet vara intressant.
Modelltekniskt innebär detta att inkommande avfall till balningsanläggningen tillförs 2
kg plast/ton avfall och en elförbrukning om 14,5 MJ elektricitet/ton avfall uppstår. Data
för balningen har erhållits från Åberg (1998).
Förbränning
I förbränningskammaren förbränns avfallet och bildar en förorenad rökgas (rågas). Icke
brännbart och oförbränt material avskiljs i förbränningskammaren som slagg. Rågasen
leds sedan till en rökgasreningsanläggning, där rökgasrening och energiutvinning beräknas, se Figur 1.3.2. I rökgasreningsanläggningen ingår även kondenseringsutrustning
och en vattenreningsanläggning som renar kondensvattnet. Från rökgasreningen ger avskiljt material ett utflöde i form av flygaska och den renade rågasen emitteras som
rengas.
I modellen är det möjligt att välja att producera fjärrvärme eller kraftvärme (både el och
fjärrvärme framställs).
Rökgasrening
Avskiljning av föroreningar och fördelning av ämnen beräknas i modellen huvudsakligen genom materialbalanser. Dessa relateras antingen till inkommande mängd av ett
specifikt ämne eller till inkommande total mängd avfall. Vissa emissioner har bedömts
Bilaga 1. Sid. 10
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
vara mest realistiskt att relatera till rådande tillståndsvärde, som till exempel NOX som
är relaterat till avfallets energiinnehåll. För dessa ämnen tillämpas således inte massbalans i modellen.
Det som händer med olika komponenter vid förbränning i båda delmodellerna är:
-
Tungmetaller. I modellen beräknas först hur stor andel av metallerna i inkommande
avfall som hamnar i slaggen och i rågasen. Sedan beräknas hur mycket av metallerna i rågasen som avskiljs i rökgasreningen till flygaska, rökgasreningsslam och
avloppsvatten, och som emitteras till luften. Flygaska och slam blandas med
varandra till ett stabilt cementliknande material. Emissioner till luft och vatten är
proportionella mot mängden tungmetaller i avfallet. Emissionerna av tungmetaller
till luft är för alla tungmetaller utom kvicksilver mindre än 0,5 % av ingående
mängd. Askan och slammet som bildas i rökgasreningsdelen, samt slaggen från förbränningskammaren transporteras till avfallsdeponi.
-
Kväveoxider och lustgas. Kväveoxidemission och lustgasemission beräknas efter
avfallets energiinnehåll. Det beror på att NOX-emissionen enligt tillståndet är angivet som kg NOX/MJ.
-
Svaveloxider. Beräkningen sker på liknande sätt som för kväveoxider.
-
Dioxiner. Dioxinutsläppet beräknas utifrån hur stor mängd avfall som förbränns.
-
Värmeproduktion. Modellen räknar ut avfallets energiinnehåll utifrån avfallets
sammansättning. Den utvunna energin beräknas ur avfallets effektiva värmevärde
och avfallets fukthalt. I rökgaskondensorn återvinns knappt 70 % av den teoretiskt
tillgängliga värmemängden i ångan.
-
Kemikalietillsats. Varierar till antal och mängd för respektive anläggning.
Generella indata till förbränningsmodellen redovisas i Tabell 1.3.8.
Tabell 1.3.8. Indata i förbränningsmodellen
Parameter
Enhet
Plasttillskott i balning
0,002
kg plast / kg avfall
Elförbrukning balning
0,0145
MJ el /kg avfall
Kondenseringsgrad vid kondensering
0,80
MJ värme/MJ i rökgas
Data som använts i denna studie
Modellen finns beskriven i Björklund (1998), appendix G. Modellen kan, såsom den är
beskriven i Björklund, behandla organiskt avfall. En anpassning av modellen till att omfatta förbränning av allt avfall har därefter gjorts, vilket beskrivs i Björklund (1998),
appendix E. Modellen för balning av avfall kan användas utan särskild anpassning av
modellen. Restprodukter från anläggningen såsom aska, slagg och slam går till deponi.
I Tabell 1.3.9 redovisas parametrar för förbränningsprocessen.
Bilaga 1. Sid. 11
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.3.9. Prestandaparametrar för förbränningsprocessen
Parameter
Behandlad mängd avfall
Enhet
231
kton avfall/år
594
GWheff/år
Totalverkningsgrad
91
% av effektivt värmevärde utan kondensering
Kondenseringsgrad
80
% av förångningsvärme i rökgas
Värmeväxlarverkningsgrad
100
% nyttigjord kondenseringsvärme
NOX –emission till luft
75
mg NO2/MJ avfall
Dioxinemission till luft
0,10
pg dioxin/kg avfall
SO2-avskiljning i rökgasrening
95
%
HCl-avskiljning i rökgasrening
99,8
%
3.4
Termisk förgasning
Förgasningsmodellen finns översiktligt beskriven i Björklund (2000), paper 5. Förgasning innebär att avfallet förbränns understökiometriskt, d.v.s. med ett underskott på
förbränningsluft. Det ger som följd att kolet istället för ombildning till koldioxid
kommer omvandlas till kolmonoxid och metan samt andra oförbrända kolväten till en
energirik gas, s.k. syntesgas. Restprodukter vid förgasningen är slagg och aska. Den
energirika gasen kan sedan renas med olika gasreningsmetoder och användas i olika tilllämpningar. Exempel är antingen direkt förbränning i en gasturbin för utvinning av
elektricitet, eller i en kombicykel där både el och värme utvinns. Syntesgasen kan också
reformeras till vätgas för tillämpningar i bränsleceller i t.ex. fordon.
Delmodellen är utvecklad med utgångspunkt från en pilotanläggning som utvecklats av
Thermoselect. Processen bygger på att minimera miljöpåverkan till priset av en lägre
totalverkningsgrad. I grundversionen används rent syre som oxidationsmedel. I detta
fall har anpassning gjorts så att luft används istället. Processen förbrukar mycket
elektricitet (0,25 MJ/kg avfall) jämfört med t.ex. förbränning. Processvärmen som
behövs tas från den egna processen.
3.5
Deponering
Deponeringsmodellerna beskrivs i sin helhet i Björklund (1998), appendix D och i
Fliedner (1999).
Fem olika deponityper finns modellerade: biocell (Fliedner, 1999), deponi för blandat
avfall, slamdeponi, askdeponi och slaggdeponi (Björklund, 1998). Modellen är avsedd
att spegla svenska ”medeldeponier”, och de platsspecifika anpassningarna av dessa
delmodeller är mycket begränsade. Normalt kan endast metangasutvinning och lakvattenrening varieras.
Tidsaspekter
Avfall som deponeras idag kommer att avge emissioner under mycket lång tid framöver. Ett dilemma är därför hur emissionerna från deponin ska kunna jämföras med mer
Bilaga 1. Sid. 12
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
omedelbara emissionerna från övriga processer i systemet. Att endast inkludera omedelbara emissioner skulle inbära en orimlig underskattning av den totala belastningen.
Om man däremot försöker uppskatta de totala emissionerna blir osäkerheten mycket
stor och tidsperspektivet blir inte jämförbart med övriga processer. Som en kompromiss
har den framtida belastningen från deponering delats upp i två tidsperioder, vars
definition skiljer sig åt något för de olika deponityperna, se Figur 1.3.3:
•
Överblickbar tid: tiden fram till dess de mest aktiva processerna i deponin har avklingat och deponin nått ett skenbart stationärt tillstånd. För blandat avfall och slam
samt biocellen definieras överblickbar tid av slutet av den metanbildande fasen, för
slagg- och askdeponierna att huvuddelen av de lättlösliga salterna lakats ut. Den
överblickbara perioden är alltså ett funktionellt tidsmått och varierar från fall, men
är generellt av storleksordningen ett sekel.
•
Resterande, hypotetisk oändlig tid: tiden tills dess allt material spridits ut i omgivningen genom gasbildning, utlakning, erosion och eventuella inlandsisar. Den
oändliga tiden omfattar emissionerna i ett slags värsta scenario.
Vid modellering av emissioner från deponin beräknas både emissioner under överblickbar tid och under resterande, hypotetisk oändlig tid. Båda dessa tidsperspektiv redovisas.
Blandat avfall
Slam
Slagg/bottenaska från
avfallsförbränning
Överblickbar tid
Flygaska/rökgasreningsavfall från
avfallsförbränning
Emissioner till luft
Emissioner till vatten
Resterande,
hypotetisk oändlig
tid
Emissioner till luft
Emissioner till vatten
Figur 1.3.3. Principbild över materialflöden i deponeringsmodellen.
Beräkningarna baseras på den mängd avfall som deponeras under ett år. Emissionerna
under den överblickbara tiden motsvarar medelårsutsläppet under motsvarande tid från
en deponi där man år efter år deponerar samma mängd avfall. När emissionerna under
den överblickbara tiden beräknats, räknar modellen ut kvarvarande emissioner som
kommer att ske under resterande oändlig tid. Vid de utvärderingar och diskussioner som
görs beaktas i första hand endast emissionerna under den överblickbara tiden.
Bilaga 1. Sid. 13
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Översikt av deponeringsmodellerna
I delmodellerna för deponering av blandat avfall och slam sker kortfattat följande under
överblickbar tid (Björklund 1998, appendix D):
-
Nedbrytning av organiskt material ger upphov till utsläpp av främst metan. Vi räknar med att socker, stärkelse och fett bryts ned fullständigt, cellulosa bryts ned till
70%, medan lignin, humus och plast inte bryts ned alls. Gasens sammansättning
varierar beroende på det organiska materialets sammansättning, men innehåller i de
flesta fall 50 – 60% CH4 och resten i huvudsak CO2.
-
Utlakning av tungmetaller är liten under den överblickbara tiden, i storleksordningen 0,1 till 0,001 % av den deponerade mängden.
-
Utlakning av näringsämnen sker i form av fosfor (2 % av deponerad mängd, 15 %
för slam), kväve (90 % av deponerad mängd).
-
För organiska miljöfarliga föreningar finns bristande kunskaper över deras långsiktiga öde i avfallsupplag. Dessa ämnen kan under den överblickbara tiden bildas,
brytas ned, omvandlas till gas, förångas, lakas ut eller adsorberas till deponerat
material. Mycket förenklade uppskattningar har gjorts för varje förening som studerats.
-
Gasen kan samlas in under den överblickbara perioden med effektiviteten 50 % av
bildad gasmängd. Den insamlade gasen kan facklas av eller förbrännas i en gasmotor vilken beskrivs i kapitel A.2.1.9. Den resterande gasen passerar täckskiktet
där 15 % av metanet oxideras till koldioxid.
Biocellmodellen är baserad på modellen för deponering av blandat hushållsavfall. Biocellen ger emellertid avsevärt snabbare nedbrytning (d.v.s. den överblickbara perioden
avser kortare tid) och effektivare gasuppsamling än en konventionell deponi (65 % av
bildad gasmängd). Dessutom bildas mindre lakvatten av lägre föroreningsgrad. Biocellen kan därvid betraktas som ett mellanting mellan konventionell deponi och rötkammare. Biocellmodellen finns beskriven i Fliedner (1999).
Vid deponering av aska och slagg sker utlakning av tungmetaller. Metaller i aska lakas
ut i storleksordningen 0,002 till 10 % av deponerad mängd under överblickbar tid.
Metaller i slagg är något mer svårlakade, 0,002 till 3 % av deponerad mängd under
överblickbar tid. I dessa deponier bildas ingen deponigas. Ask- och slaggdeponering är
beskriven i Björklund (1998, appendix D).
Lakvattenrening kan kopplas till samtliga delmodeller. Lakvattenreningsmodellen bygger på biologisk rening med kemisk fällning. 80 % av det fosfor som läcker ut under
den överblickbara perioden avskiljs och återförs till deponin (och läcker med andra ord
ut under den resterade oändliga tiden). 90 % av kväveläckaget antas avskiljas som
kvävgas, resten emitteras med lakvattnet. Ingen metallavskiljning modelleras. Lakvattenreningsmodellen är beskriven i Fliedner (1999).
Arbetsmaskiner förbrukar 40 MJ diesel per ton deponerat material i alla delmodellerna.
Tabell 1.3.10 redovisar indata till deponeringsmodellen.
Bilaga 1. Sid. 14
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.10.
IVL-rapport B1462
Parametrar i deponimodellerna, samtliga gäller för överblickbar tid.
Parameter
Enhet
nedbrytning av socker, stärkelse, fett
100
% av deponerad mängd
nedbrytning av cellulosa
70
% av deponerad mängd
nedbrytning av lignin och plast
0
% av deponerad mängd
utlakning fosfor
2
% av deponerad mängd
utlakning kväve
90
% av deponerad mängd
0,1 – 0,001*
% av deponerad mängd
utlakning tungmetaller, förbränningsaska
1 – 10*
% av deponerad mängd
utlakning tungmetaller, förbränningsslagg
0,1 – 5*
% av deponerad mängd
reningsgrad, N i lakvatten
90
% av lakvatteninnehåll
reningsgrad, P i lakvatten
0.8
% av lakvatteninnehåll
gasinsamling, blandat avfall och slam
50
% av genererad gas
gasinsamling, biocell
65
% av genererad gas
markoxidation, metan
15
% av metanläckage
dieselförbrukning, samtliga deponier
40
MJ/ton deponerat material
utlakning tungmetaller, hushållsavfall och slam
*
olika utlakning för olika metaller
Då organiskt avfall deponeras antas hälften av genererad deponigas samlas upp. Deponigasen används för generering av elektricitet. 30 % av energiinnehållet i gasen omvandlas till elektricitet, resten är förluster. Lakvattenrening (av kväve och fosfor) antas
finnas vid samtliga deponityper (deponi för organiskt avfall, slagg och aska).
Deponin som kolsänka
När kolflöden modelleras i LCA-sammanhang brukar man göra en distinktion mellan
biotisk (från förnybara källor) och abiotisk (från fossila källor). Vanlig praxis är man
sedan bortser från biotisk CO2 vid utvärdering av växthuseffekt. Denna praxis torde
vara acceptabel när det gäller ”omedelbara” processer, och man förutsätter att varje kg
eldad biomassa samtidigt motsvarar en lika stor tillväxt av biomassa i skogen.
Deponering av avfall däremot innebär uppskjutna emissioner, det som läggs i en deponi
i dag kan ge upphov till emissioner i många tusen eller miljoner år framöver. Om organiskt material läggs i en deponi, sker inte CO2-emissionerna omedelbart, utan fördröjs
över en längre tidsperiod. Förbränns organiskt material däremot sker emissionerna av
CO2 omedelbart. Deponin kan därför sägas utgöra en sänka för kolhaltigt material. Genom deponering fördröjs de totala (biotiska + abiotiska) emissionerna åtminstone under
en viss tidsperiod. Kolsänkefilosofin kan presenteras med ett exempel:
Exempel: Låt oss betrakta deponering av ren cellulosa. När man deponerar
cellulosa kommer ungefär 70 % att brytas ned under överblickbar tid, som antas
omfatta en ca 1 sekel lång period. Efter denna tidsperiod kommer övrig cellulosa
att ligga kvar i deponin (i det oändliga tidsperspektivet kommer denna att brytas
ned också). Vid nedbrytningen bildas CO2 och CH4. I en normal livscykelinventering brukar man bortse från den biotiska CO2-delen, men ta med CH4 (1 kg
Bilaga 1. Sid. 15
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
CH4 brukar viktas som 21 kg CO2-abiotisk). Om man begränsar studien till att
studera de emissioner som uppkommer under de första ca 100 åren. Det kol som
finns kvar efter 100 år kan bokföras som ”sänkt” kol som leder till sluppna
emissioner från kolcykeln (detta görs genom att bokföra kvarvarande kol som
negativa CO2-utsläpp).
I grundfallet tas ingen hänsyn till kolsänkan. I känslighetsanalysen visas ett fall där
deponin modelleras som kolsänka under överskådlig tid.
3.6
Rötning
Den modellerade rötningsanläggningens uppbyggnad beskrivs i Dalemo (1996). Utöver
vad som anges i Dalemo (1996), har modellen anpassats från mesofila19 förhållanden till
termofila20. Anpassning av rötningsmodellen till termofil anläggning sker med en
formfaktor som förändrar nedbrytningshastigheten till att motsvara termofil rötning
(Dalemo, 1999). De nya nedbrytningshastigheterna beräknas enligt:
ktermo = kmeso*4*ttermo/tmeso
där ktermo är termofil nedbrytningshastighet, kmeso är mesofil nedbrytningshastighet, ttermo
är termofil rötningstemperatur och tmeso är mesofil rötningstemperatur.
Inkommande material till rötningsanläggningen kan förbehandlas genom avskiljning av
påsar och metallföremål, hygienisering vid 70 ºC eller 130 ºC, samt sönderdelning. Vid
påsavskiljning följer 1 % organiskt material med påsarna (Källman, 1999). Det material
som skiljs av vid påsavskiljningen förbränns. För hygieniseringen beräknas energiförbrukningen utifrån den teoretiska värmemängden som behövs för att värma upp materialet från 10°C till aktuell hygieniseringstemperatur plus 20 % förluster. Efter förbehandling tillsätts vätska till önskad TS-halt, vanligtvis 15 %, därefter slussas materialet in i rötkammaren.
Substratets temperatur in till anläggningen varierar med årstid. För närvarande anges en
årsmedeltemperatur på 10 ºC. Man kan även tänka sig att variera temperaturen månadsvis, vilket skulle kunna påverka värmebehovet vid hygienisering och uppvärmning av
substrat till arbetstemperatur i rötkammare.
Rötningsprocessen är en kontinuerlig enstegs totalomblandad process. Efter rötning
passerar rötresten genom en värmeväxlare där 50 % av värmen kan återvinnas. Den
återvunna värmen nyttjas till att förvärma inkommande material. Rötresten kan
avvattnas och lagras i täckta behållare i väntan på att användas. Avskiljt vatten från
avvattningen används till att späda ut det inkommande materialet till lämplig
torrsubstanshalt för rötningen. Rötresten lagras i täckta tankar vilket medför att
ammoniakavgången blir låg, 1 % av ammoniumkvävehalten i rötresten.
Hydraulisk uppehållstid som påverkar nedbrytning av kol och gasproduktion är en
parameter som påverkar tidsstegets storlek. Den hydrauliska uppehållstiden har i
modellen antagits vara 20 dagar.
19
Mesofila förhållanden avser ca 37oC.
20
Termofila förhållanden avser 55oC.
Bilaga 1. Sid. 16
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Mängden gas som kan erhållas från rötningen är beroende av det inkommande materialets sammansättning av olika organiska föreningar, fett, proteiner, cellulosa, hemicellulosa, lignin och snabbt nedbrytbara kolhydrater och uppehållstiden i rötkammaren.
Modellen antar att allt organiskt kväve och svavel är bundet till proteiner. Vid mineralisering bildas ammoniumkväve och svavelväte. Mängden ammonium och svavelväte
som bildas är proportionell mot nedbrytningshastigheten för proteiner.
Totalt har biogasanläggningen ett elektricitetsbehov motsvarande 5% av energiinnehållet i den producerade metangasen. Elektricitetsbehovet för pumpning och omblandning av substrat motsvarar ungefär 2,5% av den producerade energimängden i
gasen och ytterligare 2,5% av den producerade energimängden utnyttjas av olika förbehandlingar.
Den i biogasanläggningen producerade gasen kan antingen förbrännas i en gasmotor,
facklas av eller uppgraderas till fordonsbränslekvalitet. När gasen förbränns i gasmotor
kan den förbrännas orenad. För gasanvändning, se vidare i det följande.
3.7
Kompostering
För en detaljerad beskrivning av hur kompostmodellen är uppbyggd, se Sonesson
(1996).
Tre typer av kompostering kan modelleras i ORWARE:
•
storskalig reaktorkompostering med eller utan gasrening,
•
storskalig strängkompostering med eller utan gasrening
•
småskalig hemkompostering
De nedbrytningsprocesser som sker har antagits vara samma i alla tre typerna. Det som
främst skiljer en liten trädgårdskompost från en stor reaktorkompost är hastigheten med
vilken nedbrytningen fortlöper. De emissioner som uppstår under processens gång är
teoretiskt desamma och den färdiga produkten, komposten, har samma sammansättning
(om avfallet är detsamma). Modellerna bygger därmed på ett antagande om väl fungerande komposteringsprocesser.
Förbehandling i form av påsavskiljning är en möjlighet för sträng- och reaktorkomposten. Detta innebär att 1% av det organiska materialet avskiljs tillsammans med påsarna
(Källman 1999). Rejektet går till förbränning.
Energiförbrukningen för hanteringen är olika för de tre komposteringsprocesserna.
Reaktorkompostering kräver relativt mycket el, medan hemkompostering nästan inte
kräver någon energiinsats alls (så när som en del kroppsarbete). Energiförbrukningen
för strängkompostering är lägre än för reaktorkompostering, se Tabell 1.3.11.
Energiförbrukningen för strängkompostering är uppdaterade jämfört med Sonesson
(1996), enligt Tabell 1.3.11 nedan. Uppdaterade data för energiförbrukning för strängkomposten är beräknade som medelvärden för fyra anläggningar (Bengtsson, 1996). El-
Bilaga 1. Sid. 17
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
förbrukningen vid påsavskiljning är ytterst liten (Källman, 1999) och betraktas som försumbar.
Tabell 1.3.11.
Energianvändning för olika komposttyper (kJ/kg behandlat avfall)
Komposttyp
Elförbrukning
kJ/kg
Dieselförbrukning
kJ/kg
Reaktor
97
5
Sträng
0
15
En annan viktig skillnad är att vid reaktorkompostering, och även vid strängkompostering (vilket dock är ovanligt och mera komplicerat), kan gaserna från komposteringen
renas innan de släpps ut i luften, medan de i hemkompostering släpps ut direkt. Det är
främst emissionerna av ammoniak och kväveoxider som reduceras vid rening. Ytterligare en skillnad är att reaktorkompostering möjliggör utnyttjande av en del av den
värme som bildas under processen.
Dessutom skiljer sig givetvis den ekonomiska bilden mellan de tre olika komposteringsprocesserna. Reaktorkompostering är betydligt dyrare än strängkompostering.
Kompostering innebär en rad olika mikrobiologiska processer som är mycket komplexa
och dessutom starkt påverkade av kemiska och fysiologiska förhållanden. Kännetecknande för kompostering är att nedbrytningen av organiskt material sker under förbrukning av syre varvid det utvecklas koldioxid och värme, med samtidigt bildande av en
mullrik fast återstod, s.k. kompost.
Modellen har formulerats utifrån praktiska erfarenheter från driftanläggningar, resultat
från olika laboratorieförsök och olika publicerade ansatser, se vidare Sonesson (1996).
De viktigaste parametrarna som påverkar emissionerna från komposteringen, samt påverkar slutproduktens sammansättning och värde är mängden organiskt kol och mängden kväve i inkommande avfall.
Modellen bygger på följande antaganden:
-
Vattenhalten är lämplig hela tiden (cirka 50%).
-
Luftningen är tillfredsställande.
-
Komposten får mogna helt.
-
Vi beaktar inte tidsfaktorn, bara vad som händer från det komposteringen startar
tills dess materialet är färdigkomposterat, och inte med vilken hastighet detta sker.
Nedbrytningen av organiskt material sker i modellen enligt följande:
-
En viss del av det organiska kolet bryts ned till koldioxid och resten kan sägas omvandlas till humus (mullämnen). Ungefär 50-70% bryts ner till koldioxid, men det
varierar för olika material, t.ex. humus och lignin bryts inte ned alls medan cellulosa bryts ned till 95 %.
-
Av det kväve som finns i avfallet kan bildas ansenliga mängder ammoniak och
möjligen också lustgas, båda dessa gaser är miljöstörande. Det som troligen styr
Bilaga 1. Sid. 18
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
bildningen av ammoniak och lustgas är kvoten mellan kol och kväve i avfallet. Om
denna kvot understiger cirka 50 (d.v.s. det är mindre än 50 gånger så mycket kol
som kväve) börjar ammoniak och lustgas bildas. Av det kväve som avgår i gasform
antas 5% vara lustgas, 93% ammoniak och 2% kvävgas. Det kväve som finns kvar
är till 93 % i organisk form, medan 1% föreligger som ammonium och 6% som
nitrat.
-
Tungmetallerna påverkas inte av komposteringsprocessen, utan finns kvar i den
färdiga komposten.
-
Miljöfarliga organiska ämnen kan bete sig på tre sätt i komposten, de kan adsorberas på det fasta materialet, de kan förångas och de kan omvandlas eller brytas ned. I
modellen har vi för varje berört ämne gjort en bedömning över dess öde.
3.8
Avloppsreningsverk
Avloppsreningsverksmodellen är beskriven i Dalemo (1996). Modellen används inte i
föreliggande studie.
3.9
Spridning av rötrest och kompost på åkermark
En detaljerad beskrivning av vad som händer efter det att spridning har skett på marken
återfinns i Dalemo et al (1998b). Delmodellen kan användas för alla organiska gödselmedel (som kan vara slam, rötrest eller kompost). Den är uppdelad i tre olika huvuddelar:
•
Beräkning av areal och transportbehov
•
Spridning
•
Markmodell
De totala emissionerna från spridning och mark består av luftemissioner från transport
av rötrest/kompost till åkermark, luftemssioner från spridningsfordon, luftemissioner av
frigjorda substanser vid spridning, luftemissioner från åkermark.
Det finns kriterier och restriktioner på restproduktens kvalitet för användning på
jordbruksmark (SFS 1993:1271). Detta gäller i första hand avloppsslam. Om kvaliteten
inte är godkänd får inte restprodukten användas för jordbruksändamål. Modellen har
möjlighet att bedöma om ett organiskt gödselmedel ska spridas eller om det ska
omhändertas på annat vis. Detta sker genom att gränsvärden för slam enligt SFS (1993)
används för att bedöma om det organiska gödselmedlet får användas för jordbruksändamål eller inte.
Tabell 1.3.12 visar använda parametrar i spridnings- och markmodellen.
Bilaga 1. Sid. 19
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.12.
IVL-rapport B1462
Indata till spridning- och markmodellerna
Referens
Max tillåten årlig tillförsel till åkermark
Fosfor (kg/ ha & år)
22
SNFS, 1994
Effektivt kväve (kg/ ha & år)
100
Satt efter grödans behov
Bly (kg/ ha & år)
0,125
SNFS, 1994
Kadmium (kg/ ha & år)
0,00075
SNFS, 1994
Kvicksilver (kg/ ha & år)
0,0015
SNFS, 1994
Koppar (kg/ ha & år)
0,3
SNFS, 1994
Krom (kg/ ha & år)
0,04
SNFS, 1994
Nickel (kg/ ha & år)
0,025
SNFS, 1994
0,6
SNFS, 1994
5 900
Valmet 8450
Zink (kg/ ha & år)
Traktorns vikt, (kg/ ha & år)
Flytgödselspridare
Flytgödselspridarens vikt tom (kg)
4 000
Spridartankens volym (l)
10 000
Spridarens pumpkapacitet (l/ h)
210 000
Spidarens arbetsbredd (m)
12
Ekipagets hastighet på landsväg (km/ h)
15
Elinder, 1983
Ekipagets hastighet vid spridning (km/h)
5
Elinder, 1983
Tidstillägg för transport till och från fält (h/lass)
0,05
Elinder, 1983
Tidstillägg för vändningar i fält (h/ha)
0,02
Elinder, 1983
75
Elinder, 1983
Tidstillägg i fält (% av eff. tid)
Fastgödselspridare
Fastgödselspridarens vikt, tom (kg),
4 000
Lastkapacitet för fastgödselspridare (kg)
8000
Ekipagets hastighet på landsväg (km/ h)
15
Elinder, 1983
Ekipagets hastighet vid spridning (km/h)
10
Elinder, 1983
Tidstillägg för lastning av gödsel (h/ha)
0,083
Elinder, 1983
Tidstillägg för vändningar i fält (h/ ha)
0,02
Elinder, 1983
60
Elinder, 1983
Tidstillägg i fält (% av effektiv arbetstid)
Bilaga 1. Sid. 20
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Beräkning av areal- och transportbehov - Transport av organiska gödselmedel från
stad till land
Beräkningen av transportavståndet från rötningsanläggningen eller komposteringsanläggningen till jordbruksmarken utgår från den spridningsareal som behövs under en
flerårsperiod, alltså den areal som krävs för att ta emot rötrest/kompost kontinuerligt.
Denna areal skiljer sig från den areal som besprids varje år, eftersom man ofta använder
flerårsgivor (av allt utom kväve) för att det medger en effektivare spridning. Det är således medeltransportavståndet under en flerårsperiod som beräknas.
Modellen beräknar arealbehovet för rötrest/kompost och adderar dessa arealbehov. Därefter används detta summerade arealbehov som grund för avståndsberäkningen. Dessutom minskas antalet hektar en faktor som ska beskriva någon form av acceptans för
spridning av rötrest/kompost på åkermark. I modellen antas att 50 procent av den totala
åkerarealen är tillgänglig för spridning.
Beräkning av areal- och transportbehov - Areal för spridning
Spridningsmodellen kan hantera sex olika material samtidigt. Arealbehovet för varje
material beräknas, och genom att summera arealbehovet per material fås det totala
arealbehovet. Mängden material som årligen får spridas på åkermark beräknas utifrån
vilket ämne som begränsar tillförseln till åkermark, se Tabell 1.3.12.
För att beräkna energiförbrukningen för själva spridningsarbetet krävs kunskap om den
faktiska areal som utnyttjas varje år. Energiförbrukning vid spridning är huvudsakligen
en funktion av körd sträcka, alltså om man sprider på en liten areal går det år mindre
bränsle än om man sprider samma mängd på en större areal.
Tillgänglig areal och medeltransportavstånd till spridningsstället anges för varje geografiskt avgränsat område. Utifrån tillgången på areal och avståndet dit beräknas transportbehovet i ton*km. Transporten från behandlingsanläggning till mellanlager sker med
lastbil, se avsnittet Transporter i det föregående.
Använda data: avstånd och areal
Maximal areal och avstånd dit inom geografiskt avgränsat område anges i Tabell 1.3.13
(Sonesson, 1999).
Bilaga 1. Sid. 21
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.13.
IVL-rapport B1462
Iindata till spridningsmodellen
Avstånd till åkermark (km)
Areal (ha)
0-5
7500
5-10
7500
10-15
7500
15-20
7500
20-28
7500
28-33
7500
33-37
7500
37-40
7500
40-47
7500
Areal tillgänglig för spridning av organisk restprodukt i andel av maximal areal är 45%.
Spridning
Spridning kan ske med fast- eller flytgödselspridare. Modellen väljer själv vilken typ av
spridare som ska användas. För torrsubstanshalter upp till 10% används flytgödselspridare och för TS-halter över 10% används fastgödselspridare. För varje material som
sprids beräknas tid och energi som åtgår för transport av ekipaget ut till fält samt tidsåtgång och energiförbrukning vid spridning av material.
Emissioner från spridaren approximeras med de emissioner som används för lastbilsemissioner i modellen, se avsnittet Transporter i det föregående. Även ammoniakavgång
från restprodukten vid spridning beräknas i spridningsmodellen.
I modellen antas det att spridning av flytande restprodukter sker på våren. Spridning
sker med bandspridning och restprodukten harvas ned i marken inom en timme efter
spridning. Detta är den nu bästa tekniken för spridning av flytande restprodukter,
förlusterna av ammoniak vid spridning är 5% av ammoniumhalten i restprodukten.
Motsvarande för fasta restprodukter, som t.ex. kompost är spridning sent på hösten med
kastspridare och nedharvning inom en timme. I det fallet är ammoniakavgången ca 15%
(Jordbruksverket, 1997).
Markmodell
Markmodellen i ORWARE är ett komplement till spridningsmodellen. Markmodellen beskriver vad som sker med kvävet efter spridning på åkermark. Det antas att kväve förekommer i tre former, ammoniumkväve, nitratkväve och organiskt bundet kväve.
Modellen ger emissioner från mineralisering av organiskt bundet kväve under första året
efter spridning samt de långtida effekterna av mineralisering (Dalemo, 1998a), se Figur
1.3.4. De tungmetaller som tillförs åkermarken bokförs.
Bilaga 1. Sid. 22
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
N i organiska
Gödselmedel
NO3-
NH4+
Organisk bundet N
Kvävepool
Mineralisering, första året
NH3
Emissioner under första året
N2
N ersätter mineralkväve under
första året samt
långtida effekter
NO3-
N2O
Emissioner under första året
Mineralisering, långtida
N2
NO3-
N2O
Långtida emissioner
Figur 1.3.4. Markmodellens uppbyggnad i ORWARE
Genom att inkludera markmodellen får man med skillnaden mellan organiska gödselmedels och handelsgödselmedels långtida miljöpåverkan efter gödsling. Effektiviteten
för de organiska gödselmedlen jämförs med handelsgödsel med avseende på växttillgänglighet. För de organiska gödselmedlen antas att 100% av fosforn samt att 80% av
mineralkvävet och 30% av det organiskt bundna kvävet utnyttjas av växterna jämfört
med handelsgödselmedlens tillförsel av fosfor och kväve (Dalemo 1998a).
Det finns kriterier och restriktioner på restproduktens kvalitet för användning på jordbruksmark (SFS 1993:1271). Detta gäller i första hand avloppsslam. Om kvaliteten inte
är godkänd deponeras materialet.
Bilaga 1. Sid. 23
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
3.10
Gasanvändning
Vid både deponering och rötning erhålls en energirik gas som innehåller en blandning
av metan och koldioxid. Rötgasen kan användas som
-
bränsle i gasdrivna bilar eller i bussar.
-
förbrännas i en gasmotor (samma typ av motor oavsett gaskälla) som levererar
el/värme.
-
förbrännas i en gaspanna som producerar fjärrvärme.
Deponigasen kan användas
-
förbrännas i en gasmotor (samma typ av motor oavsett gaskälla) som levererar
el/värme.
-
förbrännas i en gaspanna som producerar fjärrvärme r
-
facklas av.
3.10.1
Gas som fordonsbränsle
Innan gasen används som fordonsbränsle behöver den uppgraderas till ca 97 % metanhalt. Innehållet av koldioxid kommer att vara mindre än 3 % och svavelvätehalten
understiger 10 ppm (FEAB,1997). Uppgraderingen av biogas till fordonsbränslekvalitet
sker i två steg, i steg ett renas gasen från koldioxid och i steg två komprimeras den
renade gasen till 250 bars tryck. De båda stegen har ett energibehov av elektricitet motsvarande 3 % av energiinnehållet i gasen för koldioxidrening (FEAB, 1997) och 2 % av
energiinnehållet i gasen för komprimering (Källman, 1999).
Förbränningen av den renade gasen i fordon och av den orenade gasen i gasmotor ger
upphov till emissioner enligt Tabell 1.3.13.
Data för drift av personbilar och bussar med biogas kommer från Egebäck et al (1997a),
och speglar 1996 års teknik. I Egebäck (1997b) anges bränsleförbrukningen i bussar till
0,4 kg/km (medelvärde av två mätserier). Med energiinnehållet 47 MJ/kg för gasen
(biogas, ej ren metangas) för fås en energiförbrukning av 18,8 MJ/km. I Egebäck
(1997b) är emissionsdata angivna per km; här är de omräknade per MJ bränsle i Tabell
1.3.14.
3.10.2
Användning av gas i gasmotor för el- och värmeproduktion
Energin som erhålls från gasmotorn beräknas utifrån energiinnehållet i metangasen (enligt Tabell 1.2.2). Om gasen facklas upp blir emissionerna enligt Tabell 1.3.14, men
energiutvinningen noll. Om energi utvinns kan upp till 30% el och 60% värme erhållas.
Emissionsdata för den stationära gasmotorn har hämtats från Dalemo (1996).
Bilaga 1. Sid. 24
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.3.14.
Emissioner från förbränning av renad gas i bussar, personbilar och
orenad gas i stationär gasmotor (Egebäck et al (1997a), Egebäck et al (1997b)).
Buss
mg/MJ gas
124
113
70
450
0,32
CH4
VOC
CO
NOx
Partiklar
3.10.3
Bil
mg/MJ gas
26,62
69,7
58,2
28,5
0
Gasmotor
mg/MJ gas
100
160
250
200
0
Reformering av gas till vätgas
Fullständig beskrivning av ångreformeringsmodellen finns i Assefa (2000). Modellen är
anpassad för att ta hand om biogas och består av följande processteg:
1. Rening
2. Reformering
3. CO-konvertering ("shift")
4. Gasseparering: Pressure-Swing Adsorption (PSA)
I reningssteget renas inkommande gas från svavelväte. Reformeringen sker vid en temperatur om 700 oC och tryck på 2 MPa. Under optimala reaktionsförhållanden konverteras 80 % av biogasen i reformeringen. I "shiften" konverteras 95 % av kolmonoxiden
till vätgas och koldioxid. Från PSA erhålls vätgas samt ”purge gas” som förbränns i en
gasmotor av typ beskriven ovan. Energiförbrukningen består av elektricitet till kompressorer.
De två sista stegen ovan används även för att konvertera syntesgasen från den termiska
förgasningen till vätgas. Den bildade vätgasen kan sedan användas i fordon, antingen
bussar eller personbilar. Närmare uppgifter om prestanda för värgasfordonen återfinns i
Björklund (2000). Energiförbrukningen i dessa fordon är låg, endast 1,6 MJ/km att jämföra med biogasbilarnas 4 MJ/km och bensinbilarnas 2,5 MJ/km. Detta är dock ett antagande om en framtida hög verkningsgrad för vätgasfordon.
3.11
Plaståtervinning
Den första plaståtervinningsmodellen i ORWARE beskrivs i Sundquist m.fl. (1999). I
föreliggande projekt har den första modellen utvärderats med avseende på dess relevans
(antaganden och data) i förhållande till dagens återvinningssituation. Vissa ändringar
har gjorts. Ändringarna är baserade på en kartläggning av dagens plaståtervinningssituation i Sverige som har genomförts i Carlsson (2002).
Plastförpackningar består framför allt av polyeten, både hög- och lågdensitetspolyeten
(HDPE och LDPE), polypropen (PP), samt i mindre utsträckning av polystyren (PS),
polyvinylklorid (PVC) och polyetylentereftalat (PET). Den mest frekvent återvunna
plasten är polyeten (87 %). Eftersom återvinningen av olika plastsorter inte skiljer sig
nämnvärt, kan återvinning av polyeten antas vara mest relevant att modellera för att representera samtliga plastsorter som återvinns. Plaståtervinningen modelleras fram tills
granulat av återvunnen plast framställts.
Bilaga 1. Sid. 25
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Plasten sorteras först av hushåll, storförbrukare och industri själva - ett arbete som dock
inte beaktas i modellen. Därefter samlas den in och transporteras med lastbil till grovsortering. Från grovsorteringen transporteras plasten vidare med lastbil med släp till
återvinningsanläggningar. Finsortering sker i anslutning till återvinningsanläggningarna.
Av hårdplastfraktionen från hushåll sorteras 40 % ut som rejekt i finsorteringen och
resterande 60 % återvinns. Av hård- resp. mjukplastfraktionen från storförbrukare sorteras 15 % ut som rejekt och resterande 85 % återvinns. Rejektet, som antas bestå av
blandplast med vissa inslag av skrot, fibrer och annan "icke-plast", skickas till förbränning. Samma förbränningsprestanda som hos de i ORWARE modellerade förbränningsanläggningar antas föreligga.
Emissioner till luft
Ingen mätning av luftemissioner förekommer vid anläggningarna. Vid omsmältning
stiger polyetenets temperatur till runt 180-190°C. Andra studier som beaktar plaståtervinning har inte heller dessa redovisat emissioner till luft. Luftemissioner har därför inte
beaktats vid modelleringen (Sundqvist et al, 1999).
Emissioner till vatten
Uppgifter om kontinuerliga mätningar på tvättvattnet vid återvinningen har erhållits från
Miljösäck i Norrköping. I Tabell 1.3.15 redovisas mätresultat från 9 olika mättillfällen.
Den genomsnittliga vatttenförbrukningen är 7.9 liter/kg plast. Ett medel av mätvärdena
har använts i modellen (Carlsson, 2002).
Tabell 1.3.15.
kg/liter vatten
Vattenemissioner från plaståtervinning (Carlsson, 2002)
P-tot
mg/l
Cd
mg/l
BOD-7
mg/l
COD
mg/l
N-tot
mg/l
9,31E-07
6,11E-10
7,07E-05
4,59E-04
3,06E-06
Slam från plasttvätt
Slam från plasttvätten är beräknad på samma sätt som i Sundqvist et al (1999b-d).
Mängden slam är 0,028 kg slam/kg plast, med TS-halt 5 %. Analysdata på slammet
visas i Tabell 1.3.16. Av torrsubstansen är 21,9 % är aska och 78,1 % är brännbart. Den
brännbara delen består till en stor del av cellulosa (pappersetiketter o dylikt), vilket
innebär ungefär 50 % kol, 44 % syre och 6 % väte. Baserat på TS-halt blir det 39,05 %
kol, 34,4 % syre och 4,7 % väte. I tabellen redovisas kg av varje ämne per kg torrt slam.
Kolet har antagits vara till 80% medelnedbrytbart kol i form av cellulosa och 20% lättnedbrytbart kol.
Bilaga 1. Sid. 26
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.16.
IVL-rapport B1462
Slammets sammansättning, kg/kg torrt slam
Element
Sammansättning
kg/kg TS-slam
Element
Sammansättning
kg/kg TS-slam
C
0,3905
K
2,74*10-3
O
0,344
Ca
8,76*10-3
H
0,047
Pb
2,19*10-5
S
6,57*10-4
Cu
1,31*10-4
P
6,57*10-4
Cr
1,31*10-4
Cl
6,57*10-4
Zn
6,57*10-4
Slammet deponeras och från deponin kommer emissioner till vatten och luft enligt
deponeringsmodellen.
Energiförbrukning
Energiförbrukningen för framställning av ett kg återvunnen plast ligger i intervallet 1.1–
2.9 MJ/ kg återvunnen plast, se Tabell 1.3.17. Energiförbrukningen har antagits vara 2,9
MJ/ kg återvunnen plast i modellen.
Tabell 1.3.17.
Energiförbrukning vid
(Carlsson, 2002)
Återvinningsanläggning
produktion av 1 kg återvunnen plast
Energiförbrukning
MJ/kg
Plastic Recycling RLS AB, Röstånga
1,02
Plaståtervinningen i Arvika
1,26
Miljösäck AB, Norrköping
2,5
Polyplank, Kalmar
2,9
3.12
Kartongåtervinning
Kartongåtervinningsmodellen dokumenterades första gången i Sundqvist et al (1999 bd). Kartongåtervinningen är modellerad fram till att återvunnen kartong framställts.
Den returfiberbaserade kartongen antas ha en vikt som är 15 % större än den jungfruliga
kartongen för att de båda ska få lika stor böjstyvhet, en egenskap som är viktig då det
gäller kvalitet på kartong, Fogelberg (1998). Det innebär att vid en jämförelse med nyproducerad kartong går det år 15 % mer av den återvunna än den nyproducerade kartongen.
Fiberråvaran i processen består av förpackningsmaterial och tidningar från hushåll och
konverteringsspill från industri. Här studeras enbart den del av den återvunna kartongen
som har sitt ursprung i det insamlade kartongavfallet, vilket innebär att vi antar att
miljöpåverkan från den delen av kartongen som härrör från det insamlade kartongavfallet är likadan som miljöpåverkan från den del av kartongen som kommer från
andra källor (förpackningsspill etc.).
Bilaga 1. Sid. 27
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Data är hämtade från kartongåtervinningsanläggningen Fiskeby Boards miljöredovisning 1999 (Fiskeby Board, 2000) och från personlig kommunikation med Fiskeby
Board, Fogelberg (1998).
I den studerade kartongfraktionen är plastandelen 10 % (se Tabell 1.2.1). Plasten skiljs
av som plastrejekt och skickas till förbränning. Resterande del av kartongfraktionen
antas kunna återvinnas.
Energiförbrukningen i processen är fördelad mellan olja och elektricitet. Fördelningen
mellan energislagen skiljer sig mycket åt från år till år. Här har ett medelvärde för åren
1995-1999 använts, enligt Tabell 1.3.18 nedan.
Tabell 1.3.18.
Energislag
Energiåtgång i kartongåtervinningsmodellen
Energiåtgång
MJ/kg
Olja
1,7
Elektricitet
7,5
Energiförbrukningen är för tillverkning av kartongmaterialet och inkluderar inte t.ex.
plastbeläggningssteget, som är en möjlighet för den färdiga kartongen..
Emissioner till luft och vatten
Emissioner till luft och vatten från processen är medelvärden från Fiskeby Boards produktion för 1995 till och med 1999, Fiskeby Board (2000). Faktorer för både luft- och
vattenutsläpp återfinns i Tabell 1.3.19 nedan. Vattenemissioner återfinns i det renade
avloppsvattnet som återförs till Motala Ström. Luftemissionerna härrör från oljeförbränningen på bruket.
Bilaga 1. Sid. 28
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.19.
Emissionsfaktorer för kartongåtervinning.
Emissionsfaktorer till vatten
Emissionsfaktorer till luft
kg/kg kartong
COD
BOD
Suspenderade ämnen
IVL-rapport B1462
kg/MJ olja
2,33*10
-3
CO2 fossilt
0,25*10
-3
SOx-S
0,023*10-3
NOx-N
0,018*10-3
Partiklar
0,012*10-3
1*10-3
AOX
4,6*10-6
Fosfor
6,3*10-6
Kväve
0,11*10-3
Pb
2,0*10-8
Cd
2,0*10-9
Hg
0
Cu
2,0*10-7
Cr
1,0*10-7
Ni
3,0*10-8
Zn
4,0*10-7
0,067
Slam
Ett bioslam uppkommer i reningsanläggningens sedimenteringsdel. Bioslammängden är
beräknad som ett medelvärde för Fiskeby för åren 1995 till 1999 (Fiskeby Board 2000).
Slammängden är 0,029 kg/kg kartong och innehåller till största delen cellulosafibrer,
men också en del oorganiskt material som sand. Analysdata på slammet har erhållits
från återvinningsanläggningen, och redovisas i Tabell 1.3.20. TS-halten är 19 %. Askandelen är 26 % av TS-halten är aska och 72 % är brännbart material. Detta antas i
huvudsak bestå utav cellulosa, vilket innebär ungefär 50 % kol, 44 % syre och 6 % väte.
Baserat på TS-halt blir det 37 % kol, 33 % syre och 4,4 % väte. Kolet har antagits vara
till 80 % medelnedbrytbart kol i form av cellulosa och 20 % lättnedbrytbart kol.
Tabell 1.3.20.
Substans
Slammets sammansättning, kg/kg torrt slam
Sammansättning,
kg/kg TS-slam
Substans
Sammansättning,
kg/kg TS-slam
C
0,37
Pb
14*10-6
O
0,33
Cd
0,5*10-6
H
0,044
Hg
0,1*10-6
S
-
Cu
50*10-6
P
7,2*10-3
Cr
9*10-6
Cl
-
Ni
10*10-6
N
57*10-3
Zn
125*10-6
0,063*10-6
PAH
0,21*10-6
PCB
Bilaga 1. Sid. 29
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Slammet antas deponeras och från deponeringen kommer vatten- och luftemissioner
enligt deponeringsmodellen.
3.13
Ekonomimodellen
Den ekonomiska modelleringen påbörjades i Carlsson (1997), men nya delmodeller har
sedan dess tillkommit, och flera av modellerna har ändrats, samt prisnivån justerats.
3.13.1
Kapitalkostnader
Kapitalkostnaderna fördelas jämt över anläggningarnas och tillgångarnas beräknade
livslängd enligt annuitetsmetoden, då dataredovisning i ORWARE sker på årsbasis.
Annuitetsfunktionen ser ut som följer:
a=
k ⋅ (1 + r ) t ⋅ r
(1 + r ) t − 1
där a = annuitetskostnad, kr/år, k = kapitalinvestering, t = avskrivningsperiod i år, och
r = kalkylränta, uttryckt i decimalform (5% ränta = 0,05)
Allmänna ekonomiska antaganden redovisas i Tabell 1.3.21.
Tabell 1.3.21.
Allmänna antaganden i modellen
Kalkylränta
4%
Lönekostnad
170 kr/h
Arbetstimmar
1 760 h/person och år
3.13.2
Energikostnader
Olika delprocesser konsumerar olja och diesel (såsom transporter och behandlingsanläggningar), som i de fall de inte är inkluderade i kostnadsberäkningarna på annat sätt
värdesätts enligt Tabell 1.3.22.
Tabell 1.3.22.
Antagna priser på olja och diesel
Olja, Eo5
26,23 öre/kWh (900 kr/ton plus skatter för svavel, CO2, energi)
Bensin
10 kr/l
Diesel, miljöklass 2
4,2 kr/l
I Tabell 1.3.23 finns skattesatserna på olika energislag, för justering av bränslepriser i
de samhällsekonomiska kalkylerna energislag, listade.
Bilaga 1. Sid. 30
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.3.23.
Skatter på olika energislag för justering av bränslepriser i
samhällsekonomisk kalkyl (källa Energiläget 2000, Energimyndigheten).
Energi
kr/MJ
CO2
kr/MJ
Diesel, Eo1
0,0193
0,0429
Diesel, Eo5
0,0177
0,0393
Kol
0,0107
0,0488
Naturgas
0,0064
0,0328
0
0
Bensin
0,1028
0,0391
Diesel
0,0417
0,0423
El, norra Sverige
0,0347
0
El, resten av Sverige
0,0503
0
El – värme norra Sverige
0,0347
0
El – värme resten av Sverige
0,0439
0
Torv
3.13.3
Insamling och transporter
Den ekonomiska modellen för transporter och insamling är beroende av flera olika indata från den tekniska delen av ORWARE-modellen, såsom mantimmar, trucktimmar,
och bränslekonsumtion. Kostnaden för lastbilar är således beroende av transportsträcka
och medelhastighet, medan sopbilar är beroende av längden på insamlingsrundan,
avstånd till insamlingsrunda från behandlingsanläggning och garage, och tidsåtgång för
dessa transporter (se Figur 1.3.5 nedan).
Bilaga 1. Sid. 31
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Rörliga
kostnader
(kr/h)
Körtimmar
/bil & år
Antal bilar
Medelhastighet (km/h)
Sträcka (km)
Fasta
kostnader
(kr/bil)
IVL-rapport B1462
Fasta
kostnader
(kr/år)
Rörliga
kostnader
(kr/år)
Körtid (h/år)
Kostnader
(kr/år)
Total körsträcka (km/år)
Godsmängd (ton/år)
Antal lass/år
Normallast (ton/lass)
Returlass (ja / nej)
Bränsleförbrukning
(MJ/år)
Lastfaktor (0-1)
Maxlast (ton/lass)
Genomsnittlig
bränsleförbrukning
(MJ/km)
Bränsleförbrukning, tom (MJ/km)
Bränsleförbrukning, full (MJ/km)
Figur 1.3.5. Flödesschema för kostnadsberäkningar för transporter
De ekonomiska indata som används för de olika transport- och insamlingsmodellerna är
hämtade från RVF (1992), samt Lastbilscentralen i Uppsala (LBC, 1998) enligt Tabell
1.3.24 och 3.25.
Tabell 1.3.24.
Indata för kostnadsberäkning av transportkostnader
Kostnadsslag
Kostnad
Anmärkning
Referens:
Inköpskostnad för en lastbil
1 300 000 kr
livslängd 7 år
LBC (1997)
Inköpskostnad för en släpbil
2 000 000 kr
livslängd 7 år
LBC (1997)
Fasta kostnader per bil och år
Körtid per bil och år
Underhåll per kilometer körsträcka
54 000 kr
RVF (1992)
1 700 h
RVF (1992)
2.6 kr
RVF (1992)
Bilaga 1. Sid. 32
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.25.
IVL-rapport B1462
Indata för beräkning av insamlingskostnader
Kostnadsslag
Kostnad
Anmärkning
Inköpskostnad för en sopbil
1 100 000 kr
livslängd 7 år
RVF (1992)
Inköpskostnad för frontlastare
1 700 000 kr
livslängd 7 år
LBC (1997)
Fasta kostnader per bil och år
54 300 kr
RVF (1992)
1 700 h
RVF (1992)
2.6 kr
RVF (1992)
Körtid per bil och år
Underhåll per kilometer körsträcka
Referens:
För uttransport av rötrest till åkermark har en förenklad modell använts, där totalkostnaden per tonkilometer är satt till 2,5 kr.
3.13.4
Återvinningsstationer
Återvinningsstationsmodellen är konstruerad efter egna antaganden. Då återvinningsfraktioner (såsom plast- och kartongförpackningar) samlas in från hushåll antas detta
göras via återvinningsstationer. Det har antagits att det finns 200 återvinningsstationen i
kommunen. Det antas att det samlas in fem fraktioner vid varje återvinningsstation, och
varje fraktion bär en femtedel av kostnaden för stationen. Denna kostnad består av
städning en halvtimma per vecka per återvinningsstation. Ingen kostnad för mark är
medräknad. För data, se Tabell 1.3.26.
Tabell 1.3.26.
Antaganden för kostnader för återvinningsstationer
Städning av återvinningsstation
0,5 h/vecka
Volym container
6 kubikmeter, d.v.s. ca 300 kg plast- eller kartongförpackningar
Pris per container
9 000 kr (livslängd 10 år)
Medelfyllnadsgrad av container vid tömning
70%
Tid för tömning och städning, per kärl
3,6 minuter
Bil för insamling
Frontlastare (1 700 000 kr i inköpspris)
Bilaga 1. Sid. 33
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.13.5
IVL-rapport B1462
Förbränning av avfall
Den ekonomiska modellen för förbränning baseras på Dalroth (1998). De funktioner
som används för att beräkna kostnader är enligt Tabell 1.3.27.
Tabell 1.3.27.
Kostnadsantaganden för förbränningsanläggningar
Investering, kraftvärme
Kapacitet0,68*145 000
Investering, värme
Kapacitet0,68*145 000*0,55
Avskrivningstid
20 år
Effekt, MW
Kapacitet*0,38*10-3
Personal
10+(14,3*Effekt+200)0,5 (avrundas uppåt)
Underhåll och löpande kostnader
2,5% av investering
Kemikalier och kalk
Kapacitet = anläggningskapacitet, ton/år
20 kr/ton avfall
Vid en ränta på 5% ger kostnadsantagandena en kostnad per ton behandlat avfall enligt
Figur 1.3.6 nedan.
Årskostnad, ränta 5%
2 500
2 000
Kr/ton
1 500
Kraftvärme
Värme
1 000
500
0
0
100000
200000
Kapacitet, ton/år
Figur 1.3.6. Kostnader per ton behandlat avfall
Bilaga 1. Sid. 34
300000
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Det antas att kapaciteten i värmeverket ligger på 250 000 ton/år, med en effekt på 95
MW, och att avfallet från systemet bär proportionellt så stor del av kostnaderna som de
bidrar med i avfall (d.v.s. om 40 % av avfallet som förbränns i anläggningen kommer
från Uppsala, bär Uppsala 40 % av kostnaderna för anläggningen). Kostnader för hela
anläggningen blir (med 3% realränta):
Tabell 1.3.28.
Använda ekonomiska data för förbränningsanläggningen
Investering:
ca 370 Mkr kr, livslängd 20 år, dvs. ca 25.1 Mkr/år
Underhåll och drift:
9.3 Mkr/år (2,5% av investering)
Kemikalier och kalk:
20 kr/ton, 5 Mkr/år
Personal:
40 personer, 12 Mkr/år
Totalt:
51.4 Mkr/år, dvs. 205.6 kr/ton
Vid avställning av förbränningsverk för översyn kan avfallet balas och lagras för att
eldas senare. Kostnaderna för balningsanläggning är baserade på Åberg (1998), och
redovisas i Tabell 1.3.29.
Tabell 1.3.29.
Data för balningsanläggning
Balningsmaskin
3 800 000 kr, avskrivningstid 10 år
Kapacitet
12 000 ton/år
Underhåll
4% av investering per år
Driftskostnader
personal: 2 man
kostnad plast: 50 kr/ton avfall
elförbrukning: 14,4 MJ/ton avfall
Detta ger en kostnad på ca 145 kr/ton vid 5% ränta.
3.13.6
Deponering
Modellen är baserad på uppgifter om celldeponering, Persson (1997). De data som används är enligt Tabell 1.3.30.
Tabell 1.3.30.
Kapacitet, ton/år
Kostnadsdata för celldeponering
Investeringar, Mkr
Mark
Driftskostnader, Mkr/år
Maskin
3 600
1,5
3,9
1,4
4 100
2,1
4,3
1,5
17 400
3,8
10
3,3
28 800
3,8
11,1
5
Sambandet i Figur 1.3.7 här under gäller för deponering av organiskt material. För
deponering av slagg och flygaska har antagits en kostnad som ligger på 80% av den
ovan givna, enligt Fliedner (1999).
Bilaga 1. Sid. 35
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Kr/ton
700
600
500
400
300
200
100
0
10
20
30
Kapacitet på anläggning, tusen ton/år
Figur 1.3.7. Medelkostnad per ton behandlat avfall i celldeponi vid varierande anläggningsstorlek.
3.13.7
Rötning
I grunden är själva biogasanläggningens kostnader baserade på den revisionsrapport
Öhrlings Coopers&Lybrand gjorde 1998 angående Uppsalas biogasanläggning,
Öhrlings Coopers&Lybrand (1998). Data från denna rapport har modifierats i vissa hänseenden enligt samtal med personer som arbetar med anläggningen ifråga (Källman,
1999).
Kostnader för anläggningen redovisas i Tabell 1.3.31.
Bilaga 1. Sid. 36
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.31.
IVL-rapport B1462
Kostnadsrelationer för rötningsanläggning
Kostnadsslag
Kostnadsberäkning
Fasta kostnader
40 Mkr
Livslängd
20 års livslängd
*
Hygienisering
1,5 Mkr + 50 * Kapacitet
10 års livslängd
Rötkammare
4 Mkr + 240 * Kapacitet
20 års livslängd
Lagring av rötrest
2 Mkr + 80 * Kapacitet
10 års livslängd
Drift och underhåll
5 Mkr/år
*
Kapacitet står för anläggningskapacitet uttryckt i ton/år
3.13.8
-
Kompostering
Komposteringsmodellen är uppdelad på tre separata modeller: strängkompostering,
reaktorkompostering och hemkompostering. Källdata kommer från Persson (1997). De
funktioner som används är enligt tabellerna 3.32, 3.33 och 3.34.
Tabell 1.3.32.
Kostnadssamband för strängkompostering
Kostnadsslag
Kostnadsberäkning
Avskrivningstid
Maskininvestering
1 MKr + 2,6 * Kapacitet,
livslängd 7 år
Markkostnader
1,7 MKr + 0,8 * Kapacitet,
livslängd 20 år
Övriga kostnader
0,19 MKr + 0,8 * Kapacitet,
livslängd 15 år
Löpande kostnader
0,38 * Kapacitet(per år)
-
Tabell 1.3.33.
Kostnadssamband för reaktorkompostering
Kostnadsslag
Kostnadsberäkning
Avskrivningstid
Maskininvestering
8,1 MKr + 0,55 * Kapacitet
livslängd 10 år
Mark- och byggnad
9,5 MKr + 0,6* Kapacitet
livslängd 20 år
Övriga kostnader
3,2 MKr + 0,24 * Kapacitet
livslängd 15 år
Löpande kostnader per år
600 000 + 0,1 * Kapacitet
Tabell 1.3.34.
Indata för hemkompostering
Investering per hushåll
600 kr (ett komposteringskärl)
Livslängd på investering
5 år
Med en realränta på 5% blir kostnaden för strängkompostering mellan ca 200-400
kr/ton, beroende på anläggningsstorlek.
Reaktorkomposteringen används inte i nuvarande projekt.
Bilaga 1. Sid. 37
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Hemkomposteringen kostar ca 280 kr/ton, vid ett antagande om att ett hushåll producerar 500 kg organiskt avfall per år och en ränta på 5%.
3.13.9
Avloppsreningsverk
Modellen finns beskriven i Carlsson (1997) sidan 22-23. Den används inte i detta projekt.
3.13.10 Spridning på åkermark
Dessa kostnader är baserade på data från Maskinring Väst (1994). Modellen hämtar indata från spridningsmodellen för tidsåtgång och bränslekonsumtion och räknar utifrån
detta ut lönekostnad samt bränslekostnad och lägger dessutom till kostnad för traktor
och spridare, som baseras på leasingkostnad. Denna uppgår till 524 kr/h för torrspridning, och 558 kr/h för våtspridning.
3.13.11 Gasanvändning
Biogasen kan antingen uppgraderas och användas till fordonsdrift, facklas av, eller driva
en gasmotor och producera värme och/eller el.
3.13.12 Fordonsdrift
Uppgifter till denna modell är tagna från anläggningen i Linköping, enligt Tabell 1.3.35.
Tabell 1.3.35.
Indata för fordonsdrift med biogas
Kostnad
Avskrivningstid
Rening, uppgradering av gas, tankstation
12 Mkr
15 års livslängd
Ledningsdragning mellan biogasanläggning och tankstation
2,8 Mkr
25 års livslängd
Extrakostnad per biogasbil
50 000 kr
7 års livslängd
Extrakostnad per biogasbuss
300 000 kr
10 års livslängd
Uppgraderingen anses vara en fast kostnad som inte beror på gasmängden som behandlas. Dessutom tillkommer en extra kostnad per biogasbuss, då Ottomotorn som används
vid gasdrift är dyrare än en dieselmotor.
3.12.13 Gasmotor
Denna kostnad är baserad på den gasmotor som används vid Uppsala reningsverk, enligt
Tabell 1.3.36.
Bilaga 1. Sid. 38
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.3.36.
IVL-rapport B1462
Indata för gasmotor
Kostnadsslag
Kostnad
Anmärkning
Investering gasmotor
5 Mkr
livslängd 10 år
Driftskostnader
900 000 kr/år
3.13.14 Materialåtervinning - Plast
På grund av svårigheter med att få kostnadsdata som är jämförbara vad gäller plaståtervinning samt nyproduktion av plast, skiljer sig den ekonomiska systemgränsen från den
tekniska vad gäller materialåtervinning av plast. Extern produktion av plast tillskrivs
ingen intäkt eller kostnad i modellen. Plast som återvinns i systemet värdesätts med vad
den inbringar på råvarubörsen. Detta värde är satt till 400 kr/ton (Råvarubörsen, 1999).
3.13.15 Materialåtervinning - Kartong
På grund av svårigheter med att få kostnadsdata som är jämförbara vad gäller kartongåtervinning samt nyproduktion av kartong, skiljer sig den ekonomiska systemgränsen
från den tekniska vad gäller materialåtervinning av kartong. Extern produktion av kartong tillskrivs ingen intäkt eller kostnad i modellen. Kartong som återvinns i systemet
värdesätts med vad den inbringar på råvarubörsen. Detta värde är satt till 450 kr/ton
(Råvarubörsen, 1999)
Bilaga 1. Sid. 39
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.
IVL-rapport B1462
Delmodeller i det kompletterande systemet
Införsel av material och energi till det kompletterande systemet utgörs av råvaror ”i
naturen”, d.v.s. uran i obruten uranmalm, olja i råoljekälla, biomassa som träd i skogen,
etc. Utflödet från systemet utgörs av specifika mängder (enligt de funktionella enheterna) av fjärrvärme (hetvatten), elektricitet, näringsämnen (kväve- och fosforgödsel),
drivmedel till fordon, PE-plast och kartong.
Generellt för alla delmodeller i det kompletterande systemet (kringsystemet), samt
också i avfallssystemet, gäller att de endast beaktar emissioner och material- och energiförbrukning som är direkt förknippade med själva processen. Byggnadsfasen eller
rivningsfasen beaktas inte.
För elektricitet från kärnkraftverk redovisas den termiska energin (nyttiggjord elektricitet och bortkyld värme) från kärnkraftverket. För vattenkraft anges den levererade
mängden energi från vattenkraftverket, hänsyn tas alltså inte till förluster i turbiner och
kraftöverföring. Frånsett kärnkraftsel och vattenkraftsel räknas energiåtgång och emissioner tillbaka till vaggan.
De ekonomiska effekterna omfattar hela livscykeln, d.v.s. även byggskedet ingår.
4.1.
El
Elektricitet används inom avfallshanteringssystemet till olika behandlingsprocesser och
i det kompletterande systemet för framställning av exempelvis jungfrulig kartong.
Dessutom används den i förekommande fall för att fylla upp den funktionella enheten el
(om avfallshanteringssystemet i något fall uppvisar en nettoproduktion av el I avfallshanteringssystemet anges för varje aktivitet elförbrukning i MJ. Denna elförbrukning
kan kopplas till valfri elproduktionsmetod, såsom kolkondenskraft, svensk medelelmix
etc.
Den elektricitet som konsumeras i hela systemet kan därvid indelas i tre olika delar:
1. Elektricitet som används till processer i avfallssystemet.
2. Elektricitet som används till processer i det kompletterande produktionssystemet.
3. Elektricitet som används för att fylla upp funktionell enhet.
El- och värmebehovet beräknas först för att täcka systemets funktion och sedan behovet
för att fylla upp den funktionella enheten. Storleken på den funktionella enheten sätts
till maximal värme/el-produktion från avfallssystemet.
För elåtgången i de kompletterande funktionerna (elförbrukning vid nyplastproduktion,
nykartongproduktion, handelsgödselproduktion, drivmedelsproduktion, fjärrvärme- och
elproduktion) ser det lite annorlunda ut. För dessa funktioner har inte någon grundlig
modellering gjorts, utan befintliga studier har använts. För värmeproduktion används
t.ex. Vattenfalls LCA-studier (Vattenfall, 1996). I de använda data ligger elförbrukningen ofta “inbakad”. Har Vattenfall i sin LCA för fjärrvärme från biobränsle t.ex.
Bilaga 1. Sid. 40
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
använt en svensk medelelmix så ligger denna inbakad i de angivna emissionerna från
hela systemet.
Den el som används för att producera el från kolkraft, svensk medelel, kolvärme,
fjärrvärme från biobränsle, bensin, diesel och näringsämnen utgörs av olika typer av
”medelelmixar”, svensk eller europeisk. I produktion av dessa material går det åt
mycket lite elektricitet, vilket gör att typen av elproduktion får en försumbar påverkan
på slutresultatet. För nyproduktion av kartong och plast får elektriciteten en större
inverka.
Kartongproduktionen förbrukar relativt mycket el. Den sker också till stor del i Sverige,
vilket gör att det är viktigt att elproduktionsmixen är likadan som för återvinningsprocessen för kartong. I nyproduktionsdata har elförbrukningen angetts separat, därför
kan samma elproduktionsdata kopplas på som i avfallshanteringssystemet. För nyproduktion av plast har PWMI:s data för plastproduktion i Europa använts (Boustead
1993). Räknat i primära energibärare är ca 20 % av energiåtgången el. Om vi skulle titta
på elproduktionsmixen i de länder där vi köper vår plast, skulle den se något annorlunda
ut än den medelel som PWMI använt (troligen något mer vattenkraft och mindre fossilt). I den stora åtgången av naturgas och olja som är i plastproduktionsprocessen skulle
inte denna korrektion få någon stor påverkan.
Slutsatsen av denna analys blir att inga felaktiga slutsatser kommer att dras för att vi
använder olika elproduktionssätt i vissa delar av det kompletterande systemet. Den enda
modell där det är viktigt är nyproduktion av kartong, och denna kopplas också till
samma elproduktionssätt som avfallshanteringssystemet.
4.1.1
Kolkraft
Vi har i våra beräkningar använt data från ett kolkondenskraftverk (Fynsverket) i Danmark som är ett genomsnittligt danskt kraftverk, Uppenberg et al (1999). Kolet, i form
av pulver, förbränns i ett gammalt och ett nyare block där det nyare blocket är utrustat
med halvtorr svavelrening och låg-NOx-brännare medan det gamla blocket saknar
rening av svavel- och kväveoxider.
I Tabell 1.4.1 och 1.4.2 visas resursförbrukning och emissionsfaktorer för elproduktion
från kol. Data i Uppenberg (1999) bygger på Vattenfalls LCA för kolkraft (Buhre et al
1997). Uppenberg (1999) redovisar data per MJ bränsle. För kolkondens ges verkningsgraden 44% och för kraftvärme 88%.
Bilaga 1. Sid. 41
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.1. Resursförbrukning för produktion av elektricitet från kol (MJ/MJ bränsle)
Energiresurs
Utvinning MJ/MJ
bränsle
Användning
MJ/MJ bränsle
Summa MJ/MJ bränsle
0
9,5*10-5
9,5*10-5
Kärnkraftsel
0
1,6*10-4
1,6*10-4
Naturgas
0
9,24*10-4
9,24*10-4
Olja
2,32*10-2
4,19*10-3
2,74*10-2
Kol
2,07*10-2
5,72*10-4
2,1*10-2
Förnybar
Vattenkraftsel
Icke förnybar
Tabell 1.4.2. Emissionsfaktorer för produktion av elektricitet från kol (g/MJ bränsle)
Emission till luft
Utvinning
g/MJ bränsle
Användning
g/MJ bränsle
Nedströms
g/MJ bränsle
Summa
g/MJ bränsle
NOx
6,27*10-2
0,257
-
0,32
SO2
4,84*10
-2
0,284
CO
5,03*10
-3
Partiklar
HC (NMVOC)
-
0,33
-5
-
5,09*10-3
6,65*10-3
1,19*10-2
-
1,86*10-2
1,88*10-3
8,62*10-4
-
2,74*10-3
CO2
4,3
99
-
1,03*102
CH4
8,94*10-2
1,53*10-4
-
8,96*10-2
N 20
4,17*10-7
6,45*10-7
-
1,06*10-6
Bly, Pb
2,53*10-8
2,68*10-6
0
2,71*10-6
Kadmium, Cd
2,53*10-9
4,76*10-9
0
7,29*10-9
Kvicksilver, Hg
1,03*10-7
1,31*10-8
3,93*10-5
3,94*10-5
Koppar, Cu
2,53*10-8
2,84*10-6
0
2,87*10-6
Krom, Cr
1,27*10-8
2,09*10-6
0
2,10*10-6
Nickel, Ni
1,90*10-8
2,36*10-6
0
2,38*10-6
Zink, Zn
1,27*10-7
3,42*10-6
0
3,55*10-6
6,23*10
Bilaga 1. Sid. 42
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.3. Emissioner till vatten, elproduktion från kol.
Emission till vatten
Utvinning
g/MJ bränsle
Användning
g/MJ bränsle
Nedströms,
g/MJ
Summa
g/MJ bränsle
Bly, Pb
0
0
3,22*10-14
3,22*10-14
Kadmium, Cd
0
0
3,43*10-15
3,43*10-15
Kvicksilver, Hg
0
0
3,93*10-14
3,93*10-14
Koppar, Cu
0
0
3,42*10-14
3,42*10-14
Krom, Cr
0
0
5,03*10-13
5,03*10-13
Nickel, Ni
3,41*10-12
0
2,83*10-14
3,44*10-12
Zink, Zn
1,06*10-11
0
2,26*10-13
1,08*10-11
4.1.2
Naturgas
Data för naturgas kommer från Vattenfalls LCA (1996), se Tabell 1.4.4. Den
anläggning som denna LCA grundar sig på är ett planerat naturgaseldat kombikraftverk
för elproduktion. Med kombikraftverk menas att en gasturbin- och ångcykel
kombineras, vilket ger en högre verkningsgrad än både en konventionell gasturbin och
ett kraftverk med en konventionell ångturbin. Verkningsgraden är 53 %.
Tabell 1.4.4. Resursförbrukning för produktion av elektricitet från naturgas (MJ/MJ
bränsle)
Energiresurs
Utvinning
MJ/MJ bränsle
Användning
MJ/MJ bränsle
Summa
MJ/MJ bränsle
Vattenkraftsel
4,87*10-5
1,98*10-4
2,47*10-4
Biomassa
8,79*10-7
1,79*10-5
1,88*10-5
Kärnkraftsel
7,29*10-6
1,56*10-4
1,63*10-4
Naturgas
3,05*10-2
5,27*10-5
3,06*10-2
Olja
2,32*10-2
2,23*10-4
2,34*10-2
Kol
2,07*10-2
5,75*10-5
2,08*10-2
Förnybar
Icke förnybar
Bilaga 1. Sid. 43
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.5. Emissionsfaktorer för produktion av elektricitet från naturgas
(g/MJ bränsle)
Emission till luft
Utvinning g/MJ
bränsle
Användning g/MJ
bränsle
Summa
g/MJ bränsle
NOx
3,44*10-2
2,09*10-2
5,53*10-2
SO2
6,81*10-5
1,14*10-3
1,21*10-3
CO
8,17*10-3
2,02*10-2
2,84*10-2
0
0
0
Partiklar
HC (NMVOC)
4,64*10
-3
8,61*10
-2
9,07*10-2
CO2
9,22
108
117
CH4
0
0
0
N20 (data saknas i rapport)
-
-
-6
4,38*10-6
Bly, Pb
0
4,38*10
Kadmium, Cd
0
2,33*10-7
2,33*10-7
Kvicksilver, Hg
0
8,37*10-7
8,37*10-7
Koppar, Cu
0
4,18*10-6
4,18*10-6
Krom, Cr
0
1,26*10-6
1,26*10-6
Nickel, Ni
0
6,03*10-6
6,03*10-6
Zink, Zn
0
1,07*10-5
1,07*10-5
Tabell 1.4.6. Vattenemissoner, extern produktion av el från naturgas
Emission till vatten
Utvinning
g/MJ bränsle
Användning
g/MJ bränsle
Summa
g/MJ bränsle
Bly, Pb
0
1,39*10-4
1,39*10-4
Kadmium, Cd
0
1,46*10-6
1,46*10-6
Kvicksilver, Hg
0
2,09*10-4
2,09*10-4
Koppar, Cu
0
1,27*10-4
1,27*10-4
Krom, Cr
0
2,63*10-4
2,63*10-4
Nickel, Ni
0
1,26*10-4
1,26*10-4
Zink, Zn
0
2,62*10-4
2,62*10-4
4.1.3
Svensk medelmix
Data gäller för den elproduktionsmix som rådde i Sverige 1997 (STEM, 1999). Grunddata är omräknade med hjälp av import- och exportsiffror för att spegla den medelemix
som verkligen användes i Sverige 1997, och inte bara den som producerades i Sverige.
Elmixen redovisas i Tabell 1.4.7.
Bilaga 1. Sid. 44
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.7. Svensk elanvändningsmix 1997
Elproduktionssätt
Andel av använd el %
Förnybar
Vattenkraft
45,6
Biobränsle
6,2
Icke förnybar
Kärnkraft
41,9
Naturgas
1,1
Olja
1,2
Kol
3,3
Data för respektive elproduktionsslag är hämtade från Vattenfalls livscykelinventeringar
(Vattenfall, 1996). Emissionsfaktorer för resp. produktionssätt är enligt ovanstående
tabeller 1.4.1 – 1.4.6 (el från kol och naturgas) samt nedanstående tabeller 1.4.8 - 1.4.11
(el från biomassa, vattenkraft och vindkraft).
Tabell 1.4.8. Emissioner till luft för produktion av elektricitet från biomassa,
vattenkraft och vindkraft, g/MJ
El från biomassa
g/MJ
El från vatten
g/MJ
El från vind
g/MJ
Utvinning
Användning
Nedströms*
Användning
Användning
NOx
4,22*10-2
5,03*10-2
0
7,13*10-5
3,86*10-5
SO2
2,41*10-3
9,17*10-3
0
3,03*10-5
4,22*10-5
CO
1,33*10-2
4,58*10-2
0
5,00*10-4
9,03*10-6
-
-
0
-
-
Partiklar
0
6,86*10
-5
4,56*10-6
2,64*10-3
0
1,88*10-2
1,69*10-2
Bly, Pb
5,33*10-7
0
8,67*10-7
9,72*10-7
Kadmium, Cd
3,64*10-8
0
5,33*10-8
2,50*10-8
Kvicksilver, Hg
2,28*10-9
5,65*10-15
2,55*10-8
5,00*10-10
Koppar, Cu
3,01*10-7
0
7,05*10-7
6,39*10-7
Krom, Cr
2,70*10-7
0
2,44*10-7
1,53*10-7
Nickel, Ni
1,19*10-7
0
8,20*10-7
1,00*10-7
2,13*10-6
2,28*10-6
HC (NMVOC)
CO2
3,86*10
2,69
-3
3,86*10
-3
Zink, Zn
4,64*10-6
0
*
Nedströmsemissioner kommer från deponering av aska
Bilaga 1. Sid. 45
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.9. Emissioner till luft för produktion av elektricitet från
kärnkraft och olja, g/MJ
El från kärnkraft
g/MJ
Utvinning Användning
El från olja
g/MJ
Utvinning
Användning
NOx
3,64*10-3
6,11*10-5
5,14*10-2
1,28*10-1
SO2
3,31*10-3
5,86*10-5
2,19*10-2
1,28*10-1
CO
9,36*10-4
9,33*10-6
6,17*10-3
3,83*10-2
0
-
0
-
Partiklar
-4
HC (NMVOC)
2,36*10
CO2
6,39*10-1
1,45*10
-5
1,01*10
2,00*10-2
-1
8,92
-7
1,13*10-2
189,44
-6
1,23*10-5
Bly, Pb
0
8,18*10
Kadmium, Cd
0
6,86*10-8
2,26*10-6
2,0*10-8
Kvicksilver, Hg
0
2,67*10-8
2,75*10-7
3,5*10-9
Koppar, Cu
0
1,94*10-6
0
2,13*10-5
Krom, Cr
0
2,14*10-7
2,22*10-6
7,5*10-6
Nickel, Ni
0
1,56*10-6
1,06*10-4
1,05*10-3
Zink, Zn
0
3,83*10-6
0
3,75*10-5
9,23*10
Tabell 1.4.10. Tungmetallemission till vatten under överskådlig tid för produktion av
elektricitet, g/MJ
El från biomassa
El från olja
g/MJ
Användning
El från kärnkraft
g/MJ
Användning
El från vind
g/MJ
Användning
Nedströms*
El från
vattenkraft
g/MJ
Användning
0
8,81*10-9
4,68*10-6
0
1,07*10-4
2,55*10-5
8,68*10-8
9,04*10-9
3,11*10-8
0
5,36*10-7
3,68*10-6
0
5,65*10-10
2,16*10-10
0
2,37*10-9
0
Koppar, Cu
0
1,24*10
-8
-6
0
3,14*10
-6
1,61*10-5
Krom, Cr
0
8,89*10-8
3,89*10-6
0
9,55*10-6
4,88*10-5
Nickel, Ni
0
1,96*10-9
1,94*10-6
0
4,92*10-6
1,98*10-5
Zink, Zn
0
1,05*10-7
5,02*10-6
*
Nedströmsemissioner kommer från deponering av aska
0
1,49*10-5
5,50*10-5
Bly, Pb
Kadmium, Cd
Kvicksilver, Hg
1,80*10
Bilaga 1. Sid. 46
g/MJ
Utvinning
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.11. Tungmetallemission till vatten under återstående tid
för produktion av elektricitet, kg/MJ (från deponering av aska)
El från biomassa
kg/MJ
Nedströms
El från kol
kg/MJ
Nedströms
Bly, Pb
4,41*10-8
3,21*10-7
Kadmium, Cd
3,00*10-9
5,68*10-10
Kvicksilver, Hg
2,15*10-11
1,49*10-9
Koppar, Cu
2,48*10-8
3,41*10-7
Krom, Cr
2,21*10-8
2,51*10-7
Nickel, Ni
9,79*10-8
2,83*10-7
Zink, Zn
3,83*10-7
4,1*10-7
4.2
Fjärrvärme
Generering av fjärrvärme kan ske på flera sätt. Här anges data för värmeproduktion
genom förbränning av biobränsle och olja.
4.2.1
Biobränsle
Data för biobränsleeldad fjärrvärme har erhållits från Vattenfall (1996).
Värmegenerering från biobränsle antas ske i ett kraftvärmeverk med rökgaskondensering eldat med skogsbränsle och med en totalverkningsgrad om 109 % baserat på det
effektiva värmevärdet. Valet av kraftvärmeverk framför värmeverk har egentligen ingen
större betydelse för resultatet. Typ och funktion hos rökgasreningen är den faktor som
påverkar slutresultatet. Uppströmsflöden som uttag av skogsråvara, bränsleförädling
och transport är inräknade. Nedströmsflöden under driftskedet såsom emissioner från
deponering av aska ingår inte. I Tabell 1.4.12 och 1.4.13 visas resursförbrukning och
emissionsfaktorer för fjärrvärmeproduktion från biobränsle.
Tabell 1.4.12.
Resursförbrukning för produktion av fjärrvärme
(MJ nyttig energi) från skogsbränsle i kraftvärmeverk
Energiresurs
Utvinning
MJ/MJ
Användning
MJ/MJ
Summa
MJ/MJ
Vattenkraft
-
7,46*10-6
7,46*10-6
Biobränsle
-
6,72*10-7
6,72*10-7
Kärnkraft
-
6,21*10-6
6,21*10-6
Naturgas
-
4,81*10-5
4,81*10-5
Olja
3,53*10-2
5,67*10-5
3,54*10-2
Kol
-
1,71*10-4
1,71*10-4
Förnybar
Icke förnybar
Bilaga 1. Sid. 47
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Luftemissionerna från kraftvärmeverket allokeras lika per MJ för elektricitet och värme.
Koldioxiden som släpps ut under drift av kraftvärmeverket (användning) är till största
delen biogen koldioxid vilken - med tanke på biobränslets kretslopp - inte beaktas i utvärderingen av miljöeffekter.
Tabell 1.4.13.
Emissionsfaktorer för produktion av fjärrvärme (i MJ
nyttig energi) från skogsbränsle i kraftvärmeverk - emissioner till luft
Emission till luft
NOx
Utvinning
g/MJ
Användning
g/MJ
Nedströms*
g/MJ
Summa
g/MJ
4,22*10-2
5,03*10-2
-
9,25*10-2
-3
-3
-
1,16*10-2
SO2
2,41*10
9,17*10
CO
1,33*10-2
4,58*10-2
-
5,92*10-2
HC (VOC)
3,86*10-3
2,92*10-5
-
3,89*10-3
CO2 fossil
2,69
2,64*10-2
-
2,71
CO2 biogen
0
92
-
92
-3
4,59*10-3
CH4
-
4,59*10
NH3/NH4 –N
-
1,83*10-3
1,83*10-3
N 2O
-
9,17*10-3
9,17*10-3
Bly, Pb
2,53*10-8
5,33*10-7
0
5,58*10-7
Kadmium, Cd
2,53*10-9
3,65*10-8
0
3,90*10-8
Kvicksilver, Hg
1,03*10-7
2,28*10-9
5,65*10-10
1,06*10-7
Koppar, Cu
2,53*10-8
3,01*10-7
0
3,26*10-7
Krom, Cr
1,27*10-8
2,69*10-7
0
2,82*10-7
Nickel, Ni
1,90*10-8
1,19*10-8
0
3,09*10-8
Zink, Zn
1,27*10-7
4,64*10-6
0
*
Nedströmsemissioner avser emissioner från deponering av aska
4,77*10-6
Tabell 1.4.14.
Emissionsfaktorer för produktion av fjärrvärme (i MJ
nyttig energi) från skogsbränsle i kraftvärmeverk - emissioner till vatten.
Emission till
vatten
Utvinning
g/MJ
Användning
g/MJ
Nedströms*
g/MJ
Summa g/MJ
0
0
8,81*10-9
8,81*10-9
8,68*10-11
0
9,04*10-9
9,13*10-9
Kvicksilver, Hg
0
0
5,65*10-10
5,65*10-10
Koppar, Cu
0
0
1,24*10-8
1,24*10-8
Krom, Cr
0
0
8,89*10-8
8,89*10-8
Nickel, Ni
0
0
1,96*10-9
1,96*10-9
Bly, Pb
Kadmium, Cd
Zink, Zn
0
0
1,05*10-7
*
Nedströmsemissioner avser emissioner från deponering av aska
Bilaga 1. Sid. 48
1,05*10-7
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.2.2
IVL-rapport B1462
Olja
Data för utvinning av olja kommer från Uppenberg (1999) som bygger sin rekommendation på Vattenfall (1996). Emissionsdata för förbränning av olja kommer från Andersson (1999) och är uppmätta data från fjärrvärmeproduktion med lättolja i Högdalenverket (verkningsgrad 90 %) i Stockholm. Dessa data saknade dock uppgift om emissioner av kolmonoxid (CO) och flyktiga organiska föreningar (VOC). Därför har en
komplettering för dessa emissioner gjorts från Brännström-Norberg (1996) för oljekondenskraftverk (verkningsgrad 40 %) med justering av verkningsgraden. Samma förfarande har använts för energiresursförbrukning.
Tabell 1.4.15. Resursförbrukning för produktion av fjärrvärme från olja i värmeverk
Energiresurs
Utvinning MJ/MJ
Användning MJ/MJ
Summa MJ/MJ
Vattenkraft
1,60*10-3
2,11*10-5
1,62*10-3
Biobränsle
6,67*10-8
1,91*10-6
1,98*10-6
Kärnkraft
5,82*10-7
1,66*10-5
1,72*10-5
Naturgas
1,04*10-2
1,68*10-5
1,04*10-2
Olja
4,24*10-2
3,57*10-5
4,24*10-2
Kol
9,33*10-5
3,75*10-5
1,31*10-4
Förnybar
Icke förnybar
Tabell 1.4.16. Emissionsfaktorer för produktion av fjärrvärme från olja i
värmeverk - emissioner till luft
Emission till luft
Utvinning kg/MJ
-5
Användning kg/MJ
8,25*10
Summa kg/MJ
-5
1,05*10-4
NOx
2,28*10
SO2
9,73*10-6
5,21*10-5
6,18*10-5
CO
2,74*10-6
1,7*10-5
1,97*10-5
HC (VOC)
4,49*10-5
5,02*10-6
4,99*10-5
CO2 fossil
3,96*10-3
84,43*10-3
8,84*10-2
CO2 biologisk
0
0
0
N 2O
-
-
-
Bly, Pb
0
5,44*10-9
5,44*10-9
Kadmium, Cd
0
8,89*10-12
8,89*10-12
Kvicksilver, Hg
0
1,56*10-12
1,56*10-12
Koppar, Cu
0
9,44*10-9
9,44*10-9
Krom, Cr
0
3,33*10-9
3,33*10-9
Nickel, Ni
0
4,67*10-7
4,67*10-7
Zink, Zn
0
1,67*10-8
1,67*10-8
Bilaga 1. Sid. 49
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.17.
Emissionsfaktorer för produktion av fjärrvärme från olja
i värmeverk - emissioner till vatten
Emission till vatten
Utvinning
kg/MJ
Användning
kg/MJ
Summa
kg/MJ
Bly, Pb
1,13*10-8
0
1,13*10-8
Kadmium, Cd
1,63*10-9
0
1,63*10-9
0
Kvicksilver, Hg
0
0
Koppar, Cu
7,13*10
-9
0
7,13*10-9
Krom, Cr
2,17*10-8
0
2,17*10-8
Nickel, Ni
8,80*10-9
0
8,80*10-9
Zink, Zn
2,44*10-8
0
2,44*10-8
Tabell 1.4.18Vattenemissioner av tungmetaller under återstående tid,
kg/MJ (från deponering av aska)
Biomassa
kg/MJ
Nedströms*
Kol
kg/MJ
nedströms*
Bly, Pb
4,41*10-8
3,21*10-7
Kadmium, Cd
3,00*10-9
5,68*10-10
Kvicksilver, Hg
2,15*10-11
1,49*10-9
Koppar, Cu
2,48*10-8
3,41*10-7
Krom, Cr
2,21*10-8
2,51*10-7
Nickel, Ni
9,79*10-8
2,83*10-7
Zink, Zn
3,82*10-7
4,1*10-7
*
Nedströmsemissioner avser emissioner från deponering av aska
4.3
Drivmedel
Biogasen kan användas till att driva bussar i linjetrafik eller till personbilar. De alternativa bränslena i dessa båda fall är diesel för bussar och bensin (95 oktan) för personbilarna. De funktionella enheterna är ett visst antal körda kilometer per år med buss och
ett visst antal körda kilometer per år med personbil. Modellen tar hänsyn till att förbränning av biogas sker med en annan verkningsgrad än för diesel och bensin. Bussar drivna
på biogas antas förbruka 12 % mer energi än motsvarande buss driven på diesel. En personbil med biogasmotor förbrukar 57 % mer energi än motsvarande bensindrivna bil.
För att de använda data skall vara så jämförbara som möjligt har samma referens använts för biogasdrift av buss och bil, dieseldrift av buss och bensindrift av bil. Referensen är en sammanställning gjord på uppdrag av KFB, Kommunikations-forskningsberedningen (Egebäck et al 1997a). För produktion av diesel och bensin används data
sammanställda av Uppenberg (1999), som för båda drivmedlen bygger på Blinge
(1997). I Uppenberg (1999) framgår inte energiåtgången för produktion och distribution
av bensin och diesel. Dessa data har extraherats ur bilaga 1 och 3 till Blinge (1997). Den
Bilaga 1. Sid. 50
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
el som åtgår i produktionen härrör från raffineringsprocessen och en svensk medelelmix
har använts, se bilaga 1 i Blinge (1997). Elförbrukningen är mycket liten i förhållande
till övrig energiförbrukning i framställningen av drivmedlen.
4.3.1
Dieselolja och bussar
Utvinning av dieselolja har en resursförbrukning enligt Tabell 1.4.19.
Tabell 1.4.19.
Energiresurs
Resursförbrukning för produktion av dieselolja
Resursförbrukning för utvinning MJ/MJ
Förnybar
Vattenkraft
1,51*10-3
Biobränsle
8*10-5
Icke förnybar
Kärnkraft
1,37*10-3
Naturgas
9,64*10-3
Olja
3,63*10-2
Kol
1,2*10-4
Utvinning av dieselolja och bussar som drivs med dieselolja ger emissioner enligt
Tabell 1.4.20. En buss drar 0,34 l diesel per km och dieseloljan har ett energiinnehåll
om 42,8 MJ/kg och en densitet av 830 kg/m3 (Uppenberg 1999). Det ger en
bränsleförbrukning av 12,1 MJ/km. Data i Egebäck et al (1997a) är givna per km; här är
data omräknade per MJ diesel.
Bilaga 1. Sid. 51
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.20.
Emissionsfaktorer för framställning av dieselolja och
för dieseldrift av bussar, luft
Emission till luft
Utvinning kg/MJ
-5
Användning kg/MJ
Summa kg/MJ
8,31*10-4
NOx
3,1*10
SO2
1,9*10-5
3,61*10-5
5,51*10-5
CO
2*10-6
1,6*10-4
1,62*10-4
HC (VOC)
3,5*10-5
5,95*10-5
9,45*10-5
CO2 fossil
3,5*10-3
0,087
0,0905
-
2*10-6
CH4
2*10
N 20
0
Partiklar
1*10
-6
8*10
-4
-6
1,65*10
0
-5
1,75*10-5
-
3,2*10-9
3,2*10-9
Bly, Pb
3,68*10-9
0
3,68*10-9
Kadmium, Cd
9,0*10-10
2,3*10-10
1,13*10-9
Kvicksilver, Hg
1,10*10-10
0
1,10*10-10
0
4*10-8
4,00*10-8
Krom, Cr
8,86*10-10
1,2*10-9
8,86*10-10
Nickel, Ni
4,22*10-8
1,6*10-9
4,22*10-8
0
2,3*10-8
2,30*10-8
PAH
Koppar, Cu
Zink, Zn
Bilaga 1. Sid. 52
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.21.
Emissionsfaktorer
till
vatten
för
framställning av dieselolja och för dieseldrift av bussar
Emission till vatten
Utvinning kg/MJ
Bly, Pb
1,02*10-8
Kadmium, Cd
1,40*10-9
Kvicksilver, Hg
0
Koppar, Cu
6,41*10-9
Krom, Cr
1,95*10-8
Nickel, Ni
7,90*10-9
Zink, Zn
2,19*10-8
4.3.2
Bensin och personbilar
Framställning av bensin ger upphov till resursförbrukning enligt Tabell 1.4.22 och emissioner från bensindrivna personbilar återfinns i Tabell 1.4.23.
Tabell 1.4.22.
Energiresurs
Resursförbrukning för produktion av bensin, 95 oktan
Resursförbrukning vid utvinning
MJ/MJ
Förnybar
Vattenkraft
2,09*10-3
Biobränsle
1,2*10-4
Icke förnybar
Kärnkraft
1,9*10-3
Naturgas
9,66*10-3
Olja
6,66*10-2
Kol
1,7*10-4
En bil drar 0,103 l bensin per km och bensinen har ett energiinnehåll om 42,8 MJ/kg
och en densitet av 730 kg/m3 (Uppenberg 1999). Det ger en bränsleförbrukning av 3,2
MJ/km. Data i Egebäck et al (1997a) är givna per km; här är data omräknade per MJ
bensin.
Bilaga 1. Sid. 53
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.23.
Emissionsfaktorer för bensindrift av bilar,
inkl. emissioner från utvinning och framställning
Emission till luft
Utvinning
kg/MJ
Användning
kg/MJ
Summa
kg/MJ
NOx
3,3*10-5
8,05*10-5
1,1*10-4
SO2
2,1*10-5
-
2,1*10-5
CO
2*10-6
1,13*10-3
1,13*10-3
HC (VOC)
4,3*10-5
2,7*10-4
3,1*10-4
CO2 fossil
5,3*10-3
0,077
0,0823
0
-
0
Partiklar
1*10-6
4,02*10-6
4,02*10-3
CH4
2*10-6
-
2*10-6
Bly, Pb
0
0
0
Kadmium, Cd
0
2,3*10-10
2,3*10-10
Kvicksilver, Hg
0
0
0
N 20
-8
4*10-8
Koppar, Cu
0
4*10
Krom, Cr
0
1,2*10-9
1,2*10-9
Nickel, Ni
0
1,6*10-9
1,6*10-9
Zink, Zn
0
2,3*10-8
2,3*10-8
4.4
Handelsgödsel
Uppgifterna för produktion av handelsgödsel har hämtats från Patyk (1996). Förbrukning av lignit har beräknats som kol.
I Tabell 1.4.24, 1.4.25 och 1.4.26 ges resursåtgång och emissionsfaktorer för produktion
av kvävegödsel och fosforgödsel.
Tabell 1.4.24. Resursåtgång för framställning av handelsgödsel.
Energiresurs
Kvävegödsel
MJ/kg
Fosforgödsel
MJ/kg
Summa MJ/kg
Vattenkraft
0,11
0,48
0,59
Biobränsle
0
0
0
Kärnkraft
0,62
3,73
4,35
Naturgas
35,30
8,31
43,61
Olja
5,74
15,30
21,04
Kol
5,35
8,31
13,66
Förnybar
Icke förnybar
Bilaga 1. Sid. 54
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.4.25.
Emission till luft
Emissionsfaktorer för handelsgödselproduktion.
Kvävegödsel
g/ kg
Fosforgödsel
g/ kg
Summa
g/ kg
NOx
3,50
4,13
7,63
SO2
3,59
22,9
21,49
CO
0
1,95
1,95
HC (VOC)
6,99
3,87
10,86
CO2 fossil
2 760
2 480
5 240
0
0
0
6,69
3,25
CO2 biologisk
CH4
N 2O
6,13
-3
9,94
8,74*10
-2
6,22
9,30*10
-4
2,35*10-3
Bly, Pb
1,42*10
Kadmium, Cd
2,34*10-4
4,46*10-4
6,80*10-4
Kvicksilver, Hg
1,55*10-5
6,82*10-5
8,37*10-5
Koppar, Cu
1,69*10-3
1,10*10-3
2,79*10-3
Krom, Cr
1,93*10-3
2,10*10-4
2,14*10-3
Nickel, Ni
5,84*10-3
9,92*10-3
1,58*10-2
Zink, Zn
1,88*10-3
9,88*10-4
2,87*10-3
Tabell 1.4.26.
Emission till vatten
Emissionsfaktorer för handelsgödselproduktion.
Kvävegödsel
g/ kg
Fosforgödsel
g/ kg
Summa
g/ kg
Bly, Pb
0
1,50*10-2
1,50*10-2
Kadmium, Cd
0
5,00*10-3
5,0*10-3
Kvicksilver, Hg
0
1,90*10-3
1,90*10-3
Koppar, Cu
0
1,51*10-1
1,51*10-1
Krom, Cr
0
1,77
1,77
Nickel, Ni
0
2,12*10
Zink, Zn
0
1,19
-1
2,12*10-1
Bilaga 1. Sid. 55
1,19
IVL-rapport B1462
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.5
Plastgranuler
Data för nyproduktion av plast är delvis uppdaterad jämfört med Sundqvist et al
(1999b-d). Uppdateringarna redovisas i det följande.
Data för jungfrulig produktion av plast är hämtade från APME’s ekoprofil (Boustead,
1999) och avser produktion av ett kg plastgranulat av LDPE och HDPE. Nyproduktionen av respektive material motsvarar återvinningen av respektive material (Carlsson,
2002). I tabellerna nedan presenteras använda data för resursförbrukning, se Tabell
1.4.27, den europeiska elmixen som har använts se Tabell 1.4.28, samt de emissioner
som uppkommer till luft och vatten, se Tabell 1.4.29. Vad gäller data för tungmetaller
har data från APME kompletterats med data från SAEFL (1998).
Tabell 1.4.27.
Resurs
Resursförbrukning för jungfrulig produktion av plast (Boustead 1999)
HDPE
MJ/kg
LDPE
MJ/kg
El
8,3
10,4
Olja
49,4
31,1
Naturgas
22,3
39,0
Totalt
79,9
80,6
Tabell 1.4.28.
Europeisk elmix
Elmix för jungfrulig produktion av plast (Boustead, 1999)
HDPE
LDPE
MJ/kg
MJ/kg
Kol
2,43
2,61
Olja
0,16
0,25
Gas
1,50
3,03
Vattenkraft
0,96
1,17
Kärnkraft
3,17
3,30
Biobränsle
0,03
0,07
Totalt
8,25
10,43
Bilaga 1. Sid. 56
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.4.29.
LDPE
IVL-rapport B1462
Luft- och vattenemissioner från jungfrulig produktion av HDPE och
HDPE
Emissioner
till luft
kg/ kg
Emissioner till
vatten
kg/ kg
LDPE
Emissioner till
luft
kg/ kg
Emissioner till
vatten
kg/ kg
CO2
1,7
-
1,9
-
1)
CH4
5,70E-03
-
5,80E-03
-
1)
VOC
5,90E-03
5,10E-05
6,80E-03
4,50E-05
1)
CO
8,20E-04
-
1,10E-03
-
1)
NH3-N
-
6,22E-06
-
8,56E-06
1)
NOx-N
3,30E-03
-
2,92E-03
-
1)
NO3-N
-
1,35E-05
-
1,19E-05
1)
Other N
-
8,00E-06
-
2,00E-06
1)
Partiklar
2,90E-03
2,10E-03
2,00E-03
2,20E-04
1)
SOx-S
7,00E-03
-
4,15E-03
-
1)
Bly, Pb
6,80E-08
6,10E-07
6,80E-08
6,10E-07
2)
Kadmium, Cd
1,30E-08
2,10E-08
1,30E-08
2,10E-08
2)
Kvicksilver, Hg
3,00E-08
1,70E-09
3,00E-08
1,70E-09
2)
Koppar, Cu
-
5,10E-07
-
5,10E-07
2)
Krom, Cr
-
1,10E-06
-
1,10E-06
2)
Nickel, Ni
7,20E-07
5,30E-07
7,20E-07
5,30E-07
2)
Zink, Zn
3,10E-07
1,40E-06
3,10E-07
1,40E-06
2)
BOD
-
1,50E-04
-
1,30E-04
1)
COD
-
2,00E-04
-
4,70E-04
1)
AOX
-
-
-
-
1)
Fenoler
-
4,00E-06
-
3,00E-06
1)
S-tot
-
2,13E-05
-
3,90E-05
1)
P-tot
-
4,36E-07
-
1,74E-06
1)
N-tot
3,30E-03
2,77E-05
2,92E-03
2,25E-05
1)
1) Boustead (1999)
2) Sundqvist et al (1999)
Bilaga 1. Sid. 57
Källa
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.6
Kartong
Modellen består av skogsbruk och avverkning, transport av biomassa samt kartongtillverkning. Den studerade kartongen är en klorfri falskartong, vilken är en kartongkvalitet som kan anses jämförlig med den återvunna kartongen.
För skogsbruk och avverkning har data hämtats från databasen KCL DataMaster (KCL
1997), sammanställda av KCL (Finnish Pulp and Paper Research Institute). Data inkluderar mängd tillförd näringsämne och emissioner till vatten från näringsämnen under
odlingen. Uppdrivning av plantor samt utkörning på hygge är ej inkluderat.
Transportdata kommer från transportmodellen i ORWARE-modellen. Transportavståndet mellan avverkning och kartongproduktion har uppskattats till 150 km.
Data för kartongprocessen är hämtade från KCL DataMaster och inkluderar aktiviteter
som trähantering på bruket, mekanisk massatillverkning, kemisk massatillverkning,
pappersmaskin, värmeproduktion samt en aktiv slamanläggning.
Energiåtgång i kartongproduktionskedjan framgår av Tabell 1.4.29.
Tabell 1.4.29. Energiförbrukning vid produktion av jungfrulig kartong
Energislag
MJ/kg kartong
Elektricitet
6,38
Olja
6,24
Biomassaåtgången räknas i MJ, och är beräknade utifrån sammansättningen på biomassadelen av kartongen, enligt Tabell 1.2.1, vilket ger 15,17 MJ/kg kartong. Vi räknar därmed bara på den del av biomassan som verkligen blir kartong, dvs avverkningsrester etc
antas tas om hand för annat ändamål.
Emissionsfaktorer redovisas i Tabell 1.4.30.
Bilaga 1. Sid. 58
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.4.30.
Emissionsfaktorer vid produktion av jungfrulig kartong
Emission till
luft
Total
kg/kg
CO2
Användning
kg/kg
Nedströms*
kg/kg
Total
kg/kg
-
-
-
1,10*10
-
-
-
VOC
2,90*10
-4
-
-
-
PAH
5,70*10-10
-
-
1,50*10-9
CO
4,50*10-4
-
-
-
0,80*10
-3
-
-
-
0,80*10
-3
-
-
-
N2O-N
2,30*10
-6
-
-
-
SOx-S
1,20*10-3
-
-
-
BOD
-
-
-
1,80*10-3
COD
-
-
-
2,90*10-2
Fenoler
-
-
-
9,20*10-8
S-tot
-
-
-
6,10*10-8
N-tot
-
-
-
4,10*10-4
P-tot
-
-
-
3,90*10-5
SÄ
-
-
-
4,60*10-3
Bly, Pb
0
1,44*10-7
4,17*10-10
1,44*10-7
Kadmium, Cd
0
6,09*10-8
2,40*10-10
6,11*10-8
1,56*10-12
0
1,56*10-12
1,56*10-12
Koppar, Cu
0
1,25*10-7
1,17*10-8
1,37*10-7
Krom, Cr
0
1,08*10-7
7,73*10-9
1,16*10-7
Nickel, Ni
0
2,16*10-7
4,14*10-9
2,20*10-7
NOx-N
Partiklar
Kvicksilver, Hg
0,51
Emission till vatten
-6
CH4
IVL-rapport B1462
Zink, Zn
0
3,60*10-6
1,02*10-7
3,70*10-6
*
Nedströmsemissioner avser emissioner från deponerat avfall från produktionen
Skogsbruk och transporter står för en ytterst liten del av den totala resursåtgången och
emissionerna. Av oljan åtgår ca 3 % vardera i skogsbruk och transport, resterande
mängd hänförs till kartongproduktionen.
I referensen anges också kemikalieförbrukning och avfallsgenerering från kartongtillverkningskedjan. Dessa används inte i modellen men presenteras i Tabell 1.4.31.
Bilaga 1. Sid. 59
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.4.31.
Kemikalieförbrukning och avfallsgenerering i
kartongtillverkningsprocessen
Kemikalie
Mängd
kg/kg kartong
Kemikalier
Kemikalie
avfall
resp
Mängd
kg/kg kartong
N-kemikalie
2,7*10-4
CaO
2,0*10-3
O2 kemikalie
3,3-*103
EDTA
1,3*10-3
O3 kemikalie
1,4*10-3
H 2O 2
8,2*10-3
NaOH
1,5*10-2
H2SO4
8,0*10-3
Avfall
-4
MgSO4
8,0*10
Näringsämne
3,04*10-3
Sågkedjeolja
3,2*10-4
Hydraulolja
9,9*10-5
Industriellt avfall
4,8*10-2
4.7
Ekonomimodellen
För produktion av el, fjärrvärme, gödselmedel, drivmedel, kartong och plast finns kostnader ansatta enligt Tabell 1.4.32.
Tabell 1.4.32.
Kostnader för produktion i det kompletterande systemet
Produkt
Kostnad
Referens
Handelsgödsel, kväve
6,9 kr/kg
(Odal, dec –99)
Handelsgödsel, fosfor
11,3 kr/kg
(Odal, dec –99)
HDPE-plast
0 kr/kg
(enligt resonemang under 3.12.14
Plaståtervinning)
Kartong
0 kr/kg
(enligt resonemang under 3.12.15
Kartongåtervinning)
Intäkt fjärrvärme producerad i systemet
0,042 kr/MJ
(Energiläget i Sverige 2000)
Kostnad värmeförbrukning
0,089 kr/MJ
(Energiläget i Sverige 2000)
Intäkt elproduktion
0,039 kr/MJ
(Energiläget i Sverige 2000)
Kostnad elförbrukning
0,106 kr/MJ
(Energiläget i Sverige 2000)
Bilaga 1. Sid. 60
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
5.
IVL-rapport B1462
Viktningsfaktorer
5.1
Karaktäriseringsfaktorer
De miljöpåverkanskategorier som används för att utvärdera utdata från ORWAREmodellen med avseende på miljö är växthuseffekt, försurning, eutrofiering och fotooxidantbildning. Utöver dessa studeras energi- och resursåtgång i form av primära
energibärare och metallflöden, men dessa aggregeras ej med hjälp av karaktäriseringsfaktorer. Toxiska ämnen har aggregerats med hjälp av karaktäriseringsfaktorer, men
dessa resultat redovisas enbart kvalitativt i rapporten.
De använda karaktäriseringsfaktorerna som presenteras i Tabell 1.5.1 är
rekommenderade som bästa val i de produktspecifika utgångspunkterna för certifierade
miljövarudeklarationer för bränslen (Uppenberg & Lindfors, 1999). Detta är en
sammanställning av bästa val av tillgängliga karaktäriseringsfaktorer, gjord 1999. De
använda karakteriseringsfaktorerna för human- och ekotoxicitet presenteras i Tabell
1.5.2.
Tabell 1.5.1. Karaktäriseringsfaktorer för växthuseffekt, försurning, övergödning samt
fotooxidantbildning (VOC).
Växthuseffekt
kg CO2-ekvivalenter/
kg emission
CO2 (fossilt) (luft)
0,7
6
Fotooxidantbildning (VOC)
kg eten-ekvivalenter/ kg emission
310
SO2 (luft)
CH4 (luft)
Eutrofiering
(max**)
kg O2-förbrukning/ kg
emission
1
NOX (luft)
N2O (luft)
Försurning
(max*)
kg SO2ekvivalenter/ kg
emission
1
21
0,006
CO (luft)
0,03
VOC förutom CH4 (luft)
0,416
NH3 (luft)
1,88
HCl (luft)
0,88
16
NH4 (vatten)
15
NO3 (vatten)
4,4
COD (vatten)
1
P (luft och vatten)
140
*
För försurning presenteras enbart maxscenarier enligt karaktärisringsfaktorerna ovan, d.v.s. att kvävet räknas som maximalt försurande.
*
För eutrofiering presenteras enbart maxscenarier enligt karaktärisringsfaktorerna ovan, d.v.s. att
kvävet räknas som maximalt eutrofierande
Bilaga 1. Sid. 61
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
För eutrofiering har dessutom en aggregering gjort avseende terrestriär eutrofiering,
baserat på platsberoende karaktäriseringsfaktorer framtagna i Hauschild et al (2002).
Dessa karaktäriseringsfaktorer för Sverige är 70 för NH3 och 12 för NOX, i enheten 0,01
m2 UES/gram, där UES står för unprotected ecosystem.
För försurning har också en platsberoende metod för Sverige använts, presenterad i
Hauschild et al (2002). De använda karakteriseringsfaktorerna för Sverige är (i enheten
0,01m2 UES/g) 17,68 för NH3, 3,03 för NOX, 13,82 för SOX och 32,6 för HCl.
För de två platsberoende karaktäriseringarna ovan har alla emissioner antagits ske i
Sverige, även om så inte är fallet.
Toxicitetspotentialer beräknade med hjälp av USES-LCA (Huijbregts 1999) har använts
för att aggregera human- och ekotoxiska emissioner. Karakteriseringsfaktorerna i Tabell
1.5.2 är hämtade från CML (2001), version 2.2. Toxicitetspotentialer är beräknade för
inverkan av emissioner till luft, färskvatten, havsvatten, jordbruksmark och industriell
mark för ett flertal ämnen. I våra beräkningar använder vi faktorerna för luft, färskvatten
och jordbruksmark.
Bilaga 1. Sid. 62
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 1.5.2. Karaktäriseringsfaktorer för toxiska ämnen
Human toxicitet
kg 1,4-diklorbensen-ekvivalenter
Cd (luft)
Cr (luft)
Cu (luft)
Pb (luft)
Ni (luft)
Hg (luft)
Zn (luft)
Dioxiner (luft)
Partiklar (luft)
CHX (luft)
SO2 (luft)
NOx (luft)
VOC (luft)
NH3 (luft)
HCl (luft)
Fenol (luft)
PAH (luft)
Cd (vatten)
Cr (vatten)
Cu (vatten)
Pb (vatten)
Ni (vatten)
Hg (vatten)
Zn (vatten)
Dioxiner (vatten)
VOC (vatten)
Fenol (vatten)
PAH (vatten)
AOX (vatten)
CHX (vatten)
Cd (mark)
Cr (mark)
Cu (mark)
Pb (mark)
Ni (mark)
Hg (mark)
Zn (mark)
1,5*105
3,4*106
4,3*103
4,7*102
3,5*104
6*103
1*102
1,9*109
8,2
7,9*104
9,6*10-2
1,25
1,9*103
0,1
0,5
5,2*10-1
5,7*105
23
3,4
1,3
12
3,3*102
1,4*103
0,58
8,6*108
1,8*103
4,9*10-2
2,8*105
8*104
8*104
2*104
8,5*103
94
3,3*103
2,7*103
5,9*103
64
Ekotoxicitet,
(akvatisk)
kg 1,4-diklorbensen-ekvivalenter
Ekotoxicitet,
(sediment)
kg 1,4-diklorbensenekvivalenter
Ekotoxicitet,
(terrestriär)
kg 1,4-diklorbensen-ekvivalenter
2,9*102
7,7
2,2*102
2,4
6,3*102
3,2*102
18
2,1*106
7,4*102
20
5,6*102
6,2
1,6*103
8,1*102
46
6,8*106
8,1*101
3*103
7
16
1,2*102
2,8*104
12
1,2*104
46
54
4,2
8,4*10-5
6,4*10-5
1,6*10-5
1,5
1,7*102
1,5*103
28
1,2*103
9,6
3,2*103
1,7*103
92
1,7*108
9,1*10-2
2,4*102
2,8*104
4,5*104
4,5*104
7,8*102
21
5,9*102
6,5
1,7*103
8,5*102
48
0,56
5,6*102
3,9*103
71
2,9*103
25
8,3*103
4,4*103
2,4*102
5,6*108
7*10-2
88
8,9*104
5,2*104
5,2*104
2*103
54
1,5*103
17
4,3*103
2,2*103
1,2*102
3,3*10-3
1
1,4*10-20
2,3*10-19
4,1*10-21
4,8*10-22
1*10-18
9,3*102
2,5*10-21
5,9*102
1,4*10-5
2,5*10-6
2,1*10-3
4
4
1,7*102
6,3*103
14
33
2,4*102
5,6*104
25
Bilaga 1. Sid. 63
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
5.2
Ekonomiska viktningsmetoder
Tre parallella ekonomiska viktningsmetoder används:
1. En dos-responsbaserad metod, kallad ORWARE. De ekonomiska viktningarna
kommer främst från en norsk studie, ECON 1995. Som komplettering till denna
studie har Gren (1993) använts för eutrofieringsvärdering. Dessa värderingar har
sedan applicerats till den karaktäriseringsdata som används i ORWARE-modellen.
2. En metod baserad på svenska skattesatser, kallad EcoTax ’99 (Johansson, 1999).
3. En metod baserad på betalningsvilja, EPS 2000 (Steen, 1999).
De två senare metoderna viktar även resursåtgång. De viktningsfaktorer som används
för ORWARE-modellen finns presenterade i Tabell 1.5.2 och 1.5.3.
Tabell 1.5.2. Ekonomiska viktningar för emissioner, kr/kg
ORWARE
luft
BOD
0
Fossilt CO2
0,4
CH4
8,4
VOC
1,49
PAH
0
CO
0,11
Fenoler
0
PCB
0
NH3/NH4-N
0
N-NOx
54
N-NO3
0
N-N2O
124
S-SOX
34
Fosfor, P
439
Cl
68
Bly, Pb
310 000
Kadmium, Cd 1 123
000
Kvicksilver,
232 000
Hg
Koppar, Cu
0
Krom, Cr
0
Nickel, Ni
0
Zink, Zn
0
Partiklar
0
COD
0
vatten
mark
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
47
0
0
0
0
0
0
0
0
0
439
0
0
0
310 000 310 000
1 123
1 123
000
000
232 000 232 000
0
0
0
0
0
3
0
0
0
0
0
0
EPS
2000
luft
0
0,92
23
18
546 550
2,8
0
0
0
18
0
326
27,8
0
0
24 735
87
EcoTax '99
vatten
0,018
0
0
0
0
0
0
0,00
-3,6
0
0
0
0
0,50
0
0
0
mark
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
46
luft
0
0,40
3,40
121
0
0,6
0
0
46,8
34,5
0
88 000
53,3
0
0
7 800 000
3 730 000
vatten
20
0
0
0
0
0
106
0
54,5
0
15,8
0
0
0
0
96 400
617 000
mark
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
3 700
30 000
522
0
1 649
190 000 000
12 100
74 000
0
170
0
0
306
0
0
0
0
0
0
0,010
0
0
0
0
0
0
3 910 000
599 000
551 000
120 000
31,5
0
20
570
3 380
6,7
0
3,8
1 300
0
3 400
3 100
0
0
Bilaga 1. Sid. 64
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 1.5.3. Ekonomiska viktningar för resursförbrukning, kr/kg
Resursförbrukning
ORWARE
EPS 2000
Biomassa
0
0,34
Råolja
0
4,30
11,70
Kol
0
0,42
0,16
Naturgas
0
9,35
8,83
Bilaga 1. Sid. 65
EcoTax '99
IVL-rapport B1462
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Bilaga 2. Analyser av olika aspekter på
avfallshanteringssystemet
1.
Inledning
Vi har analyserat olika frågeställningar i syfte att undersöka hur robust det tidigare presenterade resultat var, och för att analysera olika aspekter av avfallshanteringen. De
analyser och studier som redovisas i denna bilaga utgår från resultaten i vår förra studie
(Sundqvist et al, 1999a-d). Analyserna har sedan legat till grund för olika modellförändringar, olika känslighetsanalyser och andra analyser som redovisas i kapitel 4 – 6 i
huvudrapporten. De olika frågeställningar som analyserats är:
1.
I vilken utsträckning är det relevant och möjligt att utvidga det studerade systemet
till att omfatta ytterligare processer, däribland olika uppströmsprocesser, t.ex.
hushållens arbete, hushållens transporter av avfall samt byggskedet för
anläggningar.
2
I det första arbetet gjordes vissa antaganden (t.ex. att 1 kg återvunnen plast ersätter
1 kg jungfrulig plast; att tungmetallflödena i det kompletterande systemet är försumbara jämfört med tungmetallflödena i avfallssystemet; m.m.). Går det att eliminera osäkerheterna som antagandena innebär och om inte, hur stor betydelse har
osäkerheterna?
3.
Är det möjligt att identifiera tekniksprång som väsentligt skulle ändra de resultat
som hittills kommit fram eller de slutsatser som hittills dragits?
4.
Hur påverkas beslutsunderlaget om man i ökande utsträckning tar hänsyn till sociala och samhällsvetetenskapliga frågeställningar (olika aktörers värderingar och
attityder, t.ex. hushåll, avfallsföretag, återvinningsföretag, energiföretag, jordbrukare)?
Bilaga 2. Sid. 1
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
2.
IVL-rapport B1462
Miljöpåverkan och energiförbrukning från byggsfasen av
anläggningar
2.1.
Inledning
Syftet med delprojektet var att uppskatta den miljöpåverkan och energiförbrukning som
byggandefasen
eller byggfasen har under livscykeln för olika avfallsbehandlingsanläggningar och motsvarande anläggningar i det kompletterande systemet, och
jämföra med motsvarande påverkan under driftskedet, d.v.s. från själva avfallsbehandlingen.
2.2.
Byggfasen
Byggfasen kan i detta sammanhang delas in i tre olika delar: materialproduktion,
transporter och byggandet. Denna studie begränsas till parametrarna energikonsumtion
och koldioxidutsläpp i samband med dessa faser.
Det finns ett antal sätt som en byggnad förbrukar energi:
!
Uppströmsenergi är den energi som åtgår till produktion av byggnadsmaterial, komponenter och system.
!
Grå energi är energi som används vid distribution och transport av byggnadsmaterial till byggplatsen.
!
Inducerad energi är energin som går åt till konstruktionsarbetet.
!
Driftsenergi är den energi som åtgår till användande och underhåll av byggnad och
utrustning under hela anläggningens livstid.
Byggfasens energikonsumtion består av uppströms-, grå och inducerad energi. När
man beräknar den totala energin kan man även räkna med det energiinnehåll som
inkommande bränsle har.
Då ORWARE även väger in den alternativ framställning av energi (främst fjärrvärme) är
det i ett sådant här sammanhang viktigt att göra motsvarande jämförelse av annan
fjärrvärmeproduktion. Det är i de fall som byggfasens bidrag är väsentligt olika mellan
avfallsförbränning och annan fjärrvärme som en inkludering av byggfasen kan ändra på
tidigare uppnådda resultat.
2.3.
Litteraturstudie
Ett antal olika studier har gjorts av energikonsumtion och emissioner (främst CO2 ) för
byggfasen för olika avfallsbehandlingsanläggningar. Tillgängliga data från Sverige, och
utlandet har använts i denna studie. Tabell 2.2.1 sammanfattar resultat från studier
utförda av Ramponi (2000)21, Vattenfall (1996) och Otoma et al. (1997).
21
Även kalld "the WISARD study".
Bilaga 2. Sid. 2
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.2.1. Energikonsumtion och CO2-utsläpp vid byggfas jämfört med driftfasen.
Förväntad
livstid
(år)
Energiåtgång vid byggfas1
som andel av total (%)
CO2 – utsläpp vid konstruktionsfas som andel
av total (%)
Avfallsförbränning
(Ramponi, 2000)
20
2
8
Avfallsförbränning
(Otoma et al, 1997)
404
0.023
6
Deponering
(Ramponi, 2000)
40
35
16
Kompostering
(Ramponi, 2000)
25
39
87
Rötning
(Ramponi, 2000)
25
0.6
0.7
Förbränning av biobränsle
(Vattenfall, 1996)
154
0.083
3
Förbränning av biobränsle
(Johnson, 2000)
50
-
< 102
Anläggning
Källa
Förbränning av avfall
30
< 102
(Johson,2000)
1. Byggfasens energiförbrukning innefattar uppströms, grå och inducerad energi.
2. Enligt rapporten bidrar byggfasen till < 10 % av anläggningens totala försurningspåverkan, övergödning, växthuseffekt och NOX – utsläpp.
3. Total energiförbrukning innefattar såväl uppströms-, grå, inducerad och driftsenergi som energin i det
bränsle som förbränns i pannan.
4. Vid energi- och koldioxidberäkningar för Otoma och Vattenfallstudierna är en omräkning gjord där
siffrorna redovisas på årsbasis och därmed direkt jämförbara med varandra.
Data för Otoma och Vattenfallstudierna visas även i Figur 2.2.1 och 2.2.2. För att kunna
jämföra data för anläggningarna, som har olika lång beräknad livslängd, har omräkningar gjorts och data presenteras på årsbasis.
Bilaga 2. Sid. 3
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
2500
Driftsfas
Byggfas
Energi användning [TJ/år]
2000
1500
1000
500
0
Avfallsförbränning
Biobränsle
Figur 2.2.1. Energiåtgång för avfallsförbränning och biobränslepanna
80 000
Driftsfas
70 000
Byggfas
60 000
CO2 [ton/år]
50 000
40 000
30 000
20 000
10 000
0
Avfallsförbränning
Biobränsle
Figur 2.2.2. Koldioxidemissioner för avfallsförbränning och biobränslepanna.
Som kan ses i Figur 2.2.1 och 2.2.2 är byggfasens inverkan marginell eftersom den är
väldigt liten i förhållande till driftsfasen.
Det finns dock två fall då byggfasens energiåtgång och emissioner har en signifikant
inverkan:
!
När processen som anläggningen används till inte är energiintensiv.
!
När den använda tekniken är emissionsfri.
Bilaga 2. Sid. 4
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Detta betyder att vid en jämförelse mellan processer som är lågenergiintensiva, t.ex.
mellan kompostering och deponering, kommer byggfasen att få stor inverkan. När
förbränning och materialåtervinning ingår i det studerade systemet kommer energiomsättningen under driftskedet att totalt dominera den totala energiomsättningen
under hela anläggningens drifttid, och då blir byggfasen inte av någon signifikant
betydelse. Dessutom är materialflödet under användningsfasen betydligt större än under
byggfasen.
2.4
Slutsats
Det är inte nödvändigt att inkludera byggfasen i ORWARE-modellen. Detta eftersom en
stor del av allt avfall behandlas i energiintensiva processer, främst förbränning, i de
scenarier som vi studerar. Majoriteten av allt avfall förbränns i alla scenarier, vilket gör
att förbränningens inverkan dominerar över alla andra behandlingstekniker. I studier där
endast energisnåla processer jämförs, t.ex. behandling av organiskt avfall genom kompostering eller deponering utan att förbränning eller fjärrvärmeproduktion är med, kan
det vara befogat att inkludera byggfasen.
Bilaga 2. Sid. 5
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.
IVL-rapport B1462
Hushållens arbete och transporter
3.1.
Inledning
Dagens avfallshantering bygger till stor del på att avfallet sorteras vid källan i olika
kategorier som tas omhand på olika sätt. Så har inte alltid varit fallit. Under större delen
av 1900-talet har avfallet samlats in osorterat (i Stockholm förekom det dock en sortering i 2-3 fraktioner fram till 1927). I mitten på 1970-talet började tidningar sorteras ut
för återvinning. Under 1980-talet började glas sorteras ut för återvinning, samt batterier
och annat farligt avfall för särskilt omhändertagande. Under 1990-talet infördes även
sortering av plastförpackningar, metallförpackningar och kartongförpackningar. Förutom denna utsortering finns även olika pantsystem för glasflaskor, PET-flaskor och
aluminiumburkar. Från 2001 råder även producentansvar på elektriska och elektroniska
produkter (Förordning 2000:208).
Hanteringen av alla dessa avfallsfraktioner berör hushållen i mycket grad. Det är dessa
som ska stå för den grundläggande sorteringen av avfallet, så att det kan samlas in och
återvinnas. I t.ex. förordningen om producentansvar för förpackningar (1997:185) står
det följande om hushållens ansvar för sorteringen av förpackningar: ”Hushåll skall
sortera ut förpackningar frånhushålls avfall och lämna dem för bortforsling i de
insamlingssystem som producenterna tillhandahåller”.
Eftersom hushållen i princip är tvungna att källsortera avfallet har i olika sammanhang
diskuterats omfattningen av det arbete och andra uppoffringar som hushållen gör.
Källsortering tar tid och kräver att utrymmen i bostaden tas i anspråk. Det har också
frågats i vilken omfattning som hushållen använder egen bil för att forsla det källsorterade avfallet till återvinningsstationerna.
3.2.
Syften och mål
Avsikterna med detta delprojekt har varit:
-
få fram underlag för att bättre än tidigare kunna kvantifiera hushållens arbete vad
det gäller källsortering och transporter av hushållsavfall: den tid det tar och vilka
transporter det innebär för hushållet att källsortera
-
kartlägga olika attityder och motiv hushållen har för att källsortera eller inte
källsortera.
-
kartlägga hur hushållen uppfattar informationen från kommun och producenter.
Bilaga 2. Sid. 6
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.3.
Genomförande
3.3.1
Allmänt
IVL-rapport B1462
Detta delprojekt har utförts av Lars Bohlin som ett examensarbete på Avdelningen för
Industriellt Miljöskydd på KTH. Handledare har varit Jan-Olov Sundqvist, IVL och
examinator Lennart Nilsson, KTH. Arbetet har genomförts som en integrerad del i hela
ORWARE-projektet.
Denna studie har genomförts i flera steg. Först gjordes en litteraturstudie som omfattade
dels metoder för attitydundersökningar, dels kartläggning av tidigare relevanta attitydundersökningar. Därefter utarbetades ett första frågeformulär och början till en enkät.
För att sedan se om frågorna förstods och gick att använda, eller om något väsentligt
glömts bort utfördes intervjuer vid en återvinningsstation i Saltsjöbaden. Enkäten testades även i en s.k. pilotstudie. I pilotundersökningen ingick 38 hushåll i en bostadsrättsförening som fick besvara enkäten, 23 svarade.
Efter att pilotundersökningen genomförts ändrades några smärre detaljer i enkäten.
Därefter delades enkäten ut till 1000 hushåll i fyra olika typer av bostadsområden . De
utvalda bostadsområdena var ett radhusområde, bostadsrättsförening, hyreslägenheter
samt ett villaområde.
3.3.2
Undersökta hushåll
De bostadsområden som omfattades av enkäten var:
•
Igelboda, lägenheter i bostadsrättsförening i Nacka, byggt på 1970-talet
•
Fisksätra, lägenheter i hyresrätter i Nacka, området byggt på 1970-talet,
•
Båthöjden/Fågelhöjden, radhusområde i Nacka byggt 1970-80 talet,
•
Lillängen/Storängen, villaområde i Nacka, byggt 1920-40 talet,
I varje område delades 250 enkäter ut.
3.3.3
Undersökningens avgränsningar
Geografiskt har undersökningen avgränsats till Nacka kommun. Vad det gäller olika
avfallsfraktioner har de fraktioner som kan lämnas vid återvinningsstationerna tagits
med.Komposterbart material har heller inte tagits med då det inte finns någon
organiserad insamling för detta i kommunen.
3.3.4
Information Nacka kommun
Alla hushåll har fått skriftlig information om källsortering. Det finns även möjlighet att
hämta eller beställa information från Nacka kommuns hemsida (www.nacka.se ).
Bilaga 2. Sid. 7
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
För enbostadshus kan hushållet själva avgöra när sopkärlet ska tömmas genom att rulla
fram det till vägen, dock med begränsningen av maximalt 35 st tömningar per år. Årsavgiften variera beroende på storlek på rullkärl m.m.
Mängder och insamling av olika avfallstyper i Nacka kommun är enligt Tabell 2.3.1
Tabell 2.3.1. Hushållsavfall i Nacka (kg/inv)
Hushållsavfall totalt
Tidningsinsamlingen
Förpackningsinsamlingen (glas, papper, plast
och metall)
Miljöfarligt avfall
Övrig återvinning (kylmöbler, kompost,
elektronik, lysrör, textil m.m.)
Bränsle (ur hushållsavfall och grovsopor)
Deponering (Kovikstippen)
1997
349,3
60,6
1998
357,3
72,3
21,9
1999
366,3
71,6
20,7
0,6
17,4
0,8
14,1
0,9
16,8
74,7
165,6
75,3
172,8
63,5
192,9
Källa: www.nacka.se/kommun/statistik
Tabell 2.3.2. Insamlingsnivåer av förpackningar (kg/inv)
Glas
Plast
Metall
Wellpapp
Kartong
Nacka
Hela Sverige
16,61
0,3
1,83
36,36
6,33
16,57
5,81
3,47
36,68
7,63
Källa: www.metallkretsen.se
3.3.5
Enkäten
Den enkät som skickades ut visas i Appendix 1 till detta kapitel.
Bilaga 2. Sid. 8
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
3.4.
Resultat av enkätundersökningen.
I det följande presenteras det sammanställda resultatet av enkätundersökningen.
3.4.1
Fördelning av ålder, hushåll och boende
Svarsfrekvensen i olika åldersgrupper
I enkätundersökningen svarade 408, fördelade på 178 män och 217 kvinnor (resterande
uppgav inte kön), se Tabell 2.3.3. Av dessa 408 enkäter var dock 13 stycken ej
tillräckligt ifyllda för att kunna användas. Ytterligare ca 20 svar inkom för sent och har
inte tagits med i utvärderingen av tidsskäl.
Tabell 2.3.3. Åldersfördelning för enkätundersökningen
Ålder
<24
25-34
35-44
45-54
55-64
>65
Totalt
Män
(%)
0
3
15
15
30
37
100
Kvinnor
(%)
1
9
18
18
25
29
100
Totalt
(%)
1
7
16
17
27
32
100
Män
Antal
0
6
26
27
53
66
178
Kvinnor
Antal
3
20
38
40
54
62
217
Totalt
Antal
3
26
64
67
107
128
395
Boende och bostadsområde
Antalen svar från respektive bostadsområde visas i Tabell 2.3.4.
Tabell 2.3.4. Antal svarande i bostadsområdena för enkätundersökningen
Bostadsområde
Svarat antal
Igelboda(Bostadsrättsförening)
91
Fisksätra (Hyresrätter)
61
Båthöjden/Fågelhöjden(Radhus)
129
Lillängen/Storängen(Villaområde)
114
Totalt
395
(Procent av de 1000 utskicken samt 250 till vardera bostadsområde)
Svarat
%
36
24
52
46
40
Det finns stora skillnader mellan de intervjuade i de olika bostadsområdena. Svarsfrekvensen är högst i radhus- och villaområdena och lägst i hyresrättsområdet Fisksätra.
Av åldersgrupperna är det en klar överrepresentation av pensionärer som svarat i de
olika områdena. En stor andel av de svarande har studerat vid universitet eller högskola.
Andelen ensamstående är hög i bostadsrätts- och hyresrättsområdena samt mycket låg i
radhus- och villaområdet.
I tabellerna 3.5 – 3.7 finns hushållsdata för de svarande i de olika bostadsområdena
I samtliga tabeller står N för antalet svarande i respektive område.
Bilaga 2. Sid. 9
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 2.3.5. Åldersfördelning (antal)
Hushållsdata
Ålder
>24
25-34
35-44
45-54
55-64
<65
Igelboda
Fisksätra
(N=61)
Båthöjden/
Fågelhöjden
(N=129)
Lillängen/
Storängen
(N=114)
(N=91)
1
3
3
9
19
56
0
16
15
13
10
7
0
5
18
18
51
37
2
2
28
27
27
28
Tabell 2.3.6. Könsfördelning (antal)
Hushållsdata
Igelboda
Fisksätra
(N=91)
(N=61)
33
58
16
45
Kön
Man
Kvinna
Båthöjden/
Fågelhöjden
(N=129)
69
60
Lillängen/
Storängen
(N=114)
50
64
Tabell 2.3.7. Bakgrundsdata (antal)
Hushållsdata
Studerat vid
universitet/högskola
Född eller uppvuxen
Utomlands
Ensamstående
Gift/Sambo
Hemmavarande barn
(N=61)
33
Båthöjden/
Fågelhöjden
(N=129)
86
Lillängen/
Storängen
(N=114)
77
10
28
22
12
46
45
16
34
27
24
18
111
40
13
101
54
Igelboda
Fisksätra
(N=91)
58
Bilaga 2. Sid. 10
IVL-rapport B1462
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.4.2
IVL-rapport B1462
Vilka hushållssopor sorteras i hushållen?
Vilka avfallskategorier sorteras
De avfallskategorier som har tagits upp är glas, tidningar, plåt och metall, plast, kartong,
batterier och farligt avfall. Vi har ställt samman svaren som till hur mycket som sorteras
av respektive kategori. I Figur 2.3.1 visas hur mycket som anges sorteras i olika
bostadsområden. I Figur 2.3.2 visas hur mycket olika åldersgrupper anger att de
sorterar. En klar majoritet anger att de sorterar och lämnar glas och tidningar samt
batterier och farligt avfall. Däremot sorteras betydligt mindre av de kategorier som
relativt nyligen blivit möjlig för allmänheten att källsortera: metallförpackningar och
plastförpackningar, medan kartongförpackningar intar ett mellanläge. Det bör påpekas
att detta är vad de svarande uppfattar att de källsorterar och därmed inte kontrollerat mot
vad som verkligen samlas in i området.
I Nacka finns ingen insamling av mjukplast. Trots detta har många angett att de sorterar
detta vilket kan tyda på för lite information och vissa oklarheter om vad och hur man
källsorterar.
I Igelbodaområdet har man högsta insamlingsgraden (enligt enkäten) och det är också
området med högst medelålder. Lägst insamlingsgrad har de svarande i Fisksätra uppgett. Av åldersgrupperna är det ingen som urskiljer sig nämnvärt förutom pensionärer
(<65 år) som främst är bättre på att sortera plåt och plast. Den sorteringsgrad som de
svarande har uppgett i denna undersökning skiljer sig inte nämnvärt från andra undersökningar (Konsumentverket, 1997).
100
90
80
70
Procent
60
Total
Fisksätra
Igelboda
Lillängen/Storängen
Båthöjden/Fågelhöjden
50
40
30
20
10
l
ta
vf
al
Fa
rli
g
rie
r
tte
Ba
to
ng
Ka
r
M
ju
kp
la
st
la
st
et
m
oc
h
Pl
åt
Hå
rd
p
al
l
ar
in
g
Ti
dn
G
la
s
0
Figur 2.3.1. Andel som sorteras av olika kategorier, fördelat efter bostadsområder.
Bilaga 2. Sid. 11
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
100
90
80
70
Procent
60
Total
25-34
35-44
45-54
55-64
<65
50
40
30
20
10
Fa
rli
g
ta
vf
al
l
r
Ba
tte
rie
ng
Ka
rto
t
st
pl
as
M
ju
k
oc
h
Pl
åt
H
år
dp
la
m
et
al
l
ga
r
ni
n
Ti
d
G
la
s
0
Figur 2.3.2. Andel som sorteras av olika kategorier, fördelat efter ålder på svarande.
Vad är orsaken till att man inte källsorterar alla hushållssopor
Ett antal olika orsaker kunde kryssas för i enkäten, något eget alternativ fanns dock inte
(se Appendix 1). Resultatet visas i Tabell 2.3.8. De flesta har markerat att de sorterar
allt. Det som sorteras sämst är plåt, hård- och mjukplast samt i viss mån kartong. På
dessa avfallskategorier har 20-30 % markerat att de ej har fått tillräckligt med
information, därefter tycker 13-14 % att man har ont om utrymme för att källsortera och
sedan anger 12-14 % att de tycker att källsorteringen av avfallsfraktionerna plåt och
plast är besvärligt och jobbigt.
Det skiljer sig dock inte mycket från vad totala andelen svarande anser.
Bilaga 2. Sid. 12
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.3.8. Orsaker till att man inte källsorterar alla hushållssopor,(%)
Sorterar Besvärligt
allt
och jobbigt
Glas
Tidningar
Plåt och metall
Hårdplast
Mjukplast
Kartong
Batterier
Farligt avfall
70
84
24
22
11
55
81
77
Ont om Har inte Det är för långt
Vet ej var
Har ej fått Skräpigt på
Σ
utrymme
tid
till återvinnings- återvinnings- information
återsumma
stationen
stationen
om vad och vinningsligger
hur man ska stationen
sortera
8
2
14
13
15
10
5
4
7
4
15
14
14
11
3
2
1
0,3
2
2
3
1
1
0,3
5
3
10
10
9
6
3
3
1
0
10
10
12
4
1
4
1
1
20
23
31
6
1
5
7
6
6
6
5
7
4
5
(Flera alternativ kunde markeras)
3.4.3
Transporter av källsorterade sopor
Hur ofta lämnas källsorterade hushållssopor till återvinningsstationen?
I Tabell 2.3.9 redovisas svaren som berör hur ofta källsorterat avfall lämnas till återvinningsstationen. Närheten till återvinningsstationen återspeglar sig här i resultatet samt
möjligen utrymmet att förvara hushållssoporna. I Fisksätra och Igelboda är det relativt
nära till återvinningsstationerna och då lämnar majoriteten av de svarande sina källsorterade sopor en gång i veckan eller en gång varannan vecka. Avståndet för de som bor i
villa- eller radhusområdet till återvinningsstationen varierar lite mera men här lämnar
majoriteten de källsorterade soporna en gång i månaden till en gång varannan vecka. I
övrigt varierar inte avlämningsfrekvensen mycket beroende på ålder m.m.
Tabell 2.3.9. Hur ofta lämnar Du dina källsorterad sopor i återvinningsstationen? (%)
Varje dag
Flera gånger i veckan
En gång i veckan
En gång varannan vecka
En gång i månaden
Mindre än en gång i
månaden
Totalt
0
6
40
42
9
3
Lillängen/
Storängen
(N=114)
0
2
19
23
37
20
Båthöjden
/Fågelhöjden
(N=129)
0
2
14
27
44
13
100
100
100
Total
Fisksätra
(N=61)
Igelboda
(N=91)
0
4
25
29
30
13
0
7
38
25
18
13
100
100
Bilaga 2. Sid. 13
100
100
100
100
100
100
100
100
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Hur ofta används bilen för att transportera källsorterade sopor
I Tabell 2.3.10 redovisas svaren på frågan hur ofta som bilen används för att
transportera sorterat avfall till återvinningsstationen. Av de tillfrågade hade 22 % inte
tillgång till bil för transportera av källsorterade sopor till återvinningsstationen. I denna
fråga finns stora skillnader mellan hur man bor. I Fisksätra hade 70 % inte tillgång till
bil och av de som hade tillgång till bil uppgav nästan 70 % att de aldrig använde bilen.
Detta till skillnad mot villaområdet Lillängen/Storängen där endast 8 % inte hade
tillgång till bil och ca 70 % sade sig använda bilen varje gång vid transport av
källsorterade sopor.
Tabell 2.3.10. Fråga 5. Hur ofta använder Du bil för att transportera källsorterade
sopor till återvinningsstationen? (%)
Glas
Tidningar
Plåt och metall
Plast
Kartong
Batterier
Farligt avfall
Aldrig
Ibland
15
65
37
42
43
19
9
8
5
9
9
8
12
9
Varannan
gång
2
1
2
2
0
2
2
Ofta
Varje gång
Summa
10
5
9
8
7
9
7
66
24
43
40
41
58
73
100
100
100
100
100
100
100
När man transporterar källsorterade sopor görs det då i samband med något annat
ärende
Svaren på frågan om man använder bilen för att transportera sorterat avfall till återvinningsstationen visas i Tabell 2.3.11. Totalt uppger 61 % av de svarande att de ofta eller
varje gång lämnar använda förpackningar till återvinningsstationen i samband med annat ärende. Slutsatser av detta är givetvis osäkra men man kan nog säga att bilen ofta
används för att transportera förbrukade förpackningar till återvinningsstationen, men att
det inte är det enda ärendet med färden. Detta gör det då svårt att avgöra hur mycket av
transportens miljöpåverkan som ska läggas på själva avfallstransporten.
Tabell 2.3.11. Om Du använder bil för att transportera sopor till återvinningsstationen,
gör Du då detta i samband med något annat ärende? (%)
Har ej bil/Använder ej bil
Nej, aldrig
Ja, ibland
Ja, ungefär varannan gång
Ja, ofta
Ja, varje gång
Totalt
Total
Fisksätra
(N=61)
Igelboda
(N=91)
23
3
10
3
22
39
100
77
2
5
2
3
12
100
33
3
10
10
13
30
100
Bilaga 2. Sid. 14
Lillängen/
Storängen
(N=114)
7
3
12
1
31
47
100
Båthöjden/
Fågelhöjden
(N=129)
6
2
9
2
29
51
100
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.4.4
IVL-rapport B1462
Avstånd till återvinningsstationen samt tidsåtgång för källsortering
Avstånd till återvinningsstationen
I Tabell 2.3.12 visas svaren på frågan hur långt det är till återvinningsstationen.
Avståndet till återvinningsstationen har inte i sig nämnvärt påverkat den grad av
källsorteringen som hushållen upplever sig göra. Däremot är det föga förvånande
användningen av bilen för att transportera förbrukade förpackning ökar med ett ökat
avstånd till återvinningsstationen. Avståndet och tillgängligheten har givetvis betydelse
för återvinningen men det återspeglar sig som synes inte i den upplevda återvinningen
som det är frågan om här, möjligen kan den göra det i den verkliga återvinningen som
vanligen är något lägre. En annan trolig förklaring är att de som valt att svara på denna
enkät är de som i stor utsträckning källsorterar oavsett avstånd till återvinningsstationen.
Tabell 2.3.12. Hur långt uppskattar Du att det är till återvinningsstationen? (%)
200-500 m
500-1000 m
1-2 km
2-3 km
3-4 km
4-5 km
Annat, nämligen
Totalt, %
Total
Fisksätra
(N=61)
Igelboda
(N=91)
25
28
26
13
3
1
6
100
88
10
0
0
0
0
2
100
40
47
2
3
0
0
8
100
Lillängen/
Storängen
(N=114)
2
23
43
22
5
2
4
100
Båthöjden
/Fågelhöjden
(N=129)
4
26
39
17
6
1
7
100
Tid för sortering och transport av hushållsavfall
I enkäten kunde de svarande välja mellan sju tidsintervall (0, 0-5, 5-10, 10-20, 20-30,
30-40 < 40 minuter/vecka) för att ange hur mycket tid de anser att de ägnar åt källsortering och transporter av hushållsavfall. Resultatet visas i Tabell 2.3.13 och Tabell 2.3.14.
Största delen av de svarande säger sig använda 5-20 minuter per vecka för att sortera
hushållsavfall. I en underökning av konsumentverket i fyra kommuner ansåg de flest av
de svarande att det tog 1-10 minuter att sortera avfall i bostaden samt ytterligare 1-10
minuter för att skölja och rengöra förpackningar. Det har inte funnits med någon specifik fråga om tid som lagts ner på eventuell hemkompostering i enkäten men enligt
undersökningen av konsumentverkat uppskattas tiden för kompostering till 1-5 minuter
(Konsumentverket, 1997).
Minst tid läger man ner i hyresrättsområdet Fisksätra vilket verkar rimligt då de
svarande där också säger sig källsorterar minst. Familjer men hemmavarande barn lägger ner mest tid på källsorteringen och ensamstående minst tid.
Bilaga 2. Sid. 15
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.3.13. Hur mycket tid per vecka uppskattar du att du lägger ned på
källsortering? (%)
Total Fisksätra Igelboda Lillängen/ Båthöjden/ Ensamstående
(N=61) (N=91) Storängen Fågelhöjden
(N=111)
(N=114)
(N=129)
Ingen tid alls
0-5 min
5-10 min
10-20 min
20-30 min
30-40 min
Mer än 40 min
Totalt, %
4
26
34
26
9
1
1
100
10
35
30
20
3
2
0
100
5
23
35
26
10
1
0
100
2
26
30
23
15
2
2
100
3
24
37
30
6
0
0
100
Gift/Sambo
(N=284)
8
31
29
21
9
1
0
100
3
24
35
28
9
1
1
100
Hemmavarande
barn
(N=134)
2
22
31
32
12
2
0
100
Tiden för att transporterar förbrukade förpackningar till återvinningsstationen ökar
givetvis med avståndet till återvinningsstationen. I enkäten har fanns dock ingen fråga
om hur man tog sig till återvinningsstationen om man inte använde bil. De flesta uppskattar att det tar mellan fem och tio minuter per vecka att transporterar de källsorterade
soporna.
Tabell 2.3.14. Hur mycket tid per vecka uppskattar du att du lägger ned på transporter
av källsorterade hushållssopor? (%)
Total
Fisksätra
(N=61)
Igelboda
(N=91)
0-5 min
5-10 min
10-20 min
20-30 min
30-40 min
Mer än 40 min
7
28
12
40
34
20
8
2
1
Totalt, %
100
Ingen tid alls
Båthöjden/
Fågelhöjden
(N=129)
6
25
200-500 m
(N=95)
500-1000 m
(N=106)
1-2 km
(N =99)
2-3 km
(N=49)
9
23
Lillängen/
Storängen
(N=114)
5
29
9
34
9
27
2
29
5
27
36
10
2
0
0
36
21
10
0
1
34
16
13
3
1
33
27
6
3
0
39
15
2
0
0
38
15
8
3
0
32
20
14
2
0
20
36
9
0
2
100
100
100
100
100
100
100
100
Slutsats om tidsåtgång
Den tid som åtgår för ett hushåll per vecka för att källsortera förpackningar och transportera dessa är 10-30 minuter om man bor 200-1000 m från återvinningsstationen och
om avståndet till återvinningsstationen är 2-3 km blir tidsåtgången 15-40 minuter.
Ytterliggare 1-5 minuter får läggas på om hushållet hemkomposterar.
Tidsåtgången i hemmet varierar givetvis med hushållets storlek, om man lagar alla måltider hemma, hur mycket man sorterar och sköljer förpackningar. Genomsnittligt kan
man nog räkna med ca 25 minuter per vecka per hushåll.
Bilaga 2. Sid. 16
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.3.15. Tidsåtgång i minuter per vecka
Tid för källsortering i hemmet:
Transportera sorterat avfall:
Sköta kompost:
3.4.5
5-20 minuter
5-10 minuter (200-1000 m)
10-20 minuter (2-3 km)
1-5 minuter
Viljan att betala för en miljöriktig avfallshantering
En fråga berörde hur mycket folk kunde tänka sig att betala för att slippa källsortera.
Frågan formulerades: ”Vad skulle Du vara beredd att betala per månad för att slippa
arbetet med att källsortera sopor, förutsatt att avfallet ändå tas om hand på ett miljöriktigt sätt?”. Resultatet visas i Tabell 2.3.16. Det stora flertalet av de svarande har uppgett att de källsorterar för att det är viktigt ur miljösynpunkt. Det finns dock de som är
mindre intresserade eller som inte ville eller kan källsortera i den utsträckning som
krävs. Idéen med frågan nedan var att se hur mycket folk är villiga att betala för en
miljöriktig och bra avfallshantering utan att de själva skulle behöva göra något arbete.
Frågan gav givetvis upphov till en hel del kommentarer och synpunkter från de svarande. Några kommentarer redovisas i avsnitt 3.4.7 i det följande.
Det är ganska förståligt att människor reagerar på frågan. Om man är det minsta engagerad i avfalls- och miljöfrågor, är denna typ av fråga ganska underlig. Eftersom informationen från stat, kommun och förpackningsindustrin om avfallshantering till största delen gått ut på att lära oss källsortera korrekt. Och den mest logiska och praktiska sättet
att sortera sopor är oftast vid förbrukaren alltså källan. Frågan ställdes för att den skulle
kunna ge en uppfattning om hur vi värdera den tid och möda som vi faktiskt lägger ner
på källsortering av hushållssopor.
Av de svarande uppgav 58 % att de ej var beredda att betala för att slippa källsorterandet av sopor. Det var dock väntat att majoritet inte skulle vara villig att betala för något
som man kan göra själv ganska enkelt. Det var dock de svarande som var villiga att betala som var intressant i detta fall. För de 42 % som trots allt var villiga att betala en
slant för att slippa lägga tid och möda på källsorteringen, hamnade genomsnittet på 48
kr per månad, vilket ger 576 kr per år. Detta kan jämförs med de 420 kr per år som var
resultatet av en undersökning gjord 1994 (Sterner och Barteling, 1999). Medeltalet för
alla svarspersoner uppgår sammantaget till 230 kr per år. En annan intressant jämförelse
är att de som lägger ner mest tid på källsorteringen är också de mest villiga att betala för
att få källsorteringen utförd. Att betalningsviljan ökar med ökad andel nedlagd tid tyder
på att vissa uppfattar källsorteringen som krävande. Men de är trots det villiga att ta sitt
miljöansvar genom att betala för det istället för att använda sin fritid.
Bilaga 2. Sid. 17
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.3.16. Vad skulle Du vara beredd att betala per månad för att slippa arbetet
med att källsortera sopor, förutsatt att avfallet ändå tas om hand på ett miljöriktigt
sätt?(%)
Total Fisksätra Igelboda Lillängen/
(N=61) (N=91) Storängen
(N=114)
78
61
51
Är inte beredd att 58
betala för det
0-20 kr
9
7
7
13
20-40 kr
9
8
8
11
40 -60 kr
7
2
7
6
60-80 kr
3
0
1
5
80-100 kr
4
2
1
5
100-120 kr
5
0
6
4
Annat, nämligen
5
3
8
6
Totalt, %
100
100
100
100
Båthöjden/ 0-5 min. 5-10 min.
Fågelhöjden (N=99)
(N=127)
(N=129)
53
69
55
8
7
11
4
7
7
2
100
8
9
7
1
1
2
2
100
10-20 min.
(N=97)
7
9
9
3
4
6
6
100
Motivet för hushållen att källsortera skiljer sig mycket. En del tycker det är roligt medan
andra deltar i arbetet för att skydda miljön och spara på naturresurserna eller vissa känner sig tvingade. Det kan tyckas självkart att detta arbete är frivilligt och inte kostar något. Men helt frivilligt är inte arbetet, enligt förpackningsförordningen ska vi konsumenter källsortera och lämna tillbaka våra förbrukade varor och förpackningar. Trots att
det då inte är frivilligt, gör de flesta av oss gärna denna sak för att vi känner ett ansvar
för miljön och utan någon tanke på ersättning. I och med det skulle man kunna hävda att
den tid som hushållen använder till källsortering är gratis, men det är dock inte helt korrekt om man ser det ur en samhällsekonomisk synvinkel. Tid ingår alltid i en samhällsekonomisk kalkyl (Borscher, 1999). När man t.ex. ska motivera byggandet av vägar och
järnvägar görs en samhällsekonomisk kalkyl och där är den minskande restiden, även
för privata resor, den intäkt som motiverar investeringen. Enligt vägverkets tidsvärdering varierar värdet för olika resor mellan 26 –190 kr per timme, lägst värderat är regionala bussresor och högst värderat är tjänsteresor med bil (Vägverket, 1997).
Källsortering i hemmet är svårt att jämföra med olika typer av resor, däremot är det
rimligt att jämföra städning och källsortering. I den offentliga utredningen om skatter,
tjänster och sysselsättning anges priset på svarta städtjänster till 60 kr per timme (SOU,
1997:17). Det finns ytterligare kostnader för hushållen i och med arbete med
hushållssoporna. Handels Utredningsinstitut har på uppdrag av Förpackningsinsamlingen granskat kostnaden av det pålägg företagen gör på konsumentvarorna för att
bekosta insamlingen av förpackningarna. Priset på förpackningar har nämligen höjts
med några öre per förpackning. Det blir givetvis olika priser för olika förpackningar
beroende på vikt och material. Denna kostnad är ca 175 kr per år och hushåll (Fölster,
2000). Kostnaderna för Vatten- och diskmedelsförbrukningen under ett år för ett hushåll
är ca 50 kr (Konsumentverket, 1997). Att uppskatta kostnaderna för transporter är svårt
då de flesta resor till återvinningsstationen sker i samband med ett annat ärende. Varför
det är svårt att avgöra hur stor del av resan som kan läggas till källsorteringen, men ett
rimligt antagande är ca 50 kr per år.
Det finns dock en gräns för hur mycket tid och möda vi kan tänka oss att lägga ner på
miljöarbete. Den tid som vi har avsatt för att källsortera är alltså en ”begränsad resurs”
Bilaga 2. Sid. 18
49
11
7
8
5
10
7
3
100
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
och om all den tid som vi kan tänka oss att lägga på miljöarbete går åt till att skölja ur
kattmatsburkar och mjölkpaket istället för att lämna in farligt avfall eller göra annat
obetalt arbete som kan vara av större värde för miljön och samhället kan det leda till
problem (Radetzki, 1999).
Slutsats om kostnad
I Tabell 2.3.17 har ställts samman vår slutsats från enkäten, vad angår tidsåtgång och
samhällsekonomisk kostnad för källsortering.
Tabell 2.3.17. Årlig kostnad per hushåll och år:
25 minuter per vecka à 60 kr per timme
Tillägg på förpackningarna
Diskmedel och vatten
Transporter
Total årlig kostnad per hushåll
1300
175
50
50
1575
kr/år
kr/år
kr/år
kr/år
kr/år
Här har således framlagts två olika kostnader för hushållen. Den ena utgår från vad folk
anser sig kunna/vilja betala för att slippa arbetet med källsortering, och den andra kostnaden är baserad på den tid hushållen lägger ner på källsorteringsarbetet. Frågan är då
vilket värde som är mest rimligt. Troligen ligger värdet någonstans där i mellan. Å ena
sidan kan folks värdering av den tid man använder för att källsorterar vara lägre än den
lön som en svartstädhjälp skulle få för att göra arbete, eftersom man tycker sig få en viss
tillfredsställelse av arbetet. Men med tanke på att det är en prestation som ska göras bör
nog priset baseras på någon slags timpenning, även om det är svårt att avgöra den
exakta summan.
3.4.6
Attityder, motiv mm
I enkäten ställdes i en fråga olika påståenden som de svarande fick markera i vilken utsträckning de instämde med. Resultatet visas i Tabell 2.3.18. I det första påståendet
angående sophämtningsavgiften är det ungefär hälften som inte källsorterar för att hålla
nere sophämtningsavgiften, men när man tittar på det i förhållande till ålder säger de
mellan 25 - 34 år att 72 % inte källsorterar p.g.a sophämtningsavgiften, men bland de
över 65 år är det bara 43 %. En övervägande majoritet källsorterar för att de tycker att
det är viktigt ur miljösynpunkt.
33 % av de svarande tycker inte att det är svårt att veta vad som ska källsorteras det är
en ganska låg siffra med tanke på hur mycket information om källsortering som getts ut.
Vilket tyder på osäkerheten om de nya avfallsfraktionerna. Påståendet om att man skulle
fått dålig information om källsorteringen har gett ett ganska spritt svar, 27 % instämmer
inte alls samtidigt som 24 % instämmer fullständigt. Någon större spridning i svaren
beroende på de olika bostadsområdena kan inte ses. Alla svarande är med räknade i
tabellen 3.18 nedan för resultat beroende på ålder bostadsområde m.m. se Appendix 1.
Många av de svarande är osäkra på hur bra soporna måste var sorterade, hela 45 % är
osäkra.
Bilaga 2. Sid. 19
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.3.18. Uppfattningar om konsumtion, källsortering och sophantering (%)
Instämmer inte alls <>
Osäker
<>
Instämmer
fullständigt
1. Jag källsorterar för att hålla nere
sophämtningsavgiften.
52
11
12
11
14
2. Jag källsorterar för att det är viktigt ur
miljösynpunkt.
4
2
4
22
68
3. Jag tycker det är svårt att veta vad som skall
källsorteras.
33
18
24
17
8
4. Källsortering spelar ändå ingen roll för
miljön.
60
12
16
8
4
5. Jag sköljer ur mjölkpaketen innan jag
källsorterar dem.
47
9
7
9
28
6. Jag har fått väldigt dålig information om
källsortering av hushållsavfall i mitt
bostadsområde.
27
15
20
14
24
7. Källsorterade sopor tar alldeles för mycket plats
23
15
17
26
18
8. Jag vinnlägger mig om att alltid köpa
miljövänliga varor.
13
20
28
28
12
9. Jag har för lite tid för att hinna källsortera
ordentligt.
45
23
15
15
5
10. Soporna behöver inte vara perfekt källsorterade,
de sorteras ändå en gång till på återvinningsstationen.
28
13
45
9
6
11. Jag väljer aldrig ett miljöalternativ bara för att
det är miljövänligt om det är sämre i andra
hänseenden
16
12
29
24
19
12. Jag köper alltid storpack så att det inte blir så
mycket förpackningar
38
26
14
15
8
3.4.7
Synpunkter och kommentarer till enkäten
Avfall är något som berör och engagerar alla. Detta märks om inte annat på de kommentarer som har givits i enkätsvaren. De flesta av frågorna hade inte några öppna
alternativ där de svarande själva kunde komma med förslag eller synpunkter. Detta för
att det blir svårare att på ett överskådligt sett tolka resultatet. Det är ändå något som man
går miste när man bara använder sig av de fasta alternativen. Idéer, kommentarer som
man både kan ha och mista kommer inte fram. Många har valt att ge en hel del kommentarer om källsortering och avfallshanteringen. Följande är några exempel på olika
synpunkter och kommentarer som gavs:
•
”En anledning är att jag anser det tveksamt att använda ett livsmedel (dricksvatten)
för att rengöra förpackningar som ska källsorteras. Att sedan dessutom använda bilen för att transportera soporna gör det knappast miljövänligt!”
Bilaga 2. Sid. 20
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
•
”Med förvåning att kompostering av köksavfall inte finns med, den kanske viktigaste miljöfrågan idag.”
•
”Jag var en av de första i landet som startade interutbildning i företag i miljöfrågor
för ca 15 år sedan.”
•
”Sopstationen vid Forum är illa sköt, min man tror att dom helst inte vill att man ska
sortera o återvinna soporna. Men vi gör det ändå…”
•
”Jag varmkomposterar hälften i vikt av mina hushållssopor! (tillsammans med 4
grannar)”
•
”Jag har sett på TV-program där det inte är så att soporna tas om hand på ett bra
sätt! Så varför ska jag sortera när Ni sorterar ej!”
•
”Information behövs på alla språk i sådana här om råden som Fisksätra!”
•
”Det som tar mest tid, men där min motivation är som störst är komposteringen av
hushållsavfall! Det är en ”sortering” som glömts bort här. Jag förstår varför, men det
känns konstigt att det inte nämns någonstans.”
•
”Varför ingen fråga om köksavfall? Sorterar alltid till kompost i de bostäder vi har
kompost tex. Landet.”
•
”I ett småhusområde med smala gränder vore det direkt hälsovådligt att ha sopor
slängda till höger & vänster. Råttor stora som ryggsäckar skulle bli resultatet & det
kan vilken normalbegåvad människan som helst förstå risken med.”
•
”Är beredd att få ”återbäring” för allt som sorteras. En etikfråga, ett sätt att få miljön
intressant för alla som ej bryr sig idag. (komposterbart material borde föras ut från
städerna till stora rötkammare, ger energi + kompost!)”
Den fråga som hade ett öppet alternativ var den som behandlade viljan att betala för att
slippa källsorteringen:”Vad skulle Du vara beredd att betala per månad för att slippa
arbetet med att källsortera sopor, förutsatt att avfallet ändå tas om hand på ett miljöriktigt sätt? ” Denna fråga gav upphov till en rad åsikter och synpunkter:
•
”Hur skiljer man en dagstidning från räksoppa på ett miljöriktigt sätt?”
•
”Jag gör det helst själv!”
•
”Vi betalar ju redan för förpackningarna när vi köper varann. Varför då betala en
gång till?”
•
”Tycker att det fungerar bra här. Har just flyttat hit. Där jag bodde förut på xxx
fanns ingen återvinningsstation bara batteriholk och pappersinsamling en gång per
månad. Allt annat fick bäras långt!”
•
”Det är så lätt att sköta det själv.”
•
”Bättre om var och en källsorterar?!”
•
”Upptill 300 kr”
•
”Det ska producenten av avfallet göra.”
•
”Gemensamt eller extra tunna för plåt och plast?”
Bilaga 2. Sid. 21
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
•
”Tveksam till omhändertagandet i slutfasen, finns kapaciteten?”
•
”Arbetet med att källsortera är så enkelt i alla fall”
•
”Vi betalar f.n. ca 1800 kr per år för sophämtningen. Vår sortering är frivillig. Avgiften har aldrig sänkts snarare höjts varje år.”
•
”Man bör ej kunna köpa sig fri!”
•
”Ej en ekonomisk fråga, utan en utrymmesfråga. Soptunnan räcker ej om soporna
inte sorteras.”
•
”Betalningen bör ske vid köptillfället!”
•
”Jag sorterar gärna själv om jag säkert visste att det var någon riktig mening med
det!”
•
”Det har ej med pengar att göra!”
•
”Jag ser en viktig pedagogisk lärdom i miljöarbetet för barnen, därför vill jag ej betala.”
•
”Jag måste ju ändå göra jobbet i köket själv och sedan bära ut det någonstans.”
•
”Likgiltig, jag väljer det alternativ som jag tror är effektivast ur miljösynpunkt oavsett kostnaden i tid eller pengar.”
•
”Källsorterar gärna, om miljöstationerna inte missköts så gräsligt. Har tidigare
källsorterat det mesta men miljöstationerna är överfulla.”
•
”Tar gärna det arbetet själv men vill veta att det leder/ger resultat d.v.s. är bra för
miljön.”
•
”Miljöaspekten viktigare än priset . Huvudsaken är att bra alternativ presenteras
oavsett om man sorterar själv eller andra tar hand om det.”
3.4.8
Tillförlitlighet i undersökningen
Underlaget till enkätundersökningen kan inte sägas vara helt statistiskt säkert eftersom
de 1000 hushåll som har tillfrågats svarade ca 40 %. I denna undersökning har vi dock
ansett att de flesta av de som svarat har visat ett intresse för källsortering och det är just
deras uppfattning om källsortering som är intressant. Detta antagande stärks ytterliggare
av att många har lämnat skriftliga synpunkter, idéer och kommentarer.
3.4.9
Jämförelser med andra undersökningar
Enligt ovan uppgav 22 % av de tillfrågade att de inte tillgång till bil för transportera av
källsorterade sopor till återvinningsstationen, dock med stora skillnader mellan områdena. I Fisksätra hade 70 % inte tillgång till bil och av de som hade tillgång till bil uppgav nästan 70 % att de aldrig använde bilen. Detta till skillnad mot villaområdet
Lillängen/Storängen där endast 8 % inte hade tillgång till bil och ca 70 % sade sig använda bilen varje gång vid transport av källsorterade sopor.
Enligt en undersökning gjord av SIFO för tidningen Vår Bostad, använde 60 % oftast
bilen till återvinningsstationen. I denna undersökning som täckte hela landet var det
Bilaga 2. Sid. 22
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
givetvis stora skillnader mellan stad och landsbygd. På landsbygden använde 75 % bilen
vid transporter till återvinningsstationen. I staden sade sig dock enbart 40 % använda
bilen (Vår bostad, 1998)
Totalt uppgav 61 % av de svarande i vår undersökning att de ofta eller varje gång lämnar använda förpackningar till återvinningsstationen i samband med annat ärende. Detta
överensstämmer med en SIFO undersökning beställd av Förpackningsinsamlingen. Där
uppger nästan tre av fem att det lämnar källsorterade sopor i samband med annat ärende
(Hunhammar, 1998).
Tidsåtgången för källsortering är enligt denna undersökning ca 25 minuter för en familj
som källsorterar sin och rengör sina förpackningar. Enligt konsumentverkets test av
rengöring av förpackning tar det för en tvåbarnsfamilj 18 minuter att diska och rengöra
alla förpackningar under en veckas tid. Som kuriosa kan sägas att det tar t.ex. 20
sekunder och drar 0,8 liter kallt vatten att rengöra en mjölkförpackning, en konservburk
med kattmat tar 30 sekunder, och drar 2 liter varmt vatten. Totalt gick det åt 18 minuter
och 37 liter vatten (20 liter kallt och 17 liter varmt vatten) för en tvåbarnsfamilj. Det ska
kanske nämnas att konsumentverkets testpersonal försökte använda så liten vatten- och
diskmedelsmängd och som möjligt. Men när man begrundar att en person använder ca
200 liter vatten per dag vilket i en familj med 4 personer skulle ge 5600 liter per vecka
är 37 liter knappt 0,7 % av den totala vattenförbrukningen (Konsumentverket, 1997).
3.5.
Avslutande reflektioner
Alla som svarat på undersökningen källsorterar i någon form. Sorteringen av glas och
tidningar tycks fungera bra. Återvinningen för detta har funnits under lång tid och är
inarbetad. Däremot tycks inte vanan att sortera mjölkkartonger, plast och metall hunnit
bli tillräckligt inarbetad i hushållen. Nästan alla tycker att källsortering är viktigt för
miljön. Däremot är en del av de svararande osäkra på vad som händer med det
källsorterade materialet. Det är bra med information, men inte bara om hur man
källsorterar utan även om vad som händer med det insamlade materialet. Detta för att
undvika ihopblandning och mytbildning m.m.
Vid källsorteringen förutsätts att de som producerar avfallet också ska utföra sorteringsarbetet, i detta fallet är det hushållen. Hushållens tid brukar ofta utelämnas i ekonomiska
kalkyler över kostnaden för sorteringen. Även om källsorteringen inte kostar pengar, så
medför den i alla fall tid och möda. Därför bör hänsyn tagas till detta arbete i
samhällsekonomiska analyser.
Den tid som hushållen lägger ner på källsorteringsarbetet kan uppslattas till ca 25
minuter per vecka. Den summa som hushållen skulle säger sig vara bered att betala för
att slippa källsorterar är 576 kr per år (per hushåll). Om man istället baserar kostnaden
på tiden det tar för hushållen att källsorterar blir kostnaden ca 1575 kr per år vid en
tidsvärdering på 60 kr/timme. Detta är då en kostnad enbart för den tid som hushållen
lägger ner på arbetet. För att dessa siffror ska bli riktigt intressanta bör de jämföras med
ett alternativ till källsortering. Motsatsen till källsorteringen är central sortering. Central
sortering innebär att avfallet sorteras centralt antingen manuellt eller maskinellt, i
praktiken används dock bägge metoderna.
Bilaga 2. Sid. 23
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Man bör dock inte glömma bort en sak i avfallshanteringen nämligen möjligheten att
utveckla bättre varor och förpackningar för att förenkla källsorteringen.
Bilaga 2. Sid. 24
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Appendix 1. Följebrev och enkät
Med frågorna i den här enkäten vill vi ta reda på hur det fungerar med källsorteringen av hushållssopor i ditt bostadsområde. Därför är det bra om den som till
största delen källsorterar i hushållet besvarar enkäten. Enkäten tar ca 10 min att
besvara.
Ditt deltagande i undersökningen är naturligtvis frivilligt, men det är viktigt för
undersökningens kvalitet, att alla som får frågeformuläret besvarar det.
Skicka sedan tillbaka formuläret i bifogat portofritt svarskuvert så fort som möjligt och helst inom en vecka
Som Du vet har insamling av källsorterade hushållssopor pågått under ett antal
år. Kunskapen om det arbete och den tid som hushållen lägger ner på källsorteringen är dock inte helt utred. Enkäten ska sedan användas för att utvärdera betydelsen av hushållens arbete jämfört med det totala arbetet med avfall. Resultatet
av enkäten kommer att ingå i en rapport från IVL Svenska Miljöinstitutet AB.
IVL är ett fristående forskningsinstitut som ägs av staten och näringslivet. IVL
arbetar med att ta fram ny kunskap och beslutsunderlag inom miljöområdet.
Om du har några problem med frågorna eller vill veta mer kan du skicka e-post
till [email protected]
Trots att vi förorsakat dig ett visst besvär hoppas vi att Du vill hjälpa oss att öka
kunskapen om hushållens arbete med källsortering. Denna kunskap kan förhoppningsvis förbättra insamlingssystemen för återvinning.
Tack på förhand för din medverkan!
Lars Bohlin
Examensarbetare vid IVL samt Industriellt miljöskydd på KTH
Bilaga 2. Sid. 25
IVL-rapport B1462
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
1. Allmänna bakgrundsfrågor
01 Vilket år är Du född?
02 Är Du man eller kvinna?
_______________
1❏ Man
2❏ Kvinna
03 Har Du studerat/studerar vid universitet 1❏ Ja
eller högskola?
04 Är Du född eller uppvuxen utomlands?
1❏ Ja
05 Är Du ensamstående eller gift/sambo?
1❏ Ensamstående
2❏ Nej
06 Har Du hemmavarande barn?
1❏ Ja
2❏ Nej
07 Hur bor Du idag?
1❏ Villa eller radhus
2❏ Nej
2❏ Gift/sambo
2❏ Hyreslägenhet
3❏ Bostadsrättslägenhet
4❏ Annan boendeform
2. Vilka hushållssopor sorteras i ditt hushåll?
Markera i vilken omfattning följande hushållsavfall sorteras i ditt hushåll.
Inget
En del
Hälften
Det mesta
Allt
08 Glas
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
09 Tidningar
10 Plåt och metall
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
11 Hårdplast
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
12 Mjukplast
13 Kartong
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
14 Batterier
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
15 Farligt avfall
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
3. källsorterar Vad är orsaken till att Du inte allt hushållsavfall?
Flera alternativ kan väljas.
Sorterar allt
Besvärligt
och jobbigt
Ont
om utrymme
Har inte tid
Det är för
långt till
återvinningsstationen
Vet ej var
återvinnings
stationen
ligger
Har ej fått
information
om vad och
hur man ska
sortera
Skräpigt på
återvinnings
stationen
16-23 Glas
24-31 Tidningar
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
32-39 Plåt
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
40-47 Hårdplast
48-55 Mjukplast
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
56-63 Kartong
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
64-71 Batterier
72-79 Farligt
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
7❏
8❏
avfall
Bilaga 2. Sid. 26
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4. Ungefär hur ofta lämnar du dina källsorterade sopor i återvinningsstationen?
80 1❏ Varje dag
2❏ Flera gånger i veckan
3❏ En gång i veckan
4❏ En gång varannan vecka
5❏ En gång i månaden
6❏ mindre än en gång i månaden
5. Hur ofta använder du bil för att transportera källsorterade sopor till återvinningsstationen?
Om Du inte har tillgång till bil, markera detta i rutan nedan och gå vidare till nästa fråga.
81 1❏ Har inte tillgång till bil
Aldrig
Ibland
Varannan gång
Ofta
Varje gång
82 Glas
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
83 Tidningar
84 Plåt och metall
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
85 Plast
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
86 Kartong
87 Batterier
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
88 Farligt avfall
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6. Om Du använder bil för att transportera sopor till återvinningsstationen, gör Du då detta i
samband med att något annat ärende?
Om Du aldrig använder bil för att köra källsorteradesopor eller inte har tillgång till bil, markera det i
därtill avsedd ruta, och gå vidare till nästa fråga.
89 1❏ Har inte tillgång till bil/ Använder aldrig bil för att transportera sopor till återvinningsstationen
2❏ Nej, aldrig
3❏ Ja, ibland
4❏ Ja, ungefär varannan gång
5❏ Ja, ofta
6❏ Ja, varje gång
Bilaga 2. Sid. 27
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
7. Hur långt uppskattar Du att det är till återvinningsstationen?
(Som Du brukar använda.)
90 1❏ 200-500 m
2❏ 500-1000 m
3❏ 1-2 km
4❏ 2-3 km
5❏ 3-4 km
6❏ 4-5 km
7❏ Annat, nämligen………………………………………...............
8. Tid för sortering och transport av hushållsavfall.
Ingen
tid alls
0-5 min.
5-10
min.
10-20
min.
20-30
min.
30-40
min.
Mer än
40 min.
91 Hur mycket tid per vecka uppskattar
du att du lägger ned på källsortering?
0❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
92 Hur mycket tid per vecka uppskattar
du att du lägger ned på transporter
av källsorterade hushållssopor?
0❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
6❏
9. Vad skulle Du vara beredd att betala per månad för att slippa arbetet med att källsortera
sopor, förutsatt att avfallet ändå tas om hand på ett miljöriktigt sätt?
93 1❏ Är inte beredd att betala för det
2❏ 0-20 kr
3❏ 20-40 kr
4❏ 40-60 kr
5❏ 60-80 kr
6❏ 80-100 kr
7❏ 100-120 kr
8❏ Annat, nämligen…...........………………………………………………..
Bilaga 2. Sid. 28
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
10. Uppfattningar om konsumtion, källsortering och sophantering.
Nedan följer en mängd påståenden. Markera i i vilken utsträckning du instämmer med varje påstående.
Instämmer
Instämmer
inte alls
Osäker
fullständigt
94
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag källsorterar för att hålla nere sophämtningsavgiften.
95
96
97
98
99
100
101
102
103
104
105
106
107
108
Jag källsorterar för att det är viktigt ur miljösynpunkt.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag tycker det är svårt att veta vad som ska källsorteras.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Källsortering spelar ändå ingen större roll för miljön.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag sköljer ur mjölkpaket och dylikt innan jag källsorterar dem.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Källsorterade sopor tar alldeles för mycket plats.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag vinnlägger mig om att alltid köpa miljövänliga varor.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag har för lite tid för att hinna källsortera ordentligt.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag köper mest färdiglagad mat.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag äter nästan aldrig hemma.
1❏
2❏
3❏
4❏
5❏
Jag har fått väldigt dålig information om källsorteringen av
hushållsavfall i mitt bostadsområde.
Soporna behöver inte vara perfekt källsorterade; de sorteras
ändå en gång till på återvinningscentralen.
Jag väljer aldrig ett miljövänligt alternativ bara för att det är
miljövänligt om det är sämre i andra hänseenden .
Jag köper alltid storpack så att det inte blir så mycket
förpackningar
Dagens datum (så vi kan datera ditt enkätsvar).
Här är enkäten slut! Du ska ha ett varmt tack för din medverkan och att du orkade ta dig
ända hit.
Bilaga 2. Sid. 29
_______________
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.
IVL-rapport B1462
Återvinningsprocesser
4.1.
Kartläggning av återvinning i Sverige
Under etapp 1 i projektet utvecklades modeller för återvinning av plastavfall och
kartongavfall i ORWARE, och ytterligare modeller planerades utvecklas under innevarande etapp 2.
För att prioritera vilka återvinningsprocesser som kan vara relevanta att modellera gjordes först en kartläggning över återvinningssituationen i Sverige idag, med avseende på
vilka material och vilka mängder som återvinns, vilka olika möjliga behandlingsvägar
som finns tillgängliga samt resultat från tidigare LCA-studier av dessa återvinningsprocesser. Utifrån kartläggningen prioriterades de olika materialen efter hur relevanta de är
att modellera i ORWARE.
De materialslag som kartlagts är kartong, wellpapp, tidningspapper och finpapper,
metallförpackningar av stålplåt och aluminuim, plåtfat och metallskrot, däck samt elektriskt och elektroniskt avfall. Resultat från kartläggningen finns redovisad i Rahmberg
(2001).
De frågor som bedömdes som relevanta att ta hänsyn till vid urvalet av prioriterade
återvinningsprocesser var följande:
1.
Om det finns frågetecken i tidigare LCA där återvinning jämförts med andra behandlingsmetoder.
2.
Om materialet/processen är miljömässigt och/eller energimässigt viktig? Om återvinning kan väntas leda till en stor potentiell energi- och eller miljövinst (alternativt
förlust) är detta av intresse.
3.
Är materialet/processen volymmässigt viktig? Även om miljövinsten (alternativt
förlusten) är relativt låg per viktsenhet av materialet kan stora mängder ändå leda
till en ansenlig påverkan.
4.
Finns det alternativ till återvinning som är realistiska? I denna frågeställning har
inte deponering ansetts vara ett intressant alternativ. En annan frågeställning som är
relevant är däremot om det finns flera alternativa återvinningsprocesser för ett och
samma material.
5.
Går det att få fram relevanta data för modellering? Detta är en förutsättning för en
meningsfull analys.
Vissa avfallsslag som till exempel elektronikskrot sorterades bort med utgångspunkt i
fråga 5 ovan. Resterande material gicks igenom och analyserades med avseende på
fråga 1-4. Bakgrundsmaterialet finns redovisat i Rahmberg (2001). Resultatet av
genomgången presenteras i Tabell 2.4.1 nedan.
Bilaga 2. Sid. 30
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.4.1 Genomgång av återvinningsbara material och relevansen av att modellera dessa i
ORWARE. 3=hög relevans, 2=medel relevans och 1=låg relevans
Däck Tidningspapper
Wellpapp
Finpapper
Glas
Returglas
Metallskrot
Stålförpackningar
Alum- Plåtinium fat
Frågetecken i
tidigare analyser
2
2
2
2
2
1
1
1
1
1
Viktigt ut miljöoch energisynpunkt
3
2
2
2
2
3
3
3
3
3
Viktigt ur
volymsynpunkt
2
3
3
2
2
2
2
1
1
1
Finns det alternativ
till återvinning?
3
3
3
3
1
1
1
1
1
1
Utifrån Tabell 2.4.1 identifierades de tre materialen däck, tidningspapper och wellpapp
som viktigast. Olika pappersmaterial (tidningspapper och wellpapp) är studerade i ett
flertal tidigare LCA, t.ex. Finnveden (2000) och Bäckman (2001) och därför valdes
däck ut som mest relevant att studera.
4.2.
LCA av däckavfall
Fyra olika hanteringsalternativ studerades för avfallsdäcken, förbränning i avfallsförbränningsanläggning, förbränning i cementugn, materialåtervinning och regummering.
Studien är redovisad i sin helhet i Rahmberg (2001). I analysen framkom att regummering av däck är det behandlingsalternativ som är minst miljöbelastande av de studerade
alternativen, främst beroende på att man då undviker nyproduktion av däck i samma
omfattning.
4.3.
Resultat från tidigare LCA-studier av andra material
Det finns flera olika LCA genomförda på papper, metallförpackningar och glas. I SOU
(2001) sammanfattas resultat från flera av dessa med den generella slutsatsen att
materialåtervinning ger en minskad miljöpåverkan jämfört med energiutvinning. Att
införa fler återvinningsprocesser i ORWARE bedömdes inte leda till några nya resultat
jämfört med de som redan finns framme. Istället hr vissa överslagsberäkningar gjorts för
de material som inte inkluderas i systemanalysen. Syftet med detta är främst att se hur
utfallet för dessa material är jämfört med de material som inkluderas i analysen, och hur
de skulle påverka totala utfallet för det studerade systemet. Med utgångspunkt i
resultaten för Uppsala kommun i etapp 1 (Sundqvist, 1999b) har överslagsberäkningar
gjorts för finpapper och tidningspappersavfall, glas, stål och aluminium.
Den mängd som antogs sorteras ut och återvinnas utanför systemet i Sundqvist et al
(1999b) var 14 000 ton papper, 2 300 ton glas och 4 500 ton metall. Utifrån Rahmberg
(2001) uppskattas metallen bestå av 20 % aluminium och 80 % stål.
Bilaga 2. Sid. 31
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Energivinsten för att återvinna de olika materialen jämfört med motsvarande nyproduktion är i grova drag 20 % för glas, 95 % för aluminium och 75 % för stål
(Naturvårdsverket, 1998). För pappersprodukter skalas resultaten för kartong från etapp
1 (4 TJ skillnad mellan återvinning och nyproduktion, baserat på 2 049 ton kartong) upp
till att gälla för tidningar/finpapper. Med en total energiåtgång (grova värden) av 180
MJ/kg för aluminium (Stripple, 1998), 50 MJ/kg stål (Stripple, 1998) och 7 MJ/kg för
glas (Dahlrot, 1998) ger återvinning följande energivinster jämfört med nyproduktion:
154 TJ/år för aluminium,
135 TJ/år för stål,
28 TJ/år för papper och
3 TJ/år för glas.
Dessa värden skall enbart användas för att få en uppfattning om storleksordningar, eftersom använda data i beräkningarna är grova, och eftersom vissa uppgifter om t.e.x
energivinster vid återvinning kommer från analyser gjorda under olika förutsättningar
och systemgränser.
De kan dock relateras till storleksordningen för återvinning av plast, 36 TJ och kartong,
4 TJ eller till energiförbrukningen i det totala systemet vid förbränning av avfall (scenario A1 i Sundqvist et al, 1999 b), 393 TJ, eller i det totala systemet vid deponering av
avfall (scenario E i Sundqvist et al, 1999 b), 961 TJ. Stål och metall är de material som
har störst potential att minska systemets energiförbrukning genom återvinning.
Bilaga 2. Sid. 32
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
5.
IVL-rapport B1462
Avfallets sammansättning
5.1.
Inledning
Det finns en osäkerhet i sammansättningen och mängden av avfall från hushåll. Det
brukar finnas data i svenska kommuner om avfallsmängder, då kommunerna behöver
dessa data för avfallsplaner m.m., medan sammansättningen på avfallet ofta är mindre
känd. Dessutom brukar avfallsmängderna vara baserade på säck- och kärlavfall, d.v.s.
mängden avfall efter utsortering av producentansvarsmaterial är gjord, då detta är det
avfall som kommunen får in och har ansvar för.
Avfallets sammansättning är av betydelse för att kunna se nettoeffekten på hela avfallshanteringssystemet av en fraktions hanterande. För ORWARE-studien är det av mindre
intresse att veta exakta avfallsmängder, då detta inte påverkar rangordningen mellan
olika behandlingsalternativ, men dessa data är fortfarande relevanta vid t.ex. normalisering av resultaten. En jämförelse kommer här göras mellan de data som används i
ORWARE-studier och andra datakällor som bedöms vara relevanta.
5.2.
Avfallssammansättning enligt olika källor
De data som används i ORWARE-modellen (Sundqvist et al, 1999) för de olika kommunerna är en blandning av generella data och platsanpassningar av denna data (se
Tabell 2.5.1). Avfallsmängderna innehåller allt avfall som uppstår vid hushållen innan
utsortering av t.ex. tidningar producentansvarsmaterial. Det är stora skillnader på
avfallsmängder per hushåll och även sammansättning av avfallet i de olika regionerna.
Detta kan förklaras av flera saker:
-
antal invånare per hushåll varierar mellan kommunerna
-
den ökade pappersmängden i Stockholm beror på den ökade storleken på storstadstidningar
-
platsspecifika data på mätningar
Tabell 2.5.1. Data på avfallssammansättning som använts i ORWARE
ORWARE
Biologiskt behandlingsbart
Icke brännbar rest
Brännbar rest
Blöjor
Gummi mm
Torrt papper
Kartong
Mjukplast
Hårdplast
Laminat
Glas
Metall
Summa
Uppsala
%
38
3.7
13
5.6
2.7
18.6
5.3
2.2
1.5
1.1
6.4
1.9
100
Stockholm
Kg/år och
villa
294.1
28.6
100.6
43.3
20.9
144.0
41.0
17.0
11.6
8.5
49.5
14.7
774.0
Kg/år och
lägenhet
170.2
16.6
58.2
25.1
12.1
83.3
23.7
9.9
6.7
4.9
28.7
8.5
448.0
%
31.5
2.8
4.3
6.4
2.1
28.7
7.4
5.4
1.9
0.8
7.6
2.3
101
Älvdalen
Kg/år och
hus
131.0
11.6
17.9
26.6
8.7
119.4
30.8
22.5
7.9
3.3
31.6
9.6
421.0
Kg/år och
lägenhet
75.6
6.7
10.3
15.4
5.0
68.9
17.8
13.0
4.6
1.9
18.2
5.5
242.9
%
38
3.7
11
5.1
2.7
18.6
5.3
2.2
2.5
1.1
7.4
2.5
100
Kg/år och
hushåll
158.1
15.4
45.8
21.2
11.2
77.4
22.0
9.2
10.4
4.6
30.8
10.4
416.4
I rapporten Energi & Avfall (Dahlroth, 1998) görs en sammanställning över studier som
ansågs vara relevanta för Stockholmsområdet (se Tabell 2.5.2). I denna
Bilaga 2. Sid. 33
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
sammanställning kan viss utsortering av tidningspapper och en liten mängd glas vara
gjord, vilket kan förklara en del av variationerna. Ingen data för avfallsmängder fanns
tillgängliga för de sammanställda studierna, vilket gör dem svårare att relatera till.
Tabell 2.5.2. Data på avfallssammansättningen i SOSEB-studien (Dahlroth, 1998)
STOSEB
%-uell sammans.
Papper
Plast
Gummi, läder, textil
Trä
Mat+trädgård
Glas+porslin
Metaller inkl. Järn
Övrigt
Stockholm
Stockholm
FRAS
Sörab
1967
64
2
4
8
11
5
6
1978
39-47
8-12
1-7
19-26
6-11
3-8
4-10
1982
30-40
8-12
2-6
2-4
20-30
4-8
2-6
10-16
1989
29.5
9.3
2.7
1.6
48.9
4.3
3
0.7
Skafab Sthlm län
1993
24.8
8.1
1.6
45.6
5
2.6
12.3
1988
35
12
5
25
5
3
18
RVF
Sverige
80-tal
35-40
9-10
2-4
1
25-35
6-8
2-4
6-8
RVF
USA
Frankrike
1988
35-40
9-10
2-4
1
25-35
6-8
2-4
6-8
80-tal
34.2
9.2
5.4
4.2
28.4
7.1
8.1
3.6
80-tal
30
10
4
25
12
6
13
Per EO Berg har i (Berg, 1992) gjort en manual för beräkning av avfallsmängder. Denna
manual utgår från osorterat avfall, se Tabell 2.5.3.
Tabell 2.5.3. Data på avfallssammansättning enligt Berg (1992)
Berg 1992
Komposterbart
Papper
Tidningar *
Glas
Metaller
Plaster
Textilier
Övrigt brännbart
Övrigt icke brännbart
Summa
kg/hushåll och år
villa tätort
372
74.4
100*
46.8
16.8
34.8
8.4
69.6
7.2
730
lägenheter
168
42
100*
49.2
7.2
16.8
2.4
30
3.6
419.2
glesbygd
348
8.4
50*
13.2
1.112
22.8
3.6
42
4.8
493.912
Procentuelluell sammansättning
villa tätort
lägenheter
51.0%
40.1%
10.2%
10.0%
13.7%**
23.9%**
6.4%
11.7%
2.3%
1.7%
4.8%
4.0%
1.2%
0.6%
9.5%
7.2%
1.0%
0.9%
100.0%
100.0%
glesbygd
70.5%
1.7%
10.1%**
2.7%
0.2%
4.6%
0.7%
8.5%
1.0%
100.0%
* Beror på upplaga, årsvikt, mm. Varierar mellan 30-100 kg/hh och år
** Baseras på att mängden tidningar är 100 kg/hh,år i villor och tätort och 50 kg/hh,år i glesbygd
I en tidigare applikation av ORWARE-modellen användes data från Vafab-regionen
(Dalemo et Oostra, 1996), se Tabell 2.5.3. Även denna data utgår från osorterat avfall.
Bilaga 2. Sid. 34
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.5.4. Data på avfallssammansättning i Västmanland (Oostra, 1996)
1996
torrt papper
kartong/wellpapp
Plast
Laminat
Vått hh-papper etc
Blöjor mm
Matavfall
Textil, gummi, läder
Glas
Metaller
Övrigt brännbart
Övrigt icke brännbart
kg/hushåll och år
Procentuell sammansättning
villa tätort lägenheter glesbygd villa tätort lägenheter glesbygd
141.4
120.1
97.8
21.2%
30.7%
20.2%
39.0
24.4
5.2
5.8%
6.2%
1.1%
31.7
15.1
20.8
4.8%
3.9%
4.3%
22.4
12.5
2.6
3.3%
3.2%
0.5%
9.4
4.2
8.3
1.4%
1.1%
1.7%
36.9
16.6
34.3
5.5%
4.2%
7.1%
276.1
124.8
258.4
41.4%
31.9%
53.5%
10.9
4.2
6.8
1.6%
1.1%
1.4%
42.1
44.7
12.0
6.3%
11.4%
2.5%
15.1
6.8
12.0
2.3%
1.7%
2.5%
35.9
15.1
20.8
5.4%
3.9%
4.3%
6.8
3.1
4.2
1.0%
0.8%
0.9%
667.7
391.6
483.1
100.0%
100.0%
100.0%
Med finansiering från REFORSK har Olsson &Retzner utfört plockanalyser på säckoch kärlsopor i sex kommuner. Här presenteras data från den första av dessa studier,
Olsson 1998. I och med att säck- och kärlsopor inte innehåller material som är utsorterat
för återvinning har Olsson & Retzner kompletterat plockanalysen med nationella data
på återvunna material (från NV 4748), se Tabell 2.5.5.
Tabell 2.5.5. Avfallssammansättning enligt en REFORSK-studie (Olsson 1998)
Retzner 1998
Tidningar
W ellpapp
Pappersförp
Plastförp
Glasförp
Metallförp
Matavfall
Blöjor
Trädgårdsavfall
Övrigt*
* = övrigt papper, glas,
plast, m etaller,
elektronik, textilier, trä,
farligt, övrigt
Nationellt,
Nationellt,
ÅVS/år, ton säck/år, ton
385 000
90 036
251 000
8 211
74 800
99 980
14 337
122 560
134 200
36 929
37 941
30 370
per hushåll
och
m ånad, kg
**
117.5
64.1
43.2
33.9
42.3
16.9
155.0
22.4
32.8
74.9
602.9
%
19.5%
10.6%
7.2%
5.6%
7.0%
2.8%
25.7%
3.7%
5.4%
12.4%
100.0%
** = 4043000
hushåll i
Sverige
Sundqvist (1992) redovisade en scenariobaserad studie över hur avfallsmängderna kan
komma att utvecklas fram till år 2020. De scenarier som studerades och presenteras i
Tabell 2.5.6 var:
Grått: utveckling enligt BNP, viss miljömedvetenhet
Grönt: miljövänlig utveckling
Svart: som grått, men mer problem med avfallsgenerering
Bilaga 2. Sid. 35
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.5.6. Framtida avfallssammansättning enligt (Sundqvist, 1992)
Sundqvist 1992
Papper
Plast
Trä
Metaller
Glas
Textil
Organiskt
Övrigt
Procentuell sammansättning
1989
Nuläge
30
9
1
3
4
3
49
1
100
2020
Grått
22
16
0
6
4
3
48
1
100
2020
Grönt
18
19
1
7
5
3
46
1
100
kg/hh och år
2020
Svart
28
18
0
5
2
3
43
1
100
1989
Nuläge
84.0
25.2
2.8
8.4
11.2
8.4
137.2
2.8
280.0
2020
Grått
60.7
44.2
0.0
16.6
11.0
8.3
132.5
2.8
276.0
2020
Grönt
33.0
34.9
1.8
12.8
9.2
5.5
84.4
1.8
183.5
2020
Svart
86.8
55.8
0.0
15.5
6.2
9.3
133.3
3.1
310.0
5.3.
Diskussion
De olika studierna visar upp relativt liknande tendenser, med komposterbart och torrt
papper (inkl. tidningar) som de största fraktionerna. Den exakta sammansättningen på
avfallet skiljer sig något mellan de olika studierna, men det går inte att säga vilken av
studierna som är mest relevant. Sammansättning är också beroende av avfallsmängder:
den absoluta mängden matavfall per person betraktas ofta som relativt konstant, medan
den procentuella andelen av matavfall varierar beroende på vilken boendeform man har,
om det är tätort eller glesbygd, mm.
Som slutsats kan sägas att de avfallsmängder och –sammansättningar som används i
ORWARE-studien är rimliga.
Bilaga 2. Sid. 36
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
6.
IVL-rapport B1462
Hushållsarbete med källsortering
6.1.
Inledning
Ett flertal utredningar har de senaste åren berört vikten av att inkludera (eller exkludera)
hushållens arbete med återvinning, t.ex. Radetzki (1999), Finansdepartementet (1999),
Bäckman (2001), SOU (2001). I dessa fall har det hushållens arbete med sortering,
rengöring och transport av återvinningsfraktioner vait i fokus. Arbetet med
restfraktionen antas inte skilja sig åt beroende på vilket typ av avfallshantering man har,
och den organiska fraktionen antas ofta leda till ett mindre merarbete.
Anledningen till att frågan väckts är att hushållen åläggs en extra plikt (sorteringen är
inte frivillig) och därför kan anses vara en mer konkret del av avfallshanteringssystemet.
Därför bör, även om ingen ersättning utgår till hushållen, deras arbete inkluderas i en
samhällsekonomisk kalkyl över återvinningens fördelar och nackdelar. Motiven mot att
inkludera hushållens arbete har varit att hushållen ändå gör arbetet frivilligt, att
återvinningen fungerar som pedagogiskt exempel på miljöarbete, och att den tid
hushållen använder för källsortering är så fragmenterad att den inte har någon alternativ
användning.
Tidigare studier har undersökt hushållens arbete och funnit att det främst är tidsåtgång
vid sortering, rengöring och transport som har betydelse (Bäckman, 2001).
6.2
Mål
Målet med detta delprojekt är att utröna hur resultaten av en systemanalys av
avfallshantering påverkas om hushållens arbete inkluderas. Målet har inte varit att
utröna om och hur hushållens arbete ska inkluderas i samhällsekonomiska analyser av
avfallshantering.
Tidsuppskattningar och värderingar från litteraturen används för att undersöka inom
vilket spann hushållens arbete ligger. Dessa tillämpas på det grundfall som används i
denna rapport. Därefter konstrueras ett fall som bedöms som anpassat till grundfallet.
Resultaten analyseras med avseende på samhällsekonomi och energiåtgång för
transport.
6.3
Litteraturstudie
Konsumentverket gjorde 1997 en enkät i fyra kommuner samt egna tester på hur lång
tid källsortering tar i anspråk (Konsumentverket, 1997). En del av dessa resultat finnns
presenterade i Tabell 2.6.1.
Bilaga 2. Sid. 37
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Tabell 2.6.1. Tidsåtgång
Konsumentverket.
för
hushållens
arbete
med
IVL-rapport B1462
källsortering
Aktivitet
Tidsåtgång
Anmärkningar
Sortering
Skölja/rengöra
Sköta kompost
Transport
1-10 min/vecka
5-20 min/vecka
1-5 min/vecka
5-10 min/vecka
5-30 min/vecka
18 min/vecka
8,6 min/vecka
4,8 min/vecka
(Helsingborg, Täby)
(Mark, Boden)
4-personershushåll
Kartongdelen ovanstående
Hårdplastdelen ovanstående
KO testtvätt
enligt
Enligt den enkät som gjordes inom detta projekt (se kapitel 3 i denna bilaga) lämnar 61
% av hushållen material vid återvinningsstationer i samband med andra ärenden, och 50
% av de tillfrågade använder bil för transporten. I Bäckman (2001) antogs att 20% av
hushållens återvinningstransporter ske utan annat ärende.
6.4.
Beräkning av samhällsekonomisk kostnad för hushållens arbete
6.4.1
Antaganden
För att kunna tillämpa dessa data på det grundfall som analyseras i denna studie behöver
ytterligare ett antal antaganden göras:
-
Medelavståndet till återvinningsstationer varierar beroende på insamlingssystem. Vi
antar att avståndet kan variera mellan 100 m och 20 km och undersöker båda
extremfallen.
-
Tidsåtgången för återvinningstransport antas vara 10 min/km då man går till fots
eller cyklar och 4 min/km vid biltransport. Denna tid inkluderar även tid för
”lastning och lossning”.
-
Ett hushåll antas göra maximalt en tur till återvinningsstationen per vecka och
minimalt en tur var tredje vecka. Samtliga hushåll antas delta i återvinningsarbetet
för att uppnå en återvinningsnivå på 70 %.
-
Energiförbrukningen vid biltransport är 3,23 MJ/km.
-
Antalet personer per hushåll är 2.1 i genomsnitt.
-
Hushållens totala arbete fördelas med 25% vardera på hårdplastfraktionen och
kartongfraktionen.
6.4.2
Spann för hushållens arbete
Med ovan givna antaganden har tre scenarier satts ihop för att spegla dels extremfallen,
dels vad vi anser är rimligt för vårt system:
-
Minimifall: Sortering tar 1 min/vecka och hushåll, rengöring 5 min/vecka,
återvinningsstation ligger 100 m bort dit man går en gång var tredje vecka.
Bilaga 2. Sid. 38
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
-
Maximifall: Sortering tar 10 min/vecka och hushåll, rengöring 20 min/vecka,
återvinningsstation ligger 20 km bort dit man åker 1 gång/vecka med bil.
-
Anpassat efter vårt system: Sortering tar 10 min/vecka och hushåll, rengöring 20
min/vecka, återvinningsstation ligger 2 km bort dit 50 % åker en gång varannan
vecka med bil och 50 % går fotledes varannan vecka.
20 % av återvinningstransporterna antas göras utan annat ärende, det vill säga 20 % av
transporterna allokeras till återvinningen.
6.4.3.
Resultat
Resultatet av beräkningarna visas i Tabell 2.6.2.
Tabell 2.6.2. Resultat avseende tid, tidskostnader och energiåtgång
Minimifall
Maximifall
Anpassat
efter vårt
system
6
62
33
Tidsåtgång totalt, minuter per hushåll och år
319
3224
1706
Tidsåtgång per fraktion: minuter per person och år
38
384
203
Tidsåtgång totalt, minuter per person och år
152
1535
812
Kostnad, kr per hushåll och år, värdering tid 60 kr/h
319
3224
1706
0
1052
53
0
501
25
0
125
6
Tidsåtgång totalt, minuter per hushåll och vecka
Energiåtgång: MJ per hushåll och år
MJ per person och år, MJ
Energiåtgång per fraktion, MJ per person och år
Om ovanstående resultat appliceras på grundscenariot i vår studie, se avsnitt 4 i
huvudrapporten, fås resultat enligt Figur 2.6.1, 2.6.2, 2.6.3 och 2.6.4. Hushållens arbete
visas som den streckade delen av stapeln.
Bilaga 2. Sid. 39
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
MJ/person, år
6 000
Hushållens transporter
5 000
Elektricitet
4 000
Jungfrulig kartong
3 000
Jungfrulig plast
2 000
Handelsgödsel N, P
1 000
Externt fordonsbränsle
0
ng
+F
b
vi
nn
i
to
ng
åt
er
rv
in
ni
ng
+F
b
st
åt
e
Pl
a
Avfallssystemet
K
ar
er
in
g+
Fb
e+
Fb
om
po
st
&
el
ng
,
Rö
tn
i
R
K
vä
rm
bu
ss
+F
b
ng
,
öt
ni
De
po
ne
ri n
g
Fö
rb
rä
nn
in
g
Extern värme
Figur 2.6.1. Energiåtgång, minimifallet
SEK/person, år
800
700
600
Hushållens tid
Miljövärdering
Kompletterande system
Avfallssystemet
500
400
300
200
100
R
bu
öt
ss
ni
ng
+
,e
Fb
l&
vä
rm
e
K
+
om
Fb
po
st
er
in
Pl
g
as
+
tå
Fb
te
rv
i
nn
K
ar
in
to
g
ng
+
Fb
åt
er
vi
nn
in
g
+
Fb
in
g
R
öt
ni
ng
,
ne
r
D
ep
o
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 2.6.2. Samhällekonomisk kostnad, maximifallet
Bilaga 2. Sid. 40
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
SEK/person, år
800
700
600
Hushållens tid
Miljövärdering
Kompletterande system
Avfallssystemet
500
400
300
200
100
R
öt
ni
ng
,
R
bu
öt
ss
ni
ng
+
,e
Fb
l&
vä
rm
e
K
+
om
Fb
po
st
er
in
Pl
g
as
+
tå
Fb
te
rv
i
nn
K
ar
in
to
g
ng
+
Fb
åt
er
vi
nn
in
g
+
Fb
ne
r
D
ep
o
Fö
rb
rä
nn
in
g
in
g
0
Figur 2.6.3. Samhällskeonomisk kostnad, minimifallet
SEK/person, år
800
700
600
Hushållens tid
Miljövärdering
Kompletterande system
Avfallssystemet
500
400
300
200
100
ng
,
R
bu
öt
ss
ni
ng
+
,e
Fb
l&
vä
rm
e
K
+
om
Fb
po
st
er
in
Pl
g
as
+
tå
Fb
te
rv
i
nn
K
ar
in
to
g
ng
+
Fb
åt
er
vi
nn
in
g
+
Fb
in
g
ne
r
R
öt
ni
D
ep
o
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 2.6.4. Samhällskoenomiska kostnader, anpassat efter vårt system
Bilaga 2. Sid. 41
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
6.5
Diskussion och slutsats
Energimässigt får hushållens transporter marginell betydelse, även i maximifallet med
de antaganden som vi gjort. Denna skillnad kan dock i extremfallet få energifördelen
med kartongåtervinning relativt förbränning att försvinna.
Vid en värdering av hushållen tid till 60 kr/h får det, utom i minimifallet, mycket stor
betydelse för det samhällsekonomiska resultatet. Den eventuella fördel som fanns med
återvinningssystemet försvinner helt – den totala kostnaden för återvinningsfallen är
nästan dubbelt så hög som för förbränning. Även för minimifallet räcker kostnadsökningen för att återvinningen ska bli samhällsekonomiskt dyrare än förbränning.
Det råder stor osäkerhet osäkerheten i uppskattningarna av både den tid som hushållen
spenderar på återvinning och den värdering som hushållens tid tilldelas. Det framstår
enligt dessa resultat att, om hushållens tid värderas överhuvud taget, kommer inte
återvinning vara samhällsekonomiskt lönsamt jämfört med förbränning (för kartongoch plastförpackningsfraktionerna). Detta resultat står sig även om man använder de
andra viktningsmetoderna EcoTax och EPS 2000 (resultat för detta visas ej här).
Den dominerande delen av hushållens tidsåtgång, förutom för maximifallet, är sortering
och rengöring. Transporterna har relativt liten betydelse så länge avståndet inte blir för
stort och så länge en stor del av transporterna kan allokeras bort på andra aktiviteter.
Slutsatsen är att om hushållens arbete bedöms vara en del av insamlingssystemet, och
därför bör värdesättas, blir återvinning samhällsekonomiskt olönsamt jämfört med
förbränning. Denna slutsats är relativt stabil, oavsett antaganden.
Bilaga 2. Sid. 42
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
7.
IVL-rapport B1462
Marknad för återvunna material – plast
7.1
Inledning
I den tidigare studien (Sundqvist, 1999a) har vi dragit slutsatsen att för plastförpackningar är materialåtervinning att föredra framför förbränning. Denna slutsats har baserats på förutsättningen att 1 kg återvunnen plast ersätter 1 kg jungfrulig plast. För att
kunna dra mer heltäckande slutsatser angående hantering av plastavfall har gjorts en
analys av plaståtervinningen i Sverige i dagsläget. Följande är en sammanfattning av
detta arbete, som i sin helhet är publicerat i Carlsson (2002). Analysen av plaståtervinningen är uppdelad i två delar. Den första delen syftar till att kartlägga hanteringen av
svenskt plastavfall i dag, och den andra delen syftar till att jämföra återvinning och förbränning av plastavfall, med hänsyn tagen till de förhållanden som framkommit under
kartläggningen med avseende på vad återvunnen plast verkligen används till.
7.2
Kartläggning av plaståtervinning i Sverige
Kartläggningen genomfördes genom litteraturstudier samt besök hos och intervjuer med
plaståtervinnare och andra relevanta aktörer. Kartläggningen inriktade sig främst på hur
den återvunna plasten användes. Resultatet finns mer utförligt redovisat i Carlsson
(2002). Den största del av den plast som återvinns idag används till att producera produkter där man annars skulle ha använt nyproducerad plast, se även Tabell 2.7.1:
-
Återvunnen hårdplast ersätter till betydande del nyproducerad hårdplast. Vanligen
gäller att 1 kg återvunnen hårdplast ersätter 1 kg jungfrulig hårdplast.
-
20 % av hårdplasten ersätter andra typer av material, t.ex. tryckimpregnerat trä,
plywood, obehandlat trä och stål.
-
Återvunnen mjukplast ersätter nyproducerad mjukplast, men det visade sig också
att det finns skäl att anta att det krävs mera material för att tillverka vissa produkter
av återvunnen mjukplast jämfört med om nyproducerad mjukplast skulle ha använts, se Tabell 2.7.1 nedan.
Tabell 2.7.1. Ersatta material vid återvinning av hårdplast och mjukplast
Mjukplast
Hårdplast
Ersatta material
100 % mjukplast
80 % hårdplast
20 % andra material
Effektivitet
1 kg återvunnen mjukplast ersätter
0,7-1 kg nyproducerad mjukplast
1 kg återvunnen hårdplast ersätter 1 kg
nyproducerad hårdplast
Bilaga 2. Sid. 43
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
7.3
LCA av plaståtervinning
Kartläggningen av plaståtervinningen ledde även till en uppdatering av emissionsfaktorer, energiförbrukning, m.m. i modellerna för återvinning av plast och nyproduktion av
plast. Resultaten från kartläggningen användes för en jämförande analys av plaståtervinning och förbränning. Tre scenarier simulerades med hjälp av ORWARE:
1. Förbränning av allt plastavfall
2. Ideal plaståtervinning, all återvunnen plast ersätter jungfrulig plast fullt ut
3. Ett mera verklighetsbaserat scenario för plaståtervinning, återvunnen mjukplast ersätter nyproducerad plast, men i lägre grad (det krävs 1 kg återvunnen plast för att
ersätta 0,7 kg nyproducerad plast) och återvunnen hårdplast ersätter andra produkter
till 20%. Dessa ”andra produkter” är av olika karaktär och antogs i simuleringen bestå av impregnerat trä, vilket utgör en stor del av dessa ”andra produkter”.
Dessa tre scenarier utvärderades med avseende på energiförbrukning, växthuseffekt,
övergödning, försurning samt bildning av fotokemiska oxidanter. Resultatet visade att
för dessa miljöpåverkanskategorier är de tidigare slutsatser som rapporterats (Sundqvist,
1999a-d) fortfarande giltiga, när fjärrvärme från avfallsförbränning ersätter biomassa.
Även med det mera verklighetsbaserade antagandet (3) ovan är materialåtervinning av
plast fördelaktigt, även om skillnaden gentemot förbränningsscenariot minskar något.
För fallet då fjärrvärme från avfallsförbränning ersätter fjärrvärme från fossila bränslen,
gäller att förbränning är gynnsammare än materialåtervinning.
Dessa resultat bör dock sättas i relation till att det tredje scenariet är uppbyggt efter dagens situation. För att kunna dra slutsatser som även täcker in en ökad materialåtervinning av plast, måste antas att de ersatta produkterna kommer att se liknande ut även med
en ökning av den återvunna plastmängden. Dessutom bör det beaktas att toxicitetsaspekter ej är medräknade, vilket kan vara en viktig påverkanskategori för t.ex. tryckimpregnerat trä. Vidare har inte hushållens eventuella transporter medtagits.
7.4
Slutsatser
Följande slutsatser dras av studien:
-
I nuläget i Sverige ersätter återvunnen hårdplast nyproducerad hårdplast till 80%
och andra material till 20%
-
För vissa produkter krävs det en större mängd återvunnen mjukplast än motsvarande nyproducerad mjukplast, upp till förhållandet 1:0,7.
-
Även om ovanstående förhållande tas hänsyn till håller tidigare slutsatser om att
återvinning av plastavfall är fördelaktigare än förbränning av plastavfall, med
biobränsle som ersättningsbränsle.
Bilaga 2. Sid. 44
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
8.
IVL-rapport B1462
Marknad för återvunna material – rötrest
8.1.
Inledning
Rötresten är den rest som blir kvar efter rötning av lättnedbrytbara substrat. Rötresten
har en torrsubstanshalt som varierar beroende på vilka substrat som rötas, men är i normala fall så låg att rötresten är pumpbar. Rötresten innehåller växtnäringsämnen som
kväve, fosfor och kalium, olika spårämnen samt mullämnen. Förutom växtnäring och
mullämnen finns det föroreningar som tungmetaller och organiska miljöstörande ämnen.
I vår tidigare studie (Sundqvist et al 1999a-d) förutsattes att rötresten kan finna avsättning inom jordbruket. Följande delstudie har gjorts i avsikt att kartlägga vilka avfall
som man idag tar emot vid de svenska rötningsanläggningarna, och hur rötresten från
dessa används. Genomgången omfattar anläggningar som tar emot andra avfall än slam
från avloppsreningsverk.
8.2.
Biogasanläggningar i Sverige
Det finns ett tiotal rötningsanläggningar i drift för närvarande. Exempel på substrat som
rötas är gödsel, slakteriavfall och andra branschspecifika avfall, källsorterat matavfall
m.m. Vilka substrat som rötas vid de olika anläggningarna i Sverige beror av tillgången
på rötbart material.
8.2.1
Kristianstad
Anläggningen Karpalund i Kristianstad har tillstånd att ta emot 73 000 ton material per
år. År 1998 omhändertas 65 000 ton material för rötning, se Tabell 2.8.1. Ungefär
hälften av det material som behandlas är gödsel från jordbruket. Resterande är olika
avfallslag, främst avfall från industrin, men även en liten andel hushållsavfall tas emot.
Industriavfallet som rötas är till största del slakteriavfall från Scan och Kronfågel (magoch tarminnehåll), samt till en mindre del avfall från ett bränneri och en liten mängd
lakritsavfall från Malaco. Avfallet från Malaco ingår bland övriga substrat.
Tabell 2.8.1. Substratsammansättning till biogasanläggningen i Kristianstad
(Bjurling & Svärd, 1998)
Substrat
Flytgödsel
Slakteriavfall, Scan
Slakteriavfall, kronfågel
Bränneriavfall
Matavfall
Övrigt
Summa avfall till rötning
Mängd till rötning
ton/år
35 000
14 000
6 500
2 500
3 500
3 500
65 000
% av
våtvikt
54
22
10
4
5
5
100
% av
torrsubstans
31
21
12
16
12
8
100
Den producerade rötresten används som organiskt gödselmedel inom lantbruket. Den
största delen av rötresten skickas i till de lantbrukare som levererar stallgödsel till an-
Bilaga 2. Sid. 45
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
läggningen. Övriga mottagare av rötresten betalar en avgift om 18 kr/ m3, vilket täcker
kostnaden för uttransport av rötrest.
8.2.2
Laholm
Vid Laholms biogasanläggning behandlas årligen 36 000 ton material, se Tabell 2.8.2.
Hälften av det behandlade materialet är gödsel från nöt och svin. Resterande mängd till
rötning är olika avfall från slakteri och livsmedelsindustri. Blekjord som är ett filtermaterial från framställning av vegetabiliskt fett, slakteriavfall från Torsåsen (kyckling),
slakteriprodukter från Lammhult samt fiskrens från ABBA. Det ingår även en del restaurang- och matavfall.
Tabell 2.8.2. Substratsammansättning till biogasanläggningen i Laholm (Bjurling &
Svärd, 1998)
Substrat
Blekjord
Slaktavfall, fiskrens och matavfall
Kogödsel
Svingödsel
Summa avfall till rötning
Mängd till rötning
ton/år
700
8 300
9 000
18 000
36 000
% av
våtvikt
2
23
25
50
100
% av
torrsubstans
7
56
13
24
100
Produktionen av rötrest vid Laholms biogasanläggning är 32 000 ton per år. Rötresten
används uteslutande som organiskt gödselmedel. Den lokala lantmannaföreningen är
delägare i anläggningen, vilket medför att lantbrukarna överlag är positiva till att ta
emot rötrest för spridning på åkermark. Den största mängden rötrest lämnas i retur till
de lantbrukare som levererat flytgödsel till anläggningen. En liten andel försäljs till
andra lantbrukare, ca 3 000 m3. Försäljningen ger ingen vinst utan täcker enbart transportkostnader.
8.2.3
Linköping
I Linköping behandlas främst slakteriavfall och gödsel, se Tabell 2.8.3. Den stora
andelen slakteriavfall beror på att det i Linköping finns ett stort slakteri som genererar
stora mängder avfall som lämpar sig för rötning.
Tabell 2.8.3. Substratsammansättning till biogasanläggningen i Linköping (Bjurling &
Svärd, 1998)
Substrat till rötning
Högriskavfall, Konvex
Slaktavfall, Scan Farmek
Processvatten, Farmek
Flytgödsel
Mycel, Gist Brocades
Total tmängd
Mängd till rötning
ton/år
16 000
8 000
50 000
25 000
6 000
105 000
% av
våtvikt
7
7
13
63
10
100
% av torrsubstans
18
19
16
37
10
100
Rötresten från Linköpings biogasanläggning används som organiskt gödselmedel. Lantbrukare som levererar flytgödsel till anläggningen tar emot rötest som ersättning för
Bilaga 2. Sid. 46
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
flytgödsel. Från anläggningen vill man gärna ha fler mottagare än de som levererar flytgödsel.
8.2.4
Uppsala
Anläggningen i Uppsala har tillstånd att röta 50 000 ton substrat per år, men man tar för
närvarande mot 30 000 ton per år, se Tabell 2.8.4. Under år 2000 har anläggningen varit
ur bruk p.g.a. ombyggnad. Under den tidsperioden har följaktligen ingen rötrest producerats. Före ombyggnaden var det mest flytande avfall som rötades. Mängden som faktiskt rötades var under perioden 1997 till 2000 var ca 13 000 ton per år.
Tabell 2.8.4. Substratsammansättning till biogasanläggningen i Linköping (Bjurling &
Svärd, 1998)
Substrat
Flytgödsel
Polyglukos
Slakteriavfall, Farmek
Restaurang och handelsavfall
Fettavskiljarslam
Total mängd
Mängd till rötning
ton/år
9 600
8 000
6 600
3 300
2 400
29 900
% av total mängd
% av torrsubstans
32
27
22
11
8
100
25
6
391
282
2
100
1
Slakteriavfallets andel av torrsubstans beräknas som ett medelvärde av mag- och tarminnehåll, 10 %,
silrens och slam, 16 %, gödsel, 30 % och spillblod 6 %
2
Restaurang- och handelsavfall andel beräknas från torrsubstanshalter på 25 % respektive 20 %
I Uppsala producerades ca 13 000 ton rötrest per år under perioden 1997 till 2000. Rötrestens torrsubstanshalt är på 3 - 4 %. I huvudsak sprids rötresten på åkermark. Det är
SLU som tar emot den största mängden och har i framtiden behov av större mängder än
i dagsläget. Det sker även en viss leverans till lantbrukare i närområdet. Planerna är att i
ett andra steg även röta hushållens matavfall som i dagsläget komposteras.
8.2.5
Helsingborg
Anläggningen i Helsingborg är dimensionerad för att behandla 80 000 ton material per
år. År 2001 rötades endast ca 15 000 ton, se Tabell 2.8.5. Material till rötning var: fetthaltigt avfall från Nestlé och Ellco Foods, slakteriavfall, avfall från tillverkning av gelatin från Extraco, svingödsel och övriga substrat som t.ex. restprodukter från tillverkning
av etanol.
År 2000 producerades ca 15 800 ton rötrest vid Helsingborgs biogasanläggning. Rötresten spreds på åkermark.
Bilaga 2. Sid. 47
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.8.5. Substratsammansättning till biogasanläggningen i
Helsingborg (Eken – Södergård, 2001)
Substrat
Extraco
Slakteriavfall
Nestlé
Ellco Food
Svingödsel
Övrigt
Total mängd
8.2.6
Mängd ton/år
8 600
2 900
1 150
700
1 300
200
14 850
% av total
58
19
8
5
9
1
100
Borlänge och Falun
I Borlänge rötas enbart matavfall från hushåll. Rötresten från rötkammaren transporteras
med band till en kompostanläggning. Genom att styra tillsats och strukturmaterial kan
varje sats rötrest skräddarsys för olika ändamål och slutprodukter. Biogasanläggningen
producerar ca 7 000 ton komposterad rötrest per år. Det finns ett intresse hos lantbruk i
området och ett återvinningsföretag att ta emot komposten för att använda den som jordförbättringsmedel.
8.2.7
Borås
Det är endast den fina fraktionen av matavfallet som rötas. Övrigt matavfall inom
kommunen komposteras. Rötresten som erhålls komposteras tillsammans med det övriga komposterbara materialet. Det totala mängden organiskt gödselmedel som erhålls,
kompost, är ca 6 000 ton per år. All kompost som produceras transporteras till jordförädlingsfirman Fristadsexpress tar hand om komposten och vidarebehandlar den till olika
jordförbättringsprodukter. Det finns ett behov av fler mottagare av de färdiga jordprodukterna.
8.2.8
Kalmar
Anläggningen i Kalmar kan ta emot och behandla högst 50 000 ton gödsel och lågriskavfall från slakteri samt organiskt avfall från livsmedelsindustrin, restauranger och
livsmedelshandel. Slakteriavfallet består av blod, inälvor, mag- och tarminnehåll.
Anläggningen rötar främst nöt och svingödsel men även en liten andel blod och lågriskavfall från ett lokalt slakteri samt fastavfall (minkfoder) från ett hönseri (Nilsson m.fl.,
2001).
8.2.9
Trestadsregionen (Vänersborg, Uddevalla och Trollhättan)
I Vänersborg finns det en biogasanläggning som har kapacitet att behandla källsorterat
matavfall. Ungefär 22 000 ton organiskt avfall rötas varje år varav 2000 ton kan utgöra
organiskt livsmedelsslam. Resterande mängd utgörs av matavfall från hushåll.
Bilaga 2. Sid. 48
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
8.2.10
IVL-rapport B1462
Övriga biogasrelaterade projekt
Utöver dessa anläggningar finns det ett flertal anläggningar planerade. En stor del av
anläggningar erhåller delar av sin finansiering från det lokala investeringsprogrammet
(LIP). De olika projektens nuvarande status är dock okänd. De olika projekten visar på
att ett aktivt arbete pågår med att finna olika lösningar för att omhänderta de lättnedbrytbara organiska materialet. I Stockholm samarbetar ett antal kommuner tillsammans
med SKAFAB/SRV i ett projekt som eventuellt leder till en rötningsanläggning som ska
behandla matavfall.
8.3.
Slutsatser
Ovanstående genomgång visar att de svenska rötningsanläggningarna främst tar emot
gödsel, slakteriavfall samt avfall från livsmedelsindustrier. De tar normalt emot endast
mindre mängder utsorterat avfall från hushåll. Rötresten från anläggningarna finner under dessa förutsättningar avsättning inom jordbruket. Det är därför fortfarande osäkert
hur lantbrukarna reagrear på en rötrest med högre andelar avfall från hushåll.
Bilaga 2. Sid. 49
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
9.
IVL-rapport B1462
Kostnadseffektiv rötning
Vi har i den tidigare studien (Sundqvist et al 1999 a-d) visat att rötning av avfall är förhållandevis dyrt, både företagsekonomiskt och samhällsekonomiskt. En ansats för att
göra rötningen billigare skulle kunna vara att öka anläggningarnas kapacitet och ta emot
mer material till rötning, t.ex. gödsel och vallgrödor från jordbruket. Följande delstudie
har därför gjorts för att undersöka om kostnaderna för rötning kan bli lägre genom att
välja högre kapacitet och ta emot fler material.
Kostnaden för system för rötning påverkas av ett flertal parametrar. De olika parametrarna är geografiska förutsättningar, anläggningstorlek, val av teknik för att erhålla biogas, tillgång till rötbart material, m.m. Rötresten betingar ingen större intäkt, men om
rötresten inte kan avsättas i jordbruket kan kostnaderna för alternativa bortskaffningsförfaranden bli av betydelse. På intäktssidan är det främst avgifter för mottagning av
avfall och intäkt av biogasen som avgör resultatet. Anläggningens storlek påverkar
kostnaden för den erhållna biogasen. Den optimala storleken för en anläggning för att
röta vall ligger mellan 1 till 4 MW gaseffekt (Nordberg et al., 1997). Exempelvis har
Uppsala-anläggningen har en gaseffekt på ca 2 MW och Stockholm på drygt 3 MW.
Kostnaden för att producera biogas från små anläggningar, ca 1 MW eller mindre kan
vara nästan dubbelt så höga per kWh producerad gas som för en större anläggning på
4 MW (Nordberg et al, 1997).
Små och medelstora kommuner genererar inte så stora mängder organiskt avfall att en
rötningsanläggning enbart baserad på avfall från hushåll blir ekonomiskt motiverad. För
att göra rötningen billigare krävs större anläggningar som tar emot andra rötningsbara
avfall eller material.
-
Slakteriavfall är en lämplig rötningsråvara. Det finns dock bara fem större slakterier
i Sverige, och dessa är normalt anslutna till de rötningsanläggningar som är i drift.
-
En samrötning av organiskt material från jordbruket som vall och gödsel kan i
dessa fall ge en bas för en mer ekonomisk anläggning (Nordberg et al, 1997).
För stora anläggningar med god tillgång på energirikt, organiskt material som t.ex. matavfall och slakteriavfall, blir kostnaderna relativt höga för att även ha ett hanteringssystem för jordbruksgrödor. De stora anläggningarna, som är modellerade i ORWARE,
är redan kostnadseffektiva. Att komplettera en större anläggning med vallgröda för att
öka produktionen leder med stor sannolikhet inte till någon minskning av kostnaderna.
Vinsterna med att samröta vallgröda med hushållsavfall påverkar till stor del andra parametrar än de rent ekonomiska (Nordberg et al, 1997). För kommuner ligger vinsterna
med samrötning till stor del i att man ökar möjligheterna till avsättning av rötresten.
Biogasanläggningar som etableras i samverkan med jordbruket möjliggör en ökad acceptans av rötresten som gödselmedel. Lantbruket blir delaktig i kedjan dels som
råvaruproducenter samt som mottagare av rötrest.
Bilaga 2. Sid. 50
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Slutsats
I ORWARE har vi utgått från rötningsanläggningar som enligt ovan redan har optimal
storlek. Vi bedömer därför inte att det går att göra kostnadsminskningar genom att
ytterligare öka anläggningsstorleken.
Bilaga 2. Sid. 51
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
10.
IVL-rapport B1462
Tungmetallflöden i avfallssytemet och det kompletterande systemet
10.1. Inledning
I våra tidigare studier drogs olika slutsatser kring miljöpåverkan orsakad av olika
avfallshanteringsalternativ (Sundqvist et al, 1999a-d). Dock poängterades att det var
svårt att dra slutsatser kring hur olika avfallshanteringsalternativ påverkar spridning och
utsläpp av tungmetaller i systemperspektivet. I ORWARE är tungmetallflöden i avfallssystemet relativt väl kända och modellerade sedan tidigare. Tungmetallutsläpp i det
kompletterande systemet har varit sämre kartlagdt, t.ex. i samband med alternativ eloch värmeproduktion, gödselmedelanvändning, m.m. För att kunna dra mer långtgående
slutsatser om det totala systemet har en komplettering av tungmetallflödena i hela det
studerade systemet gjorts och utvärderats. Följande är en sammanfattning av detta arbete, som i sin helhet är publicerat i Wikholm (2001).
Analysen av tungmetallflödena är uppdelad i två delar. Den första delen syftar till att
komplettera både avfalllssystemet och den kompletterande systemet i ORWARE med
avseende på tungmetallerna Cd, Cr, Hg, Cu, Ni, Pb och Zn där dataluckor finns. Den
andra delen syftar till att jämföra olika avfallshanteringsalternativ med avseende på
tungmetallflöden. Det är totala flöden samt totala utsläpp av tungmetaller till luft, vatten
och mark som studeras. Analysen inkluderar inte de emitterade metallernas vidare öde
efter utsläppet, eller olika lokala förhållanden som påverkar de faktiska miljöeffekterna.
10.2. Kartläggning av tungmetallflöden
Den kompletterande kunskapsinsamlingen av tungmetallflöden genomfördes främst
genom litteraturstudier och granskning av befintligt dataunderlag. Resultatet finns redovisat i Wikholm (2001).
10.3
Resultat
För att kunna jämföra de resultat med avseende på tungmetaller med andra utvärdeingskategorier valdes att utgå från en tidigare fallstudie för Uppsala (Sundqvist, 1999b). De
olika avfallsbehandlingsmetoder som inkluderas är förbränning, rötning, kompostering,
återvinning av plast och kartong samt deponering.
De totala flödena av tungmetaller i systemet är skiljer sig mycket lite mellan olika
behandlingsfall. Totala mängden tungmetaller i avfallet är konstant i samtliga studerade
fall, och skillnader mellan olika fall beror på skillnader i det kompletterande systemet.
Tungmetallflödena i det kompletterande systemet är mycket små jämfört med tungmetallflödena i avfallssystemet. De enda metaller där det kompletterande systemet får
en relativt sett större betydelse är Hg och Cd. Det är framför allt el- och värmeproduktion i det utökade systemet som bidrar till Hg- och Cd-flöden, vilket därmed gynnar
därmed de avfallshanteringsalternativ där värme och eller el produceras från avfallet.
Utsläppen av tungmetaller är mycket små jämfört med totalflödena. Den största mängden metaller finns kvar i deponerat avfall, aska och slagg (det som finns kvar efter överskådlig tid räknas inte som en emission) samt kvar i återvunna material.
Bilaga 2. Sid. 52
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
I Tabell 2.10.1 ges en sammanfattning av resultatet. Den avfallshanteringsmetod som
står utskriven är den som är den som ger lägst utsläpp av de olika tungmetallerna. Ett
streck betyder att inga signifikanta skillnader går att urskilja.
De högsta utsläppsnivåerna av tungmetaller fås då lättnedbrytbart organiskt avfall rötas
eller komposteras och rötrest/kompost sprids på åkermark (eftersom tungmetaller i rötrest eller kompost som läggs på åkermark betraktas som emission). Detta resulterar i att
förbränning alltid blir en fördelaktigare avfallsbehandlingsmetod än kompostering och
rötning, med avseende på utsläpp av tungmetaller.
Deponering är relativt lika förbränning vad gäller tungmetallflöden22. Det går inte att ur
dessa resultat urskilja vilken av metoderna som är att föredra. Då skall det beaktas att
tungmetaller från deponin beräknas under överskådlig tid, inte under oändlig tid.
För valet mellan återvinning och förbränning av plastförpackningar och kartonger är
inte tungmetallflödena av avgörande betydelse. För de flesta tungmetaller går det inte
att urskilja vilken metod som är att föredra.
Tabell 2.10.1. Sammanfattning av resultatet. Den avfallshanteringsmetod som står utskriven är den som är fördelaktigast med avseende på utsläpp av de olika tungmetallerna. Ett streck betyder att inga signifikanta skillnader går att urskilja
Bly,
Pb
Kadmium
Cd
Kvicksilver,
Hg
Koppar,
Cu
Krom,
Cr
Nickel,
Ni
Zink,
Zn
Deponering Förbränning
-
-
*
Dep
-
Fb
-
Förbränning Rötning
Fb
Fb
Fb
Fb
Fb
Fb
Fb
Förbränning Kompostering
Fb
Fb
Fb
Fb
Fb
Fb
Fb
-
-
Åv
-
-
-
-
Förbränning –
Återvinning (Åv)
Förbränning –
Åv
Återvinning (Åv)
*
Beror på vilket bränsle som används vid värmeproduktion i det kompletterande systemet
Dep= Deponering
Fb = Förbränning
Åv = Materialåtervinning
22
-
Tidigare studier har ju visat att för andra miljöpåverkanskategorier är deponering klart sämre än
förbränning (Sundqvist et al, 1999b).
Bilaga 2. Sid. 53
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
10.4. Slutsatser
De slutsatser som dras av studien är
-
Totalflöden relativt konstant i olika scenarier.
-
Totalflöden domineras av avfallssystemet i alla scenarier, endast för Cd och Hg får
det kompletterande systemet någon inverkan.
-
Biologisk behandling (rötning och kompostering) ger högre utsläpp av tungmetaller
än förbränning.
-
Deponering ger ungefär samma utsläpp av tungmetaller än förbränning under överskådlig tid.
Bilaga 2. Sid. 54
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
11.
IVL-rapport B1462
Identifiering av förändringar i samhälle och teknik
11.1. Bakgrund och mål
Målet är att identifiera mer långtgående tekniska och sociala förändringar i samhället
som kan ha inverkan på avfallshanteringen. Härvid avses förändringar i livsstilar, boendeformer etc. samt tekniksprång som t.ex. vätgasapplikationer för fordonsdrift. Även
kortsiktigare och mer näraliggande tekniska framsteg togs med.
11.2. Genomförande
Olika teknik- och samhällssprång har diskuterats under ledning av Mikael Raaterova,
Kairos Future. Vi försökte identifiera olika mjuka och hårda förändringar i samhället
och deras konsekvenser på framtida avfallshantering. Vi fokuserade på förändringar
som bedömdes spela en stor roll för resultatet av systemanalysen och som var möjliga
att modellera. I inledningsskedet identifierades cirka 25 olika teknik- och
samhällsförändringar (se nedan) som fanns relevanta att diskutera vidare. De olika hårda
(teknik) och mjuka (marknad) förändringarna kan ordnas i två delar: (1) förändringar
som är realiserbara inom tio år och (2) förändringar som är mer visionära.
De olika förändringarna delades också in i:
1. Förändringar som påverkar avfallet
2. Förändringar som påverkar avfallshanteringen
3. Förändringar som påverkar övriga samhället (t.ex. det kompletterande systemet)
4. Förändringar som påverkar resultaten från hela systemet
11.3.
Resultat
11.3.1. Inventering av samhälls- och teknikförändringar
De olika förändringar i teknik och samhälle som vi identifierade och diskuterade var
följande.
Utökat producentansvar. Producentansvar innebär att producenterna får ansvaret för
behandlingen av en viss avfallsfraktion. Vanligen är producentansvaret förknippat med
krav på återvinningsnivåer (eller för däck krav på annan behandling än deponering).
Nya krav på materialåtervinning på andra fraktioner än tidigare kan innebära ett bortfall
av brännbart avfall, t.ex. plastavfall som inte utgörs av förpackningar. Detta kan påverka
den energimängd som kan utvinnas vid förbränning, däremot påverkas inte rangordningen mella de behandlingsalternativ som vi studerat.
Avmaterialisering. Trenden med kortare och kortare livscykler för produkter bryts, och
konsumenter föredrar produkter med längre livslängd, och som därmed inte behöver
kasseras som avfall lika snabbt. Utvecklingen mot avmaterialisering kan exempelvis
drivas på av en starkare miljöopinion som även påverkar ledande positioner i samhälle
och näringsliv. De översta stegen i avfallshierarkin (avfallsminimering, återanvändning,
återvinning) kommer att dominera avfallspolitiken så att avfallsminimering och
återanvändning blir en livsstil.
Bilaga 2. Sid. 55
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Elektroniskt papper. Det papperslösa kontoret började förutspås under 1980-talet som
en följd av datotutvecklingen, men har inte förverkligats. Fortsatt utveckling inom
elektroniken har har lett till konceptet elektroniskt papper, som än så länge befinner sig
på forskningsstadiet. Det skall kunna vikas ihop, vara batterilöst och läsas som vanligt
papper utan bakgrundsbelysning. Troligen kommer det inte att leda till någon
tidningsdöd, men mängden dagstidningar (DN, SvD, Metro, etc.) som har kort
informationsmässig hållbarhetstid skulle kunna sjunka drastiskt.
Bioplast. Begreppet bioplast har använts i två sammanhang: dels för plast som framställs ur biomassa i stället för råolja, dels för plast som är biologisk nedbrytbar (biologisk nedbrytbar plast kan framställas ur såväl fossil baserad plast som ur biomassebaserad plast). Miljövinsten för den biomassebaserade plasten ligger i att plasten inte
innehåller fossilt kol och därmed inte kan anses bidra till ökad global uppvärmning varken vid framställning eller vid avfallsförbränning.
Extremt rena avfall. Om avfallet med tiden blir renare kommer det möjliggöra mer
biologisk behandling och annan typ av återvinning samtidigt som förbränning av avfallet skulle kunna ske i vanliga kraftvärmeverk med högre verkningsgrad.
Avfallssorteringstekniker. Om ny teknik för separering och sortering utvecklas kan
avfallet samlas in som en osorterad fraktion, vilket gör att arbetet med källsortering blir
mindre. Försök att utveckla sorteringstekniker för avfall har pågått sedan början av
1970-talet.
Ny teknik för utvinning av ämnen ur sekundära avfall. Med detta avses separering
av t.ex. näringsämnen och metaller ur restprodukter från behandling av blandat avfall.
Några exempel ges nedan.
-
Slaggåtervinning. Slaggåtervinning förekommer idag, där slaggen ersätter naturgrus vid byggande av t.ex. vägar, banvallar, m.m.
-
Metallåtervinning ur slagg och aska. Om mer metall kan särskiljas från askan kan
dubbel miljövinst uppnås genom att metallen förhoppningsvis kan återvinnas och
askan förhoppningsvis spridas eller användas.
-
Avvattning av rötslam med bibehållen kvävehalt. Ett avvattnat slam kräver
mindre transportarbete mellan biogasanläggning och åker. Dessvärre följer stora
delar av näringsinnehållet med vattnet som avskiljs. Om rötslammet kan avvattnas
med mindre kväveförluster ökar rötningens attraktionskraft.
-
Utvinning av fosfor ur slam. Olika avfalls innehåll av tungmetaller gör att
intresset minskar hos lantbrukarna att använda organiska restprodukter som
jordförbättringsmedel. Samtidigt är många organiska avfall fosforinnehållande och
det finns ett stort intresse att nyttiggöra denna fosfor, eftersom fosfor är en ändlig
resurs. Om man kan extrahera ut fosfor från restprodukterna utan att metaller följer
medökar möjligheterna att återföra fosför från avfall till åkermarken.
Funktionsförsäljning. Om produktleverantörer övergår till att leverera funktioner,
exempelvis kyla istället för kylskåp, uppkoppling mot nätet istället för dator, transport
Bilaga 2. Sid. 56
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
istället för bil, kopiering istället för kopiatorer etc., kan flödet av kasserade produkter
komma att förändras.
Ny återvinningsteknik. Vi har idag egentligen återvinning av ca 40 % av
avfallsmängden från hushåll. Plockanalyseer har visat att ca 85 % av hushållsavfallet i
princip skulle kunna slussas in till materialåtervinning eller biologisk behandling. Med
utveckling av ny återvinningsteknik skulle nyttiggörandet kunna ökas ytterliga.
Biomekanisk stabilisering. En förbehandlingsmetod som används i t.ex. Tyskland och
Holland är bio-mekanisk stabilisering. Innan avfallet deponeras genomgår det en kompostering för att minska volymen och eliminera risken för framtida sättningar i deponin.
Naturligtvis kan man kompostera innan man förbränner eller rötar också, men det är
antagligen energislöseri.
Värmeåtervinning från kompost. Vi har diskuterat konceptet värmeåtervinning från
kompost i ORWARE tidigare. Värmeåtervinning fordrar sannolikt ganska stora
anläggningsstorlekar för att vara lönsam..
Fosfor som knapp resurs. Återvinningstekniker för fosfor, som exempelvis rötning,
kan få ett uppsving när fosforn håller på att ta slut. En högre värdering av naturresursen
fosfor kan kanske vända avfallsbehandling från energi till näring.
Termisk förgasning. Termisk behandling av avfall innebär i dagsläget i praaktiken
förbränning med produktion av värme och/eller el. Genom termisk förgasning, d.v.s. att
avfallet förbränns understökiometriskt (med luftunderskott), kan ge en energirik gas
som kan omvandlas direkt till el och även värme (med ett högre elutbyte, men lägre
totalverkningsgrad än för förbränning) eller vidareförädlas till vätgas med tillämpningar
inom t.ex. fordonssektorn. Processer för termisk förgasning finns, för avfall finns dock
inga tillämpningar i Sverige. Modell för förgasning finns i ORWARE
Katalytisk förgasning. Katalytisk förgasning studeras på KTH i annat STEM-projekt
(STEM-projekt P10547-1). Tillämpningen är inom gasturbintekniken och således en
nedströms aktivitet till själva avfallsbehandlingen. Katalytisk förbränning är dock
mycket positivt miljömässigt vid småskalig vedförbränning, men ger i inledningsskedet
höga kostnader.
Drastiskt förändrade energipriser. Som följd av internationella restriktioner för
användning av fossila bränslen och eventuellt kommande utsläppsrätter kan
bränslepriserna komma att öka dramatiskt. Prisökningar kan även uppstå om de
oljeproducerande länderna enas om att minska oljeproduktionen. Å andra sidan, man
kan också tänka sig drastiskt sänkta energipriser till följd av genomslag för supraledare,
bränsleceller och fusionskraft eller ett definitivt förkastande av människans påverkan på
det globala klimatet. Hur utformas framtidens avfallshantering i det ena eller andra
fallet?
Grön skatteväxling. Skatt på arbete och kapital växlas mot skatt på emissioner och
resursuttag. Särskilt hård är beskattningen på fossila kolflöden. Om avfallet tack vare
sin renhet och lättsorterbarhet kan bli fossilfritt, vad händer då?
Bilaga 2. Sid. 57
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Omvärdering av miljöeffekter. Efterhand som de nationella miljömålen
implementeras dyker nya sanningar upp – när försurningsproblemet från de stora
källorna är löst kan försurning från mindre källor bli av lägre betydelse, eller när vi bara
har naturlig eutrofiering blir emissioner av övergödande ämnen från t.ex. avfall av
mindre betydelse. Det kan då leda till att bara någon eller några få av de
miljöpåverkanskategorier, eller kanske helt nya påverkanskategorier.
Nanotech. Det pågår på flera håll forskning om hur man kan konstruera maskiner eller
organismer på nanonivå genom att sätta ihop dem molekyl för molekyl eller atom atom
för atom. Tillämpningar som talas om idag är medicin (små robotar som injiceras och
simmar omkring i kroppen), neutralisering av skadligheter som biologiska stridsmedel,
m.m.
Landfill mining. Somliga har anfört tesen att det i framtiden kan vara högre metallkoncentrationer i deponier än i gruvmalm. Deponerade metallresurser kan komma att
grävas ut. Har detta betydelse för våra resultat och kan vi säga något om
konsekvenserna?
Organisk sambehandling. Organisk sambehandling av avfall och avlopp från hushåll
studerades tidigt i ORWARE (Nybrant et al, 1996). Detta kan bli en konsekvens av fler
utav de tidigare nämnda förändringarna. Vilka synergier kan uppnås om fast och flytande avfall kan sambehandlas? Avfallskvarnar var ingen godtagbar systemlösningen
enligt ovannämnda studie men utveckling av avfallskvarnar och avloppssystem kan ge
andra resultat i framtiden.
Fjärrkyla. Fjärrkyla är en intressant applikation på sydligare breddgrader. I tätorter,
framförallt i varmare klimat, i framtidens uppkopplade samhälle finns det ett under
sommaren ökande kylbehov. Även i Sverige kan fjärrkyla vara intressant under
sommaren då värmebehovet är lågt men avfallsproduktionen är fortsatt hög. Antingen
gör man el av avfallet som används till att driva stora eller små värmepumpar. Eller så
installerar man absorptionskylmaskiner vid avfallsförbränningen som levererar kyla
direkt.
Energiomställning/Alternativa källor. Det svenska energisystemet är under omställning. Hur påverkas vår studie av om de uppsatta målen uppnås?
Slamförbränning. Industriella slam förbränns och nu förespråkar fler och fler att även
rötslam och därmed jämförliga produkter borde brännas istället för att deponeras så
länge spridning på åkermark inte är möjligt.
Färdigmat hemma. Tiden är en knapp resurs för många människor och andelen
ensamhushåll ökar. Många köper färdiglagad mat, som bara behöver värmas i hemmet.
En effekt är minskad mängd organiskt avfall från hushåll och motsvarande ökning från
”matlagningsindustrin”. Andelen förpackningar från hushållen ökar. Förutom
förflyttning av organiskt avfall mellan olika källor blir det förändringar i
energiförbrukning och transporter.
Bilaga 2. Sid. 58
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Äta ute. En variant av föregående är att man efter arbetsdagens slut istället för att gå
hem och ”mikrar färdigmat” i stället går ut till en restaurang med jobbarkompisarna och
äter middag. Mindre avfallsmängder från hushåll, ökade mängder från restauranger och
storkök (med högre renhetsgrad som följd?).
Harmoniserade förpackningar. Planhushållning på förpackningar. I första hand renodling av antalet olika plasttyper som används i förpackningar, på sikt kanske vissa förpackningsmaterial utgår helt, t.ex. glas p.g.a. dess specifika vikt.
Småskalig förbränning. Redan idag händer det att folk eldar eget brännbart avfall,
t.ex. tidningar och kartonger. Om kostnaderna för avfallshantering höjs och
betalningsviljan inte hänger med kan man räkna med att många småhusägare med
fastbränslepannor och bostadsområden med egen uppvärmning i lönndom eldar upp sitt
avfall. Minskade transporter men ökade utsläpp är att vänta.
11.3.2
Klassificering och karaktärisering av förändringar
De ovan listade förändringarna har därefter diskuterats och klassificerats med avseende
på:
-
Vilka delar i systemet påverkas: avfallet, avfallshanteringssystemet, det externa
systemet och det totala resultatet.
-
Den tidshorisont under vilken förändringen kan få genomslag: kort (inom 10 – 15
år) eller lång (>15 år)..
-
Effekten av förändringen på resultatet.
-
Vilken kunskap vi har om förändringen för att kunna hantera den i modellen.
Resultatet av klassificeringen visas i Tabell 2.11.1.
Bilaga 2. Sid. 59
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.11.1. Klassificering av olika förändringar
Påverkan på
Tidshorisont
Effekt
Kunskap
K
L
K
L
L
K
L
L
K
K
K
L
L
S
S
S
S
S
L
L
L
S
L
L
H
H
H
H
L
L
L
H
H
L
K
L
K
L
K
L
L
K
K
K
K
L
L
L
S
L
L
S
S
S
S
S
L
L
S
S
L
L
S
H
H
H
H
H
H
L
H
H
H
H
H
H
H
H
L
S
H
Utökat producentansvar
Dematerialisering
Elektroniskt papper
Bioplast
Extremt rena avfall
Avfallssortering
Restproduktsseparation
Funktionsförsäljning
Ny ÅV-teknik
Biomekanisk stabilisering
Värmeåtervinning
av
kompost
Fosfor knapp resurs
Termisk förgasning
Katalytisk förbränning
Förändrade energipriser
Grön skatteväxling
Omvärdering miljöeffekter
Nanotech
Landfill mining
Organisk sambehandling
Fjärrkyla
Energiomställning
Slamförbränning
Färdigmat hemma
Äta ute
Harmoniserade
förpackningar
Småskalig förbränning
Avfall
X
X
X
X
X
X
AH
X
Icke AH Resultat
(X)
X
X
X
X
X
X
(X)
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
(X)
X
Förklaringar:
Avfall = Påverkan på avfallet
AH = Påverkan på avfallshanteringen
Icke AH= Påverkan på övriga samhället
Resultat = Påverkan på resultaten från hela systemet
Tid = Tidshorisont för realisering (K = kort, L = lång)
Effekt = Effekt på resultatet (S = stor, L = liten)
Kunskap = Kunskap om förändringens natur (H = hög, L = låg)
11.3.3
Diskussion – möjligheter att gå vidare
Ur tabellen ovan identifierades ut de intressantaste förändringarna (som påverkar
resultatet och som kan hanteras i ORWARE), och bland dessa avgjordes om vi skulle
göra en modellering/simulering eller om vi skulle nöja oss med en diskussion.
Kort sikt, påverkar resultatet och kan hanteras i modellen
De förändringar som faller inom de tidsramar vi studerar (10 – 15 år framåt i tiden),
som påverkar resultatet och som vi har tillräcklig kunskap för att modellera är:
• Energiomställning
• Elektroniskt papper
Bilaga 2. Sid. 60
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
•
•
•
•
•
•
•
IVL-rapport B1462
Avfallssortering
Värmeåtervinning från kompost
Förändrade energipriser
Omvärdering av miljöeffekter
Termisk förgasning
Slamförbränning
Fjärrkyla
Vi beslöt att:
•
Energiomställning studeras i känslighetsanalys genom val av alternativa bränslen
för fjärrvärme och elproduktion, se vidare kapitel 4 i huvudrapporten.
•
Förändrade energipriser och ändrad värdering av klimatpåverkan skall undersökas närmare i ett antal scenarier. Det kan lätt göras genom att höja viktningsfaktorn för koldioxid med en faktor, t.ex. 2 eller 5, se vidare kapitel 4 i huvudrapporten.
•
Omvärdering av miljöeffkter, som följd av att miljöarbetet lyckas och vissa
miljömål uppnås, tas inte upp till vidare behandling. De processer och den omvärld
som vi modellerar baseras på den teknik och det samhälle som finns idag och 10 –
15 år framåt. En omvärdering av miljöeffkterna kommer sannolikt inte förrän efter
denna tidperiod
•
Elektroniskt papper ligger lite vid sidan av vårt fokus. Det elektroniska pappret
behandlas inte vidare i vårt projekt. Elektroniskt papper kan påverka den
energimängd som kan utvinnas vid förbränning, däremot påverkas inte
rangordningen mella de behandlingsalternativ som vi studerat.
•
Avfallssortering, vad gäller hushållens arbete, kommer till vissa delar att behandlas
inom delprojekten för hushållens arbete och insamling. Om ny teknik för separering
och sortering utvecklas kan avfallet samlas in som en osorterad fraktion. De tidigare
studierna visade att insamlingsarbetet står för en mycket liten del av den totala
energiförbrukningen och miljöpåverkan. Däremot kan insamlingen påverka de totala
kostnaderna. Detta visar att från miljö- och resurssynpunkt finns egentligen inget
motiv för utveckling av separerings- och sorteringsteknik. För ekonomin måste
kostnaderna för separering och sortering i anläggningar vägas mot de ökade insamlingskostnader som uppstår då flera fraktioner samlas in från hushållen – detta är
svårt att göra innan den nya separerings- och sorteringstekniken är beskriven.
Avfallssortering behandlas inte vidare i projektet.
•
Värmeåtervinning från kompost är av intresse men prioriterades inte att studeras
vidare inom ramen för projektet.
•
Termisk förgasning undersöks vidare i projektet, se kapitel 12 i Bilaga 2.
•
Slamförbränning. En särskild studie av slamförbränning genomfördes som
examensarbete på KTH, se kapitel 13 i Bilaga 2.
•
Fjärrkyla. En särskild studie av fjärrkyla genomfördes som examensarbete på
KTH, se kapitel 14 i Bilaga 2.
Bilaga 2. Sid. 61
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Lång sikt, påverkar resultatet och och kan hanteras i modellen
De förändringar som kan ske på lång sikt (längre än 15 år framåt i tiden), som har stor
effekt och som vi har tillräcklig kunskap för att modellera är:
• Landfill mining
• Bioplast
• Extremt rena avfall
• Fosfor knapp resurs
• Grön skatteväxling
• Harmoniserade förpackningar
• Småskalig förbränning
Vi beslöt att:
•
Landfill mining inte skall undersökas vidare eftersom det inte handlar om hur det
fallande avfallet ska hanteras. Om den befintliga deponin betraktas som en tillgänglig mängd avfall är tidigare resultat också tillämpliga – det är miljömässigt bättre att
gräva upp och bränna avfallet än att låta det ligga kvar i deponin. Detta gäller inte
avfall som är ”färdignedbrytet” så att dess energiinnehåll är lågt.
•
Bioplast behandlas inte vidare i projektet. Miljövinsten för den biomassebaserade
plasten ligger i att plasten inte innehåller fossilt kol och därmed inte kan anses bidra
till ökad global uppvärmning varken vid framställning eller vid avfallsförbränning,
en följd av detta kan bli att fördelarna att fördelarna med materialåtervinning
minskar. Troligen skulle skillnaderna mellan materialåtervinning bli mindre markant
och mer lik resultatet för kartong. För biologisk nedbrytbar plast finns egentligen
inga miljömässiga fördelar: våra tidigare studier visar att för lättnedbrytbart avfall
har biologisk behandling egentligen inga fördelar jämfört med förbränning.
•
Extremt rena avfall kan påverka utfallet av systemanalyserna. Normalt torde inte
miljöpåverkanskategorierna växthuseffekt, övergödning eller fotooxidantbildning.
Försurning kan beröras eftersom försurande utsläpp främst beror på svavel eller klor
i avfall/material som förbränns i såväl avfallssystemet som det kompletterande systemet. Också toxiska effekter påverkas, i synnerhet om ”renare avfall” innebär
minskade halter av tungmetaller. Området prioriterades inte vidare inom ramen för
projektet.
•
Harmoniserade förpackningar kan påverka resultatet, främst genom att det blir
lättare att uppnå högre återvinningsgrader. För plast skulle det innebära exempelvis
att mindre mängd plast sorteras bort som rejekt vid återvinningsanläggningarna, vilket skulle ge som effekt att skillnaderna mellan förbränning och materialåtervinning
blir större vid samma avfallsmängd och samma insamlingsgrad.
•
Fosfor som knapp resurs kan undersökas genom att inkludera uttag av naturresurser i den miljöekonomiska värderingen, alternativt sätta högre pris på fosforgödselmedel.
•
Grön skatteväxling kommer att beröras i resonemanget kring energiomställning
och förändrade energipriser, se kapitel 4 i rapporten samt bilaga 3.
•
Småskalig förbränning kan belysas genom att göra enklare beräkningar. Vissa
grundläggande har gjorts, baserat på emissionsdata från Rolf Olssons STEM-pro-
Bilaga 2. Sid. 62
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
jekt. Beräkningar som vi gjort visar att småskalig förbänning ur många aspekter inte
har några fördelar jämfört med storskalig förbränning. Effektivare energiutvinning i
större anläggningar gör att det inte blir någon energibesparing, även om
energiåtgången för avfallsstransporter minskar. Effektivare rökgasrening i större
anläggningar gör att man inte gör några egentliga miljövinster. En fördel med
småskalig förbränning kan dock vara något minskade utsläpp av fossil koldioxid,
under förutsättning att den småskaliga förbränningen av avfall ersätter olja i
småpannor.
Bilaga 2. Sid. 63
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
12.
IVL-rapport B1462
Termisk förgasning av avfall för vätgasproduktion
12.1. Inledning
I diskussioner kring olika framtidsscenarier ville vi närmare undersöka förgasningens
möjligheter från en svensk horisont. I förra projektomgången gjordes en studie i form av
ett examensarbete där olika förgasningskoncept jämfördes med varandra (Assefa 2000).
Rötning med reformering av biogasen till vätgas ställdes mot termisk förgasning av
organiskt avfall med vätgasreformering och konventionell avfallsförbränning. Som en
uppföljning ville vi nu studera några nya intressanta scenarier samtidigt som en viss
modifiering av delmodellerna gjorts för att bättre svara mot tänkta svenska förutsättningar.
12.2. Utförande
Inkommande avfall består av utsorterat organiskt lättnedbrytbart avfall, med 100 %-ig
utsortering hos hushållen. Det är endast behandlingen av avfallet som simuleras i dessa
scenarier, eftersom insamlingen ser likadan ut oavsett behandlingsmetod.
Gasen (syntesgas) från förgasningen används till att producera vätgas, vilken i sin tur
används som drivmedel till personbilar. Från rötningen fås biogas som antingen
används till produktion av värme och el eller till vätgasproduktion. Rötningen ger även
upphov till en rötrest som innehåller fosfor- och kväve. Rötresten antas ersätta
handelsgödsel.
De funktionella enheter som använts i studien är
•
MJ fjärrvärme,
•
MJ elektricitet,
•
km biltransport samt
•
kg växttillgängligt fosforgödsel och kvävegödsel.
Alternativa produktionssätt för de olika nyttigheterna från avfallet är:
•
Fjärrvärme: biobränsle
•
Elektricitet: kolkondens
•
Drivmedel: bensin
•
Gödsel: N- och P-handelsgödsel
Vid utvärderingen av förgasningsmodellen har följande fem scenarier studerats:
•
I scenario 1 rötas det organiska avfallet och biobränslet förbränns. Vid rötningen
erhålls biogas, vilken används till vätgasproduktion.
•
I scenario 2 förgasas det organiska avfallet och biobränslet förbränns.
•
I scenario 3 förbränns det organiska avfallet och biobränslet förgasas.
Bilaga 2. Sid. 64
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
•
I scenario 4 rötas det organiska avfallet och biobränslet förgasas. Biogasen från rötningen används till att producera el och värme.
•
I scenario 5 förgasas både organiskt avfall och biobränsle.
I Tabell 2.12.1 sammanfattas de olika behandlingsalternativen, samt de funktionella enheterna i de fem scenarierna. I Tabell 2.12.2 visas bränsleflöden till de olika behandlingsstegen.
Tabell 2.12.1.
Org. avfall
Sammanfattning av de studerade scenarierna.
Biobränsle
Fjärrvärme
Elektricitet
Drivmedel
Växtnäring
1 rötning
förbränning
biobränsle
kolkondens
bensin+vätgas
biogödsel
2 förgasning
förbränning
biobränsle
kolkondens
bensin+vätgas
konstgödsel
3 förbränning
förgasning
biobränsle
kolkondens+
avfall
bensin+vätgas
konstgödsel
4 rötning
förgasning
biogas+
biobränsle
kolkondens+
biogas
bensin+vätgas
biogödsel
5 förgasning
förgasning
biobränsle
kolkondens
vätgas
konstgödsel
Tabell 2.12.2.
Avfallsflöden i de olika scenarierna.
1.
Rötn./Förbr.
ton/år
32 493
2.
Förgasn./Förbr.
ton/år
30 847
3.
Förbr./Förgasn
ton/år
30 854
4.
Rötn./Förgasn.
ton/år
1 646*
5. Förgasn./
Förgasn.
ton/år
0
30 847
0
0
30 847
0
0
30 847
30 847
30 847
61 695
Restprodukt-depo5 498
5 216
nering
*
Utsorterat sekundärt avfall från rötning
5 280
282
0
Behandling [ton]
Förbränning
Rötning
Termisk förgasning
Vid en utvärdering kan de olika scenarierna ses som kronologiska steg i en framtida
teknikutveckling. Scenario 1 är det scenario som är möjligt att göra idag, med dagens
teknik och anläggningar. Tekniken att förgasa biobränsle finns idag och är möjlig att
använda inom en snar framtid. Scenario 3 och 4 representerar ett mellansteg i en tänkt
utveckling med förgasning av biobränsle och nuvarande behandling av det organiska
avfallet. Tekniken för att förgasa avfall har inte kommit lika långt och scenario 2 och 5
representerar en framtid då tekniken för förgasning utvecklats och allt organiskt material förgasas.
Vid utvärderingen kan man även jämföra de olika teknikerna för att behandla avfall med
varandra. Genom att jämföra scenario 3, 4 och 5 med varandra kan man se vilka skillnader det finns mellan de olika behandlingsalternativen för det organiska avfallet eftersom biobränslet förgasas i samtliga tre scenarier.
Bilaga 2. Sid. 65
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
12.3. Resultat
Nedan presenteras diagram som åskådliggör förbrukningen av energiråvaror och emissioner av växthusgaser, försurande ämnen, övergödande ämnen (till luft, mark och vatten) och fotooxidantbildande ämnen (uppdelat på VOC och NOX). På grund av att det
varit svårt att kostnadsuppskatta förgasningskoncepten har ingen ekonomisk modellering gjorts.
12.3.1
Energi
Figur 2.12.1 visar förbrukning av energiråvaror för det totala systemet i de olika
scenarierna, uppdelat efter funktionella enheter. Ju bättre energin i avfallet utnyttjas,
desto mindre energi behövs från andra källor för att fylla de funktionella enheterna. I
scenario (5) där enbart förgasning ingår utnyttjas energin i avfallet dåligt. Rötning och
förbränning är fördelaktigare ur energisynpunkt. Det beror antagligen på att
förgasningsanläggningen har hög elförbrukning, samt att vi går över från bensinbehov
till fjärrvärmebehov och systemvinsten fås sedan på fordonssidan. Eftersom
energiutnyttjandet i avfallsystemet är dåligt om både avfall och biobränsle förgasas är
scenario (5) det mest energikrävande fallet på grund av det stora behovet av extern
värme.
Scenario (1) där det organiska avfallet rötas och biobränsle förbränns, samt scenario (2)
där det organiska avfallet förgasas och biobränslet förbränns är de totalt sett minst
energikrävande processerna tack vare sitt effektiva energiutnyttjande.
I 2.12.2 visas energiresursförbrukningen uppdelat på energikällor istället för på användningsområden. Den stora förbrukningen av olja i scenario (1) och (2) beror på behovet av externt fordonsbränsle i det kompletterande systemet. Förbrukningen av kol
härrör från produktion av el genom kolkondens.
Bilaga 2. Sid. 66
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
TJ
900
Elektricitet
800
Jungfrulig kartong
700
Jungfrulig plast
600
Handelsgödsel N, P
500
Externt fordonsbränsle
400
Extern värme
300
Avfallssystemet
200
100
0
Rötn./Förbr.
Förgasn./Förbr.
Förbr./Förgasn.
Rötn./Förgasn.
Förgasn./Förgasn.
Figur 2.12.1. Förbrukning av energiråvaror totalt, uppdelat efter funktionella enheter
TJ
900
800
Kol
700
Olja
600
Naturgas
500
Kärnkraft
400
Biomassa
300
Vattenkraft
200
100
0
Rötn./Förbr.
Förgasn./Förbr.
Förbr./Förgasn.
Rötn./Förgasn.
Förgasn./Förgasn.
Figur 2.12.2. Förbrukning av energiråvaror totalt, uppdelat i energiråvaror.
Bilaga 2. Sid. 67
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
12.3.2
IVL-rapport B1462
Emissioner av växthusgaser
Emissioner av växthusgaser från det totala systemet visas i Figur 2.12.3. I det totala systemet är scenario (4) ett av de bättre alternativen, eftersom produktionen av el och gas i
rötnings- och förgasningsprocesserna ger ett litet behov av extern el och externt fordonsbränsle i det kompletterande systemet. De höga emissionerna i det totala systemet
för scenarierna (1) och (2) beror på behovet av externt bränsle, som krävs för att ersätta
vätgasproduktionen, täcks med fossilt bränsle.
kton CO2ekvivalenter
80
Elektricitet
70
Jungfrulig kartong
60
Jungfrulig plast
50
Handelsgödsel N,P
40
Externt
fordonsbränsle
Extern värme
30
Avfallssystemet
20
10
0
Rötn./Förbr.
Förgasn./Förbr.
Förbr./Förgasn.
Rötn./Förgasn.
Förgasn./Förgasn.
Figur 2.12.3. Emissioner av växthusgaser från det totala systemet.
Bilaga 2. Sid. 68
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
12.3.3. Emissioner av försurande ämnen
Figur 2.12.4 visar emissioner av försurande ämnen från det totala systemet är störst när
det organiska avfallet rötas och biobränslet förgasas (4). Detta beror till största delen på
att el- och värmeproduktionen från biogas sker med hjälp av en gasmotor som ger stora
utsläpp av kväve- och svaveloxider. Emissioner av dessa försurande ämnen från förbränningsprocessen ger även ett stort bidrag i scenarierna (1) och (2). Skillnaden mellan
scenarierna (3), (5) och (4) i avfallssystemet utjämnas när det kompletterande systemet
läggs till. Detta beror främst på att den externa elproduktionen med kolkondens i det
kompletterande systemet har stor försurande påverkan. I de fall där den potentiella försurande effekten från avfallssystemet är hög ger det ett stort bidrag till det totala systemets påverkan.
ton SO2-ekvivalenter
250
Elektricitet
Jungfrulig kartong
200
Jungfrulig plast
Handelsgödsel N,P
150
Externt
fordonsbränsle
Extern värme
100
Avfallssystemet
50
0
Rötn./Förbr.
Förgasn./Förbr.
Förbr./Förgasn.
Rötn./Förgasn.
Förgasn./Förgasn.
Figur 2.12.4. Emissioner av försurande ämnen från det totala systemet.
Bilaga 2. Sid. 69
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
12.3.4
IVL-rapport B1462
Emissioner av övergödande ämnen
I Figur 2.12.5 visas emissioner av övergödande ämnen från det totala systemet. De stora
emissionerna av övergödande ämnen från avfallssystemet i rötningsscenarierna (1 och
4) beror på det läckage av näringsämnen (av kväve och fosfor) som uppstår vid
användning av rötresten på åkermark (näringsläckaget är större än från handelsgödsel). I
figuren syns också att den stora övergödande effekten från avfallssystemet får stort
genomslag även i det totala systemet. I övrigt ger kväveemissioner från elproduktionen
ett stort bidrag till scenarierna (2), (3) och (5) som har ett relativt stort behov av extern
el från det kompletterande systemet.
ton O2-ekvivalenter
2 500
Elektricitet
Jungfrulig kartong
Jungfrulig plast
2 000
Jungfrulig kartong
Jungfrulig plast
1 500
Handelsgödsel N,P
Externt fordonsbränsle
1 000
Extern värme
Avfallssystemet
500
0
Rötn./Förbr.
Förgasn./Förbr.
Förbr./Förgasn.
Rötn./Förgasn.
Förgasn./Förgasn.
Figur 2.12.5. Emissioner av övergödande ämnen från det totala systemet.
Bilaga 2. Sid. 70
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
12.3.5
IVL-rapport B1462
Emissioner av fotokemiska oxidanter – VOC
Figur 2.12.6 visar emissionerna av VOC-ekvivalenter från det totala systemet. De stora
emissionerna av fotooxidantbildare från avfallssystemet kommer från förbränning och
användning av biogas. Vid förbränning av biogas (4) kommer de största bidragen från
VOC och vid förbränning av biobränsle (1 och 2) står CO för den största delen. Enligt
figuren ger dock alternativen rötning av avfall och förbränning av biobränsle (1) samt
förgasning av avfall och förbränning av biobränsle (2) upphov till de största utsläppen
totalt sett. Detta beror på att det stora utnyttjandet av externt fordonsbränsle leder till
höga emissioner av VOC.
ton VOC
70
60
Elektricitet
Jungfrulig kartong
50
Jungfrulig plast
40
Handelsgödsel N,P
30
Externt
fordonsbränsle
Extern värme
20
Avfallssystemet
10
0
Rötn./Förbr.
Förgasn./Förbr.
Förbr./Förgasn.
Rötn./Förgasn.
Förgasn./Förgasn.
Figur 2.12.6. Utsläpp av VOC från det totala systemet
Bilaga 2. Sid. 71
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
12.3.6
IVL-rapport B1462
Emissioner av fotokemiska oxidanter - NOX
Figur 2.12.7 visar mängden utsläpp av kväveoxider från det totala systemet. De höga
emissionerna från avfallssystemet i alternativet med rötning av det organiska avfallet
och förgasning av biobränslet (4), beror på höga kväveemissioner från utnyttjandet av
biogasen till el- och värmeproduktion. Tydligt är också att förbränning av biobränsle ger
högre emissioner av kväveoxider än förgasning.
De höga emissionerna från avfallssystemet i scenario (4) får en avgörande betydelse i
det totala systemet. Skillnaden till övriga alternativ jämnas dock ut i det totala systemet
på grund av att övriga alternativ har större behov av externt tillskott av värme, el och
fordonsbränsle i det kompletterande systemet.
ton NOx
70
Elektricitet
60
Jungfrulig kartong
50
Jungfrulig plast
40
Handelsgödsel N,P
30
Externt fordonsbränsle
20
Extern värme
Avfallssystemet
10
.
ga
ör
ör
g
Fö
rg
as
n.
/F
./F
R
öt
n
r./
F
rb
Fö
sn
n.
as
sn
.
ör
/F
ö
Fö
rg
as
n.
./F
R
öt
n
ga
rb
ör
br
.
r.
0
Figur 2.12.7. Emissioner av NOX från det totala systemet
Bilaga 2. Sid. 72
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
12.4. Slutsatser och diskussion
De befintliga teknikerna med rötning och förbränning av avfall ger bättre energiutnyttjande än den nya förgasningstekniken. Detta beror på att stora mängder extern värme
krävs i det kompletterande systemet för att ersätta bortfallet av avfallsvärme från förbränningen. Förgasningsprocesserna förbrukar dessutom mer el än förbränning och rötning.
Vad gäller miljöpåverkan finns ingen entydig tendens. Det finns miljömässiga fördelar
och nackdelar med samtliga scenarier.
Jämfört med nutidsscenariot (1) skulle ett framtida scenario (5) där båda fraktionerna
förgasas vara mycket fördelaktig, främst ur en växhuseffektsynpunkt men även när det
gäller övergödning och bildning av fotokemiska oxidanter (VOC ekvivalenter). Försurningspotentialen och bildningen av NOX dock något högre. Det sistnämnda beror på att
behovet av extern el och värme i det kompletterande systemet blir stort vid förgasning
och att detta måste tillgodogöras på andra sätt. Elproduktionen genom kolkondens är en
starkt bidragande orsak till att prestandan försämras vad gäller emissioner av försurande
ämnen och övergödande ämnen.
Scenario (2) som innefattar förgasning av det organiska avfallet och förbränning av
biobränsle kräver mycket externt fordonsbränsle och el, vilket leder till hög potentiell
växthuspåverkan och bildning av fotokemiska oxidanter. Scenario (3) ungefär jämbördigt med scenario (5) med undantag från växthusgaserna och den fotokemiska oxidanterna som till stor del kommer från fossilt fordonsbränsle och förbränning.
Scenario (4) med rötning av det organiska avfallet och förgasning av biobränslet är fördelaktigt vad gäller växthusgaser, men ger hög potentiell försurnings- och övergödningseffekt. Detta beror på att den gasmotor som används för att utvinna el och värme
ur biogasen ger upphov till höga emissioner av kväve- och svaveloxider, samt på
näringsläckaget vid spridning av rötresten på åkermark. För att denna metod skall kunna
vara ett alternativt steg mot ett tänkt framtidscenario måste miljöprestandan för gasmotorn och rötrestanvändningen höjas avsevärt.
Valet av ersättningsbränsle i dessa scenarier kan dock diskuteras. Att som i alla scenarier använda el producerad genom kolkondens och olja som externt fordonsbränsle, är
ett osäkert val när det gäller framtiden. Samma ersättningsbränslen måste dock användas i alla scenarier för att systemen ska bli jämförbara. Osäkerheten i antagandet ligger i
att förutsätta att ersättningen för elproduktionen och fordonsbränsleanvändningen ser
likadan ut i framtiden som idag. Om produktionen av el och mer miljövänliga bränslen
än olja, som ger minskad klimatpåverkan, försurning och bildning av fotokemiska oxidanter (VOC) introduceras, blir några av mellanstegen och framtida teknik mer fördelaktiga än dagens teknik. Kärnan i problemet är alltså att definiera begreppet framtid
samt att kunna förutspå hur den framtida energiproduktionen ser ut. Här har dock
bedömningen varit att olja och kolkondens kommer att fortsätta att vara marginalbränslen även i teknikutvecklingsstadiet och i framtidsscenariot, eftersom det hålls för
troligt att ersättningen av fossila bränslen kommer att ta en ansenlig tid.
Bilaga 2. Sid. 73
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
En annan svag länk i scenarierna är användandet av gasmotorn. En gasturbin som ger
betydligt mindre utsläpp av kväveoxider skulle vara mycket fördelaktigare vad gäller
kväveemissioner. Problemet är att stora mängder biogas behöver produceras för att en
investering i en sådan anläggning bli lönsam. Vid mindre gasmängder är det därför mer
realistiskt att anta att en gasmotor används. Ett alternativt framtidsscenario vore att
bygga ut ett ledningsnät för naturgas och på så sätt kunna samla ihop större mängder gas
till anläggningar med gasturbiner.
Som tidigare diskuterats sänks prestandan i scenario (4) på grund av kväve- och
svaveloxidemissionerna från gasmotorn som används vid elproduktionen. Scenarierna
(3) och (5) är ungefär jämbördiga med avseende på emissioner av kväveoxider samt försurnings- och övergödningspotential. När det gäller växthuspåverkan och bildning av
fotokemiska oxidanter, VOC, är dock alternativ (5) fördelaktigare.
Bilaga 2. Sid. 74
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
13.
IVL-rapport B1462
Förbränning av rötslam
13.1. Inledning
Förbränning identifierats som en viktig metod för omhändertagande av rötslam om det
nuvarande slamstoppet fortsätter. Inom ramen för projektet har därför bedrivits ett
examensarbete av Marie Eriksson som behandlar ämnet slamförbränning. Än så länge
föreligger endast preliminära resultat. Den fullständiga rapporten (Eriksson 2002)
kommer att ges ut av Institutionen för Biologi, Miljö och Geovetenskap vid Umeå
Tekniska Högskola (Umeå Universitet). Rapportens preliminära titel är: ”Environmental
systems analysis of sewage sludge treatment methods in ORWARE - With emphasis on
development of the incineration sub-model”.
Målen med examensarbetet var att studera miljöpåverkan och energiflöden vid förbränning av rötat avloppsslam. Detta skulle göras genom en utvärdering av befintliga och
nya tekniker för slamförbränning. Olika förbränningstekniker skulle jämföras med
varandra samt med de alternativa behandlingsmetoderna strängkompostering och kompostering enligt Bedminstermetoden.
13.2. Metod och systemgränser
Utifrån provförbränningar av slam med hushållsavfall som utförts vid Högdalenverket
utvärderades indata i den befintliga förbränningsmodellen. Vid analysen kunde det konstateras att vissa justeringar krävdes för att kunna använda avfallsförbränningsmodellen
för förbränning av avloppsslam. Bland annat krävdes förändringar av kväve- och
svaveloxidemissionerna samt av ask- och slaggflödena.
Efter studie av det aktuella teknikläget i utredningar gjorda angående hantering av
avloppsslam, utförda av bland andra VAV och RVF, utvecklades även en förbränningsmodell med fluidbäddteknik. Indata i den nya modellen har till stor del hämtats
från energiteknik på Chalmers Tekniska Högskola, där omfattande försök gjorts med
samförbränning av rötat avloppsslam med träpellets och kol i en pilotanläggning.
I alla scenarier behandlades en given mängd slam, plus stödbränsle för förbränning och
Bedminsterkompostering (Tabell 2.13.2). De funktionella enheterna var elektricitet,
fjärrvärme samt näringsämnen. De miljöpåverkanskategorier som studerades var växthuseffekt, försurning och övergödning.
I ett första steg jämfördes den justerade förbränningsmodellen för slamförbränning med
den befintliga modellen anpassad för monoförbränning av hushållsavfall. Nästa steg i
utvärderingen blev att jämföra den nya fluidbäddtekniken med rostertekniken. Modellen
med fluidiserad bädd fick sedan representera förbränning vid jämförelsen med de alternativa behandlingsmetoderna.
För att utföra dessa studier krävdes åtta olika scenarier (Tabell 2.13.1). Scenarierna 1
och 2 användes i det första steget vid jämförelsen av de två olika
förbränningsteknikerna. Scenarierna 2-7 ingick i jämförelsen av de alternativa
behandlingsmetoder.
Bilaga 2. Sid. 75
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Olika scenarier kräver olika tillskott av bränslen i det kompletterande systemet, se
Tabell 2.13.2. Därför användes scenario 6 och 7 för att korrigera scenarierna 1 och 423,
en teknik som inte tidigare använts vid simuleringar i ORWARE. Spridning på
åkermark ingick inte som en alternativ metod, utan för att ange den funktionella enheten
för de näringsämnen som går förlorade när slammet inte sprids på åkermark.
Tabell 2.13.1. De studerade scenarierna och dess funktionella enheter.
Behandling
Fraktioner
Fjärrvärme
Elektricitet
Växtnäring
1 Förbränning,
roster
Avfall, slam1
Biobränsle,
avfall, slam
Svensk elmix,
avfall, slam
Konstgödsel
2 Förbränning,
fluidbädd
Träpellets, slam1
Biobränsle,
avfall, slam
Svensk elmix, trä- Konstgödsel
pellets, slam
3 Strängkompost
Slam
Biobränsle
Svensk elmix
Konstgödsel
Kompostrest
4 Bedminsterkompost
Avfall, slam2
Biobränsle,
avfall, slam
Svensk elmix, avfall, Konstgödsel
slam
Kompostrest
5 Spridning
Slam
Biobränsle
Svensk elmix
6 Förbränning,
Träpellets
Biobränsle,
träpellets
Svensk elmix, trä- Konstgödsel
pellets
Avfall
Biobränsle,
avfall
Svensk elmix,
avfall
fluidbädd
7 Bedminsterkompost
Slam
Konstgödsel
Kompostrest
1) 10 viktsprocent slam
2) 50 viktsprocent slam
Tabell 2.13.2. Bränsleflöden i de olika scenarierna [kg].
Hushållsavfall
Avloppsslam
Träpellets
kg
kg
kg
100 000
10 000
-
(2) Förbränning, fluidiserad bädd
-
10 000
100000
(3) Strängkompost
-
10 000
-
10 000
10 000
-
(5) Spridning på åkermark
-
10 000
-
(6) Förbränning, fluidiserad bädd
-
-
100 000
10 000
-
-
Scenario
(1) Förbränning, rosterbädd
(4) Bedminster-kompostering
(7) Bedminster-kompostering
23
Scenario 4 subtraherades från scenario 1 och scenario 7 subtraherades från scenario 4 för att simulera
effekten av förbränning och kompostering av 10 000 kg slam. Korrigeringen utfördes vid beräkningen av
det interna systemet, innan de funktionella enheterna bestämts.
Bilaga 2. Sid. 76
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
13.3. Preliminära resultat
Förbränning av slam i den befintliga förbränningsmodellen (rosterförbränning) utvecklad för monoförbränning av hushållsavfall ger felaktiga resultat. Förbränning av slam
ger högre emissioner av bland annat ammoniak samt svavel- och kvävedioxider, och
därmed högre potentiell försurnings- och övergödningseffekt än vad som framgår av
den ursprungliga modellen. Detta ledde till att förbränningsmodellen rekonstruerades
för slamförbränning.
Jämfört med den justerade roster-modellen ger den nya fluidbäddtekniken ger upphov
till mindre emissioner av växthusgaser, främst p.g.a. lägre emissioner av lustgas (N2O).
Förbränning i den fluidiserade bädden ger en något lägre utsläpp av försurande ämnen,
men på grund av högre emissioner av kväveoxider klart större emissioner av övergödande ämnen.
Förbränning är bättre än Bedminstermetoden och klart bättre än strängkompostering ur
både miljö- och energisynpunkt.
13.4. Slutsatser
Om förbränningstekniken används på rätt sätt med avseende på avvägningar gällande
andel slam, fukthalt, tillsatser av kemikalier och så vidare är förbränning ett tänkbart
alternativ för slam som ej uppfyller kvalitetskraven för spridning på åkermark eller som
av andra skäl inte accepteras av lantbruket. Det är troligt att rökgasreningen i de befintliga förbränningsanläggningar, kan justeras så att samförbränning av slam tillsammans
med hushållsavfall inte ger upphov till signifikant större miljöpåverkan än vad monoförbränning av avfall gör idag.
Bilaga 2. Sid. 77
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
14.
IVL-rapport B1462
Fjärrkyla
14.1. Inledning
Energimarknaden är under förändring. Den hittillsvarande huvudprodukten vid avfallsförbränning i Sverige har hittills varit fjärrvärme. En av nackdelarna med fjärrvärme är
att värmebehovet är lågt under sommarmånaderna. Ett ökat intresse finns därför för
andra energivaror, t.ex. elektricitet och kyla. Elektricitet har alstrats vid några anläggningar, och ett ökat intresse för kraftvärme från avfallsförbränning har börjat märkas.
Kraftvärme studeras i ett särskilt scenario i vår systemanalys, se Kapitel 4 i huvudrapporten. Fjärrkyla är en ny företeelse som börjat bli intressant på flera håll, t.ex. i
Stockholm är ett fjärrkylenät under uppbyggnad. I följande delstudie ”Fjärrkyla” har vi
studerat samproduktion av el, värme och kyla vid termisk behandling av avfall. Studien
kommer att publiceras som examensarbeterapport (Fahlstedt, 2002).
Syftet med denna delstudie var att utvärdera och jämföra fyra system som på olika sätt
genererar el, värme och kyla.
14.2. Metod och systemgränser
Tre tekniska system studerades för avfallsförbränning med energiutvinning.
- roster
- cirkulerande fluidiserande bädd
- förgasning (TPS processlösning)
Systemanalysen baserar sig på ORWARE-modellen. Det som har gjorts är:
- Uppdatering av indata till rostern och CFB
- Nymodellering av absorptionskylmaskin
- Nymodellering av kombicykel
Det avfall som behandlas termiskt är ett års produktion av hushållsavfall från Stockholmsregionen. De funktionella enheter som använts i systemanalysen är: elektricitet,
fjärrvärme och fjärrkyla. Fjärrkyla är introducerad som en helt ny funktionell enhet i
ORWARE genom denna studie. De funktionella enheterna och deras ersättningsbränsle
ses i Tabell 2.14.1.
Tabell 2.14.1. De funktionella enheter och deras respektive ersättningsbränsle.
Funktionell enhet
Elektricitet
Fjärrvärme
Fjärrkyla
Ersättningsbränsle
Kolkondens
Biobränsle
Kolkondens
I Tabell 2.14.2 sammanfattas de olika scenarierna och dess funktionella enheter.
Bilaga 2. Sid. 78
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 2.14. 2. Scenarier och funktionella enheter.
1 Behandling
Panntyp
Energienheter
Fjärrvärme
Elektricitet
Fjärrkyla
Gasmotor
Biobränsle
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Kolkondens
2 Deponering
-
3 Förbränning
Roster
4 Förbränning
CFB
Ångturbin, AKM
5 Termisk förgasning
6 Termisk förgasning
ACFB
Kombicykel, AKM
ACFB
Gasturbin, AKM
14.3.
Ångturbin, AKM
Avfall
Biobränsle
Avfall
Biobränsle
Avfall
Biobränsle
Avfall
Biobränsle
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Avfall
Kolkondens
Resultat
De diagram som presenteras här är preliminära resultat från simuleringarna.
Företagsekonomi
1.2
Ej förnyelsebara primära energibärare
1.0
Samhällsekonomi
0.8
Roster
0.6
0.4
Primära energibärare
Växthuseffekt
0.2
0.0
CFB
Fotooxidanter - NOx
Fotooxidanter - VOC
Försurning
Övergödning
Figur 2.14.1.Jämförelse mellan fluidbäddteknik och rosterbäddteknik.
Figur 2.14.1 visar att de två teknikerna, roster och fluidiserad bädd, är likvärdiga kostnadsmässigt och när det gäller emissioner av övergödande ämnen. Den fluidiserade
bädden förbrukar dock mer elektricitet än rosterpannan. Den något sämre prestandan
vad gäller försurande ämnen och kväveoxider från den fluidiserade bädden beror på den
högre konsumtionen av el.
Bilaga 2. Sid. 79
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Företagsekonomi
1.2
1.0
Ej förnyelsebara primära energibärare
Samhällsekonomi
0.8
0.6
0.4
Primära energibärare
Växthuseffekt
0.2
Förgasning kombicykel
0.0
Roster
Fotooxidanter - NOx
Försurning
Fotooxidanter - VOC
Övergödning
Figur 2.14.2.Jämförelse mellan förbränning med rosterteknik och förgasning med
kombicykel.
Enligt Figur 2.14.2 är förgasning med kombicykel något dyrare än förbränning och förbrukar mer energi. Vad gäller de övriga effektkategorierna är förgasningen mer fördelaktig än förbränning. Förgasningsprocessen konsumerar till exempel betydligt mindre
icke-förnybara energiråvaror och ger en mycket lägre emissioner av växthusgaser och
försurande ämnen. Sammanfattningsvis är alltså förgasning något bättre än förbränning
från miljösynpunkt, men något sämre från ekonomisk synpunkt.
Bilaga 2. Sid. 80
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
15.
IVL-rapport B1462
Attityder och värderingar
Underlaget för detta kapitel har skrivits av Mikael Raaterova, Kairos Future.
15.1. Inledning
I ORWARE har hittills det studerade systemets ”vagga” varit efter det avfallet lagts i en
soptunna, avfallscontainer eller motsvarande, och vi har studerat skillnader mellan
materialåtervinning, energiutvinning och deponering. Avfallsalstrarnas hantering av
avfallet har inte varit med i det studerade systemet. Eftersom olika avfallshanteringssystem kräver olika insatser av avfallsalstrarna är det relevant att även ta med denna
hantering i analysen. Vi har därvid främst fokuserat på hushållen och privatpersonerna.
15.2. Syfte och mål
Delprojektets syfte var att utvärdera sociala parametrar som kan påverka ORWAREsystemet och koppla dessa till ORWARE-modellen för att kunna föra in ’mjuka’ variabler som människors värderingar och attityder, förändringar i den sociala strukturen o.
dyl. i systemanalysen. Arbetet har begränsats till hushållen. Det konkreta resultatet av
delprojektet kan användas för att bygga en delmodell i ORWARE av det sociala sammanhanget för hushållens avfallshantering.
Målen med delprojektet blev därför dels att klargöra med vilka variabler hushållens
avfallshantering kan modelleras i ORWARE, dels att ta fram indikatorer för dessa och
föreslå en undersökning som kan generera indata.
15.3.
Genomfört arbete
15.3.1
Kunskapsinsamling
Litteratursökningar gjordes med sökorden ”hushåll”, ”värde/-n”, ”värdering/-ar” och
”avfall” (med varianter och synonymer på både engelska och svenska). Flera framstående svenska miljösociologer kontaktades, nämligen Stefan Sallfors vid Umeå universitet, Mona Mårtensson vid Stockholms universitet, Anna-Lisa Lindén vid Lunds universitet, Rolf Lidskog vid Örebro universitet, Helena Shanahan vid Göteborgs universitet. Litteratursökning och intervjuer med miljösociologer visade att det inte verkar finnas några studier vare sig på engelska eller svenska om hushåll och avfall, och definitivt
inget om hushållens avfallsvärderingar. I varje fall kände inte miljösociologerna till att
det fanns något överhuvudtaget.
15.3.2
Utredning
Variabler som kan påverka modellen analyserades, och en konceptuell hushållsmodell
utformades som är anpassad till ORWARE. Vidare togs fram indikatorer och mätvärden
för de signifikanta variablerna med syftet att utforma en undersökning som kan generera
indata, försåvitt det visar sig meningsfullt att inkorporera mjuka variabler i
systemanalysen.
Bilaga 2. Sid. 81
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
15.3.3
IVL-rapport B1462
Metoddiskussion
Delprojektet har haft en sociologisk utgångspunkt. Sociologi betyder läran om samhället
och att sociologer sysslar med att studera samhället. Med tanke på att det finns en hel
del andra vetenskapliga discipliner som alla kan anses vara samhällsvetenskap, så är det
inte lite förmätet. Dessutom finns det ett problem: ingen har hittills kommit på en tillfredsställande definition av vad ’samhälle’ är. Än så länge kan man därför beskriva
sociologi som ”ett långvarigt akademiskt gräl om hur begreppet ’samhälle’ ska definieras”. Om man i alla fall ska ge svepande beskrivning så ägnar sig samhällsvetenskapen
åt att studera sociala företeelser, d.v.s. företeelser som uppstår i relation till människan
eller i relationer mellan människor.
Resonemangen i detta avsnitt utgår från tre standardverk inom sociologin: Giddens
(1991), Boudon, Raymond & François Bourricaud (1989), samt Miller&Delbert (ed)
(1991).
Samhällsvetenskap kontra naturvetenskap
Vad gäller tillvägagångssätt och vetenskapliga metoder skiljer sig inte samhällsvetenskap och naturvetenskap åt. Generellt sett är vetenskapligt arbete och modellering i synnerhet ett famlande i mörker, eller åtminstone halvdunkel. Man vet ungefär vad man ska
undersöka, men man behöver en förståelse av problemets sammanhang för att kunna
operationalisera användbara verktyg och generera data. Vetenskapligheten i vetenskapligt arbete ligger snarast i att förhålla sig med stor ödmjukhet och hederlighet till sina
resultat och till hur man kom fram till dem. Detta skiljer sig inte mellan samhällsvetenskap och naturvetenskap.
Valet av studieobjekt skiljer därmed samhällsvetenskapen från naturvetenskapen på fler
sätt än det uppenbara. Människor kan nämligen fullt medvetet välja att agera på ett sätt
som motsäger en teori bara för att ”jävlas”. Dessutom är det oerhört svårt att definiera
sociala ”naturlagar”. Gravitation, till exempel, kan påvisas genom vissa observerbara
effekter som inte kan förklaras annat än genom just gravitations inverkan. Att vi människor lever i samhällen är det ingen som betvivlar, men att påvisa samhället som företeelse och skapa en tillfredsställande teori kring hur det fungerar har än så länge visat sig
omöjligt eftersom ingen är överens om hur man kan definiera samhälle och vilka observerbara effekter som bara kan åstadkommas av samhället och inget annat socialt fenomen som stat, grupp eller kultur. Därmed är det också väldigt svårt att bevisa något
överhuvudtaget inom samhällsvetenskaperna. Svårigheten med att definiera sociala
fenomen och deras effekter gör det också svårt att utforma mätinstrument som bara
mäter det sociala fenomen man vill ska mätas.
Skillnaderna har mest med operationalisering att göra. Inom samhällsvetenskaperna är
det mycket svårare. Hur gör man människors tankemönster, värderingar och livsåskådningar mätbara? Att räkna på hur hushållens sorteringsgrad påverkas av avståndet till
närmaste återvinningsstation är inte alltför invecklat utan frågeställningen är lätt att
operationalisera. Att räkna på hur människors miljöansvarsvärderingar påverkar
sorteringsgraden är inte lika lätt – vad är det, hur mäter man det, hur konstruerar man ett
instrument som kan mäta det, och hur ska man tolka det mätta resultatet? Däremot
kräver både samhällsvetenskap och naturvetenskap modeller hypoteser som beskriver
Bilaga 2. Sid. 82
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
hur det faktiskt mätta förhåller sig till den företeelse som operationaliseringen antas
mäta.
Sociologins tillvägagångssätt
Den vetenskapliga processen börjar med att fastställa en frågeställning att besvara. Vad
delprojektet anbelangar var frågan hur det sociala sammanhanget för hushållens avfallshantering såg ut.
Därefter måste man titta på vad som redan gjorts. I det här fallet verkar det sannolikt att
det inte finnas något alls gjort på området. De miljösociologer som kontaktats kände
inte till att det fanns något överhuvudtaget om detta.
Nästa steg är att skapa hypoteser. Anthony Giddens, en av 1900-talets portalfigurer
inom sociologin, säger att ”a hypothesis is a guess about the relationship between the
phenomena in which the researcher is interested” (Giddens, 1991). Att hypotesen baserar sig på mer eller mindre välgrundade gissningar är dessutom nödvändigt; hela
poängen med att genomföra studien är ju att man inte vet.
Nästföljande två steg är att utforma och genomföra undersökningen eller datainsamlandet baserat på hypoteserna. Därefter måste resultaten tolkas, och sedan rapporteras med
slutsatser och (ansatser till) teori.
För en mer uttömmande exposé hänvisas till (Giddens, 1991).
Delprojektets plats i den sociologiska processen
Delprojektet ska utgöra underlag för en eventuell modell av det sociala sammanhanget
för hushållens avfallshantering. Detta arbete ligger enbart inom det hypotesmakande
steget. En hypotes bör vara grundad i teori för att öka hypotesens verklighetsförankring.
Teorin är en ersättning för bristande kunskap om verkligheten. Vi känner dock redan till
en hel del om hushållsavfall, och denna kunskap ligger redan till grund för modellen.
Någon specifik teorianknytning behövs alltså inte eftersom vi redan känner till problemets verklighetsförankring.
En viktig del av arbetet med att föra in sociala variabler i ORWARE via en modell av
hushållens avfallshantering är att simulera värden på de två variabler som befunnits
signifikanta för ORWARE för att därigenom kunna se de potentiella effekter.
Arbetsgången
Metod för detta delprojekt har varit att genom gruppövningar inventera möjliga (och
omöjliga) faktorer som påverkar hushållen och hushållens avfall och plocka ut de faktorer som rimligen kan antas vara de centrala.
De som deltagit i inventeringsövningarna har ställt upp en hypotes för vad hushållens
avfallshantering påverkas av.
Hypotesen refererar till hushållen och hur deras avfallshantering påverkas av olika värderingar och andra sociala fenomen. Dessa fenomen går att operationalisera och de inbördes orsakssammanhangen går att mäta med statistiska metoder.
Bilaga 2. Sid. 83
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
15.4.
Det sociala sammanhanget för hushållens avfallshantering
15.4.1
Utgångspunkter
Hushållen påverkar avfallshanteringen på två sätt: hushållen genererar avfall och de
sorterar avfall. Med generering menas hur mycket av vilka typer av avfall som hushållen alstrar. Med sorteringen menas sorteringen av avfallet på olika fraktioner och den
vidare hanteringen tills avfallet lämnats i en soptunna, återvinningscontainer eller liknande.
Avfallsgenereringen bedömdes inte vara av särskilt stort intresse för ORWARE av två
anledningar:
•
Skillnaderna i avfallsgenerering mellan olika typer av hushåll bedöms inte vara tillräckligt stora för att vara av intresse för projektet. Det finns skillnader i avfallsalstring mellan t.ex. villahushåll och lägenhetshushåll, men skillnaderna är
otillräckligt verifierade med tillräcklig statistisk säkerhet för att kunna kvantifieras i
beräkningsmodellen.
•
Förändringar i avfallsgenerering på främst kort sikt kort sikt (ca 10 år) bedöms inte
vara stora nog för att vara av intresse för projektet.
Detta lämnar sorteringen av avfallet som huvudaspekt. Den kan delas upp i två variabler: sorteringsgrad och renhetsgrad.
•
Sorteringsgraden är ett mått på hur stor del av hushållets avfall som sorteras ut i
någon av de accepterade fraktionerna.
•
Renhetsgraden är ett mått på hur stor andel av det sorterade avfallet som hamnar i
fel fraktion (i hur stor utsträckning sorterar folk fel, ex. slänger plast i pappersåtervinningen eller komposten, och metall i det brännbara?).
En av orsakerna till att representera hushållen med både renhetsgrad och sorteringsgrad
är att kunna skilja ut de hushåll som sorterar det mesta av sitt avfall men inte gör det
särskilt bra, d.v.s. där mycket av avfallet hamnar i fel fraktion. Den föreslagna modellen
bygger dock på antagandet att den faktiska renhetsgraden är så pass låg för att det ska
vara intressant att räkna på dess effekter. Det har inte funnits möjlighet att studera om
det antagandet faktiskt överens med verkligheten, även om så definitivt borde ske. Om
det är så att väldigt lite avfall sorteras i fel fraktion så försvinner poängen med att ha
renhetsgrad som hushållsvariabel.
Om detta antagandet stämmer, och om det är så att renhetsgraden korrelerar starkt med
sorteringsgraden, så innebär det att andelen hushåll som sorterar mycket men illa är för
få för att ge några signifikanta effekter i systemanalysen (eftersom de som sorterar mer
också gör det bättre). Om renhetsgraden inte korrelerar med sorteringsgraden så är andelen sådana hushåll stor, vilket milt uttryckt medför en förbättringsmöjlighet för den
kommunala avfallshanteringen.
Bilaga 2. Sid. 84
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
15.4.2. Hushållstyper
Om man tänker sig att båda variablerna (sorteringsgrad och renhetsgrad) kan ha utfallen
”hög/låg” så får man fyra möjliga kombinationer. Dock är det inte meningsfullt att särskilja hushållets renhetsgrad om deras sorteringsgrad är låg, utan det är först vid höga
sorteringsgrader som renhetsgraden blir intressant. Därför kan man bortse från
kombinationen låg sortering – låg renhetsgrad. Således får man tre ”hushållstyper”
utefter deras sophantering:
• Typ ett. Sorterar för lite.
• Typ två. Sorterar mycket men illa.
• Typ tre. Sorterar mycket och bra.
Hög sorteringsgrad
Typ Två
Låg renhetsgrad
Typ Tre
Hög renhetsgrad
Hushåll, Typ Ett
Låg sorteringsgrad
Figur 2.15.1. Hushållstyper
De olika hushållstyperna har antagligen särpräglade effekter på resultaten av systemanalyserna. Med stor sannolikhet varierar också fördelningen av hushållstyper från
bostadsområde till bostadsområde, vilket i sig kan vara nödvändigt att kartlägga. Olika
fördelningar av hushållstyper kan medföra att vissa former av avfallshantering blir
lämpligare än andra, beroende på fördelningen. Hushållstyperna kan användas på två
sätt:
•
Varje hushållstyp ses som ett scenario. Vad blir de systemanalytiska effekterna om
alla hushåll är av Typ Ett, Typ Två eller Typ Tre? En av poängerna med att ha olika
scenarier är att man kan tolka in förändringar i modellen. Ett inte orimligt scenario
är att vi är på väg mot fler hushåll av Typ Två, inte minst för att floran av nya material och nya fraktioner att sortera avfallet i gör det svårare för hushållen kunna lägga
rätt avfall i rätt fraktion, samtidigt som sorteringsviljan med stor sannolikhet bibehålls.
Bilaga 2. Sid. 85
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
•
IVL-rapport B1462
Vad händer vid olika fördelningar av hushållstyperna? Vad är effekterna av att ha 33
procent av varje hushåll och vad är effekterna av att ha 10 procent vardera av Typ
Ett och Tre och 80 procent av Typ Två?
Hushållskorset i Figur 2.15.1 har en del implikationer för strategier för
sorteringskampanjer. En informationskampanj för att ge människor bättre kunskaper i
källsortering minskar andelen hushåll av Typ Två men inte hushåll av Typ Ett. En
kampanj för att få människor att sortera mer minskar andelen hushåll av Typ Ett men
inte av Typ Två. Teoretiskt sett är det givetvis möjligt att sortera ut en specifik
hushållstyp som mottagare för marknadsföring av en specifik strategi för att öka
återvinningen.
Om gränsvärden för acceptabel renhetsgrad behöver specificeras för varje fraktion, så
måste varje hushåll typbestämmas per fraktion. Sorteringsgraden får då också specificeras för varje fraktion. Det vill säga att ett hushåll kan vara av Typ Ett när det gäller
hårdplast men Typ Tre när det gäller papper. Gränsvärden kan tas fram genom att räkna
på vilka miniminivåer på sorteringsgrad och renhetsgrad som behövs för att det ska vara
värt att återvinna avfallet istället för att lämna det till förbränning. Om bara 30 procent
av det nedbrytbara avfallet källsorteras och resten slängs osorterat, är det då kostnadseffektivt att försöka återvinna det nedbrytbara avfallet jämfört med att lägga det i avfallet som går till förbränning? Om hårdplastfraktionen till 25 procent består av annat än
hårdplast, är det då kostnadseffektivt att försöka återvinna hårdplasten? De hushåll som
kommer över miniminivåerna för både sorteringsgrad och renhetsgrad räknas då som
Typ Tre. De hushåll som kommer över miniminivån för sorteringsgraden men inte renhetsgraden är Typ Två. Resten av hushållen räknas som Typ Ett.
När man upprättat gränsvärden för hushållstyperna, kan man räkna på hur stora andelar
av hushållen som hör till vilken typ. Kombinerar man med plockanalyser kan man
också ta reda på hur mycket ’fel’ som hushållen av Typ Två sorterar. Då kan man också
räkna på vilken effekt som denna typ av hushåll faktiskt har.
15.5. Hypotes för hushållsmodellen
Vi har antagit att följande fem faktorer är de viktigaste för hushållens avfallshantering :
•
Produkters sorteringsvänlighet. Med detta menas i vilken utsträckning hushållens
konsumtionsartiklar är utformade för återvinning och om utformningen är lämplig
för det specifika återvinningssystemet. Denna variabel är omöjlig att studera i en
hushållsundersökning, eftersom hushållen näppeligen kan ge några vettiga svar om
produkters sorteringsvänlighet.
•
Insamlingssystemet. Med detta menas infrastrukturen för avfallshanteringen och
implementeringen av hanteringsrutinerna, vilket också inkluderar avståndet till återvinningsstationen och hur insamlingssystemen fungerar. Det bör poängteras att
avfallshanteringssystemet har två huvudmän: dels producenter som ansvarar för
hanteringen av de avfallskategorier som omfattas av producentansvar (förpackninga,
däck, elektronik, etc.), dels kommunen som ansvarar för övrigt hushållsavfall. Detta
faktorområde går att studera till viss del i enkätundersökningen; åtminstone de hushållsnära aspekterna av avfallshanteringsrutinerna torde gå att operationalisera.
Bilaga 2. Sid. 86
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Vad gäller avståndet till återvinningsstationen, eller snarare skillnaden i avstånd
mellan återvinningsstationen och hushållets närmaste möjlighet att slänga osorterat
avfall, så är teorien att ökande avstånd till återvinningsstationen innebär att sorteringsgraden minskar medan renhetsgraden ökar. Detta eftersom det mesta kommer
slängas osorterat i närbelägen soptunna, soprum, grovsoprum grovsopscontainer
eller liknande, eftersom de lata inte orkar gå ändå bort till återvinningsstationen. De
som orkar gå ända dit är antagligen noggrannare i sin sortering; det ökade avståndet
gallrar bort de lata och slarviga.
•
Information. Med detta menas all information om avfall och avfallshantering som
hushållen tar del av, och i huvudsak den kommunala informationen och informationen från producenterna. Detta är antagligen en central faktor vars konsekvenser påverkar hela avfallshanteringen. Detta inkluderar hushållens sorteringskunskaper,
som går att mäta med kunskapsfrågor.
•
Upplevd ansträngning. Med detta menas hushållens uppfattning om hur jobbigt
eller lätt det är att källsortera avfallet. Infrastrukturen för sorteringen i bostadsområdet är givetvis en påverkansfaktor för den upplevda ansträngningen. Denna faktor är
inte helt lätt att mäta i en enkätundersökning.
•
Hushållens miljöansvarsvärderingar. Med detta menas hushållens uppfattning om
vikten att ta sitt miljöansvar, och därmed sannolikheten att hushållet kommer att
agera miljömässigt ansvarsfullt. Faktorn påverkas antagligen mer eller mindre av en
mängd andra faktorer – hushållets boendeform, familjestorlek, arbetstider, pendelavstånd o.s.v. Värderingar är varken lätta att operationalisera eller mäta.
Dessa fem faktorer förhåller sig till varandra ungefär som Figur 2.15.2 visar. Pilarna
markerar bara de huvudsakliga påverkansförhållandena i systemet - att hushållens miljöansvarsvärderingar indirekt påverkar produkters sorteringsvänlighet genom vad hushållen väljer att köpa är inte noterat.
Hypotesen är, som syns i modellen, att renhetsgraden till största delen är beroende av
hushållets externa förhållanden – den informationen och infrastrukturen för avfallshanteringen – medan sorteringsgraden i huvudsak är beroende av hushållets interna förhållanden, men också påverkas av de externa förhållandena. Agerande och satsningar av
de som ansvarar för avfallssystemet (kommun och producenter) har, enligt hypotesen,
tämligen långtgående konsekvenser för hushållens avfallshantering.
Bilaga 2. Sid. 87
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Produkters
sorteringsvänlighet
Insamlingssystem:
rutiner, avstånd,
utformning
Upplevd
ansträngning
Hushållens
miljövärderingar
Information om avfall och
avfallssortering
Renhetsgrad
Sorteringsgrad
Figur 2.15. 2. Hushållspåverkande faktorer
15.6. Förslag till undersökning av hushållens avfallshantering
Syftet med att göra en enkätundersökning av hushåll i förlängningen av detta delprojekt
är att samla data på hushållens sorteringsgrad och renhetsgrad och hur dessa två variabler påverkas av andra faktorer.
15.6.1
Undersökningens innehåll
Sorteringsgraden låter sig studeras någorlunda enkelt: för varje relevant fraktion låter
man folk svara på ungefär hur stor andel av fraktionen som de sorterar. Respondenternas egna ”ögonmått” torde vara tillräckligt tillförlitliga för undersökningens ändamål.
Om man har en schablon av hur stora fraktionerna är relativt varandra, kan man också
lätt räkna ut hur stor andel av hushållets avfallstotal som inte sorteras.
Renhetsgraden är däremot svår att studera i en enkätundersökning annat än indirekt. Det
går inte gärna att fråga hushållen i vilken utsträckning de sorterar fel, eftersom det kräver vetskap om vad som rätt och fel. Därmed kan man anta att renhetsgraden är beroende av kunskap om vad som ska sorteras hur. Därför kan man ställa rena kunskapsfrågor av typen ”Ska X sorteras som brännbart? (ja, nej, vet ej)” och beräkna fördelningen av fel. Resultaten måste jämföras med faktisk medelrenhetsgrad enligt
plockanalyser. Om båda kurvorna är normalfördelade är det inte särskilt stora problem
att jämföra grad av fel och grad av renhet. Det ger dock olika tolkningar om sorteringskunskapen korrelerar starkt eller svagt med sorteringsgraden.
Bilaga 2. Sid. 88
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Analysen behöver också nyanseras med hur de kommunala rutinerna ser ut; exempelvis
vilka avfallsfraktioner det finns behållare för på den närmaste återvinningsstationen och
hur långt det är dit i förhållande till närmaste soprum.
En viktig sak att belysa är hur stor inverkan som okunskap om sorteringsrutiner och
likgiltighet inför det individuella miljöarbetet har på hushållens arbete med avfallet. I
och med att okunskap och likgiltighet är spegelbilderna av kunskap och engagemang,
och kanske lite lättare att operationalisera, så är det nödvändigt att studera deras
inbördes förhållande. Oavsett hur de korrelerar med varandra så är kausaliteten, om
någon, svår att avgöra – är man likgiltig för att man inte vet eller vet man inte för att
man inte bryr sig, eller är det så att man varken bryr sig eller vet för att man inte har tid
och energi att viga åt sopor?
15.6.2
Att genomföra undersökningen
Tidsåtgång för att konstruera enkäten ligger antagligen på minst två manveckor. Att
distribuera enkäter och påminnelser och sedan samla in dem borde inte ta mer än två
manveckor även om det kan ta upp till tre kalendermånader beroende på hur hög svarsfrekvens man vill uppnå. Att registrera enkäterna tar tid beroende på hur många variabler enkäten innehåller och hur många enkätsvar som samlats in. Räkna med åtminstone
en manmånad. Att formatera och transformera datafilen tar en manvecka. Analysen av
resultaten tar så länge tid man avsätter till det. Bortfallsanalys med kortenkäter via telefonintervjuer eller postalenkäter tar åtminstone två manveckor. Tre manmånader totalt
för en enkätundersökning är i alla fall inte överdrivet pessimistiskt, även om det kan
vara optimistiskt.
För ovanstående har antagits att sampelstorleken ligger på runt 2-3 000 hushåll. Med en
förmodad svarsfrekvens på max 50 procent så borde man få in åtminstone 1 000 svar,
vilket är ett bra bastal att sikta på. Med åtminstone 1 000 svar så ligger konfidensintervallen på svaren på ungefär ± 6 procent om inte standardavvikelserna är väldigt stora.
15.6.3
Förväntningar på undersökningen
En skillnad mellan naturvetenskapliga och samhällsvetenskapliga undersökningar är
den relativa svårigheten att operationalisera studieobjekt och mätverktyg. Korrelationer
på R=0,5 får inte sällan betraktas som svaga inom naturvetenskapen, men får oftast betraktas som oerhört starka inom samhällsvetenskapen.
Att göra en samhällsvetenskaplig undersökning om hushållens avfallshantering och dess
sociala sammanhang och koppla den direkt in i en naturvetenskaplig modell kräver att
man förutom själva enkätundersökningen också genomför plockanalyser, tidsanalyser
eller andra mätningar med samma urval av människor eller i deras bostadsområde för att
man ska kunna korrelera hushållens värderingar med konkreta mätvärden på deras avfall.
Det är på inga sätt omöjligt, men det kräver genomtänkt undersökningsdesign och en
del resurser för att genomföra och hålla ihop.
Bilaga 2. Sid. 89
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
16.
IVL-rapport B1462
Aktörsanalys
16.1. Inledning
I ORWARE-analyser har vi valt att anlägga ett systemperspektiv, där allt hushållsavfall
och vissa typer av industriavfall i en kommun ska insamlas och tas omhand. På grund
av osäkerheter i hur hushållen agerar och ställer sig till olika typer av källsortering och
insamlingssystem har systemgränsen hittills satts vid soptunnan: man antar att soporna
kommer dit, oavsett om soptunnan står under diskbänken eller på en återvinningsstation.
Verkligheten ser för det mesta annorlunda ut. Hushåll agerar annorlunda på olika
insamlingssystem, olika aktörer i avfallshanteringskedjan agerar efter sin verklighet och
ej på något abstrakt samhällsoptimerande sätt, mm. För att få en större förståelse för
aktörers agerande, och för att få större förståelse för ORWARE:s resultat bland aktörer
följer här en kartläggning av aktörer inom avfallsbranschen. Dessa aktörers ”verklighet”
utreds och jämförs med ORWARE:s ”verklighet”. På så sätt får man en bild av hur
ORWARE-resultaten skiljer sig från den bild som olika aktörer normalt ser, och på vilket sätt man kan överbrygga denna klyfta för att ORWARE-resultaten bättre ska kunna
förstås och användas.
16.2. ORWARE-systemet
Ett flertal antaganden har gjorts när man studerar avfallshantering i ORWARE. Systemgränsen är satt till att omfatta omhändertagande av allt hushållsliknande avfall som produceras inom systemet, vanligtvis en kommun, samt produktion av de funktionella
enheterna värme, el, fordonsbränsle, näringsämnen. De funktionella enheterna är satta
efter avfallssystemets maximala förmåga att producera de funktionella enheterna. De
studerade parametrarna är miljöeffekter och de kostnader som systemet medför. Målet
kan därför sägas vara att minimera miljöeffekten och kostnaden av att producera de
funktionella enheterna, och inte att minimera kostnaden och miljöeffekterna av att omhänderta avfallet. I och med att ett avfallsförbränningsverk kan utnyttja en stor del av
den energi som finns i avfallet, och denna energi utnyttjas oftast i Sverige som värme,
blir den funktionella enheten värme väldigt stor, och således blir energiutnyttjandet av
avfall nästintill nödvändigt för att systemet ska vara konkurrenskraftigt.
En anledning till att ORWARE-systemet skiljer sig från de ”reella” system som aktörer
kan uppleva att de agerar i är de funktionella enheterna. Vi anser dock att för att en rättvis jämförelse mellan olika avfallshanteringssystem ska kunna göras behövs dessa
funktionella enheterna. De system som studeras utan funtionella enheter är inte möjliga
att jämföra med varandra. Därför kan de system som nedan målas upp endast användas
för att vidimera om vi förstår olika aktörers systemgränser rätt samt i de fall då aktörerna bättre känner igen siffror från dessa system, vidimera de kostnader och intäkter vi
använder.
Ett annat antagande som görs i ORWARE-modellen är att anläggningar utnyttjas effektivt under hela sin livslängd, samt att man vid beslutstillfället står inför en situation där
inga investeringar redan är gjorda. Under förutsättning att anläggningen fungerar som
den skall brukar anläggningar utnyttjas effektivt. Däremot bör man dock poängtera att
Bilaga 2. Sid. 90
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
de flesta beslutssituationer har en historia; det finns oftast investeringar gjorda i någon
form av avfallsbehandlingsstruktur, vilket kraftigt kan påverka ekonomin i olika lösningar.
ORWARE-modellen kan ses som ett försök att frikoppla avfallshanteringssystem från
institutionella förhållanden såsom ägande, lagstiftning, intergenerationella frågor, m.m.,
för att kunna besvara på de aktuella frågeställningarna. Denna frikoppling är givetvis
inte total: de valda tekniska lösningarna är i hög grad en bild av vad som är gängse i
Sverige idag, men det är ändå en högre abstraktionsnivå än en ren fallstudie i tre kommuner.
16.3. Kommun
Kommunens målbild sätts upp av politiska agendor och på vilket sätt dessa stöds av
väljare. Således sätts kommunens mål av medborgarviljan.
En kommun har planerings- och behandlingsansvar för det hushållsavfall som uppstår
inom kommunen, samt ett planeringsansvar för det industriavfall som uppstår. Kommunen får finansiera sin avfallshantering med taxor till hushåll, men denna taxa får inte
vara högre än de faktiska kostnaderna. I realiteten används dock avfallstaxan ofta för att
styra hushållens agerande: om kommunen har system för återvinning av organiskt
material brukar det vara billigare (eller åtminstone inte dyrare) för ett hushåll att
källsortera denna fraktion, även om kostnaderna i stort sett alltid ökar för kommunen
vid källsortering.
I den mån kommunen driver egna anläggningar är den tvungen att betala skatt för dessa
till staten, såsom deponiskatt.
Det är vanligt att kommunen även tar emot och behandlar industrins avfall i sina
anläggningar, åtminstone i de fall där företagen är små och har ett avfall som liknar
hushållens. Det finns fall där kommunen låter företag lämna avfall på återvinningsstationer och -centraler, då det anses kosta mer med en kontrollfunktion än de intäkter
som industriavfallet i dessa fall skulle inbringa.
Det har blivit vanligare på senare år att avfallsinsamlingen (samt ibland även avfallsbehandlingen) läggs ut på entreprenad, det vill säga att kommunen anlitar fristående
bolag för att utföra dessa aktiviteter. Då mer och mer av den kommunala verksamheten
läggs i separata bolag med egna avkastningskrav eller till och med läggs ut på entreprenad ökar incitamenten för kostnadseffektivitet, men samtidigt försvårar denna trend
möjligheten att få inblick i faktiska kostnader.
I och med producentansvaret för förpackningar har en del av ansvaret för hushållens
avfall frångått kommunen och istället hamnat på förpackningsproducenterna. Trots detta
kan man säga att kommunens systemgränser för avfallshantering är det som mest liknar
ORWARE-systemet. Det finns även exempel på kommuner som gör frivilliga insatser
inom producentansvaret, vilket tyder på att kommunen tar ett helhetsansvar för avfallshanteringen. Det finns tecken på att producentansvaret, även om det innebär minskade
avfallsmängder för kommunerna, leder till ökade eller åtminstone inte minskade kost-
Bilaga 2. Sid. 91
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
nader för kommunerna. Detta kan bero på att en marginell förändring i avfallsmängder
inom en given insamlingsstruktur inte påverkar kostnadsbilden nämnvärt samt att producentansvaret innebär ökade samordningssvårigheter och informationsproblem, då det
nu är två avfallsinsamlingssystem som ska fungera parallellt.
16.4. Skillnader mellan system och komplikationer av detta
En skillnad mellan ORWARE och kommunernas system är som tidigare nämnts producentansvaret för förpackningar. För kommunerna medför således inte ökad återvinning
av förpackningar extra kostnader, utan snarare minskade kostnader eftersom avfallsmängden inom kommunens system minskar med ökad utsortering. Detta är dock inte
alltid fallet, har det visat sig. Kostnaderna för den ’vanliga’ avfallsinsamlingen förändras sällan mycket på grund av att vissa fraktioner sorteras ut, medan det däremot inte
alltid är så att producentansvarsbolagen bär alla sina kostnader för t.ex. återvinningsstationer. Således har kommunernas kostnader ibland ökat, trots att de fått mindre avfall
att ta hand om. Det finns uppenbarligen stordriftsfördelar med att bara ha ett avfallshanteringssystem (eller åtminstone insamlingssystem) i en kommun.
En annan skillnad är de geografiska systemgränserna. En kommun kan förväntas fästa
större vikt vid emissioner inom kommungränsen än sådana utanför densamma. I
ORWARE viktas emissioner lika oavsett var de sker.
I ORWARE-modellen räknas med ’årsmedelvärden’. I en kommun har man oftast en
uppbyggd infrastruktur för avfallshantering, och har således vissa ’lock-in’-effekter. En
redan uppförd förbränningsanläggning bör antagligen utnyttjas till fullo, oavsett vad
som skulle vara optimalt om ett system byggs upp från noll. Detta kan lösas i
ORWARE med mer platsspecifika analyser.
Det finns många exempel på hur den ekonomiska strukturen för energi och avfall hanteras i kommuner: om de ligger i samma eller separata bolag, om delar ligger på entreprenad, om verksamheten drivs i samarbete med andra kommuner, etc. Det vore intressant
att göra en djupare studie av hur detta påverkat avfallshanteringens utveckling i kommunerna, men det ligger utanför både budget och mål med detta delprojekt.
En sak som är relevant för alla ekonomiska system är att resurserna är knappa. Därför är
det lätt att faktiska kostnader styr mer än mer indirekta kostnader, såsom miljökostnader
(i den mån man kan tala om ett sådant begrepp). Ett avfallshanteringssystem som ger ett
bättre kommunekonomiskt resultat kan därför väga tyngre än ett system som ger ett
bättre samhällsekonomiskt resultat, om det senare medför drastiska kostnader för kommunkassan. Detta blir än mer relevant om man anser att det politiska styret har stor betydelse i avfallshanteringssystemet. Politiker önskar sitta kvar vid makten och har således incitament vars fördelar uppkommer under mandatperioden och nackdelar senare.
Att skilja på hushållsavfall och hushållsliknande industriavfall är snarare ett fiskalt problem än ett problem vad gäller systemskillnader mellan verkligheten och ORWARE.
Bilaga 2. Sid. 92
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Kommun
Intäkter
IVL-rapport B1462
Kostnader
Avfallstaxa
Insamling av avfall (ej producentansvarsrelaterat): egen regi eller entreprenad
Industritaxor
Behandling: egen regi eller entreprenad
Information till hushåll
Emissioner
kostnad
inom
kommunen,
indirekt
Att tänka på är att kommunens intäkter får ej vara större än dess kostnader. En skillnad
gentemot ORWARE’s systemgränser i framställningen ovan är dels informationskostnader, dels producentsansvarskostnader, och dels att miljökostnaderna kan sättas
inom parentes.
16.5. Energibolag
Ett energibolag kan vara ägt av kommunen inom vilken det verkar. Oftast är det dock en
egen resultatenhet i ett större, fristående bolag (även om det är kommunalägt är det ofta
en egen resultatenhet). Det huvudsakliga syftet för energibolaget är att producera den
mängd och typ av energi som efterfrågas. Om energibolaget äger en avfallspanna blir
det en aktör på avfallsmarknaden, och det är denna typ av bolag vi är intresserade av i
denna analys.
Bolagets intresse blir då att säkerställa ett regelbundet flöde (matchande efterfrågan av
energi) av energiråvaran (avfall) av så jämn kvalitet som möjligt. De får betalt för att
överta behandlingsansvaret för ett avfall (mottagningsavgift). Oftast ingår det att få råvaran (avfallet) framkört till förbränningsanläggningen. Energibolaget får sedan ersättning för den energi som produceras och säljs. Energibolaget är lagreglerat vad gäller hur
avfallsbehandlingen får gå till (emissionsbegränsningar, avgifter mm).
En avfallsförbränningsanläggning är byggd för att optimera förbränningsprocessen efter
ett visst värmevärde och en viss fuktighetshalt i bränslet. Då planeringsprocessen,
byggandet och livslängden av ett förbränningsverk är 15-20 år måste det förutspås vad
för typ av bränsle som kommer finnas tillgängligt under denna period. Olika former av
utsortering och återvinning av avfallsfraktioner påverkar sammansättningen av den restfraktion som kommer till förbränningsverket och således bränslets sammansättning. Det
finns därför incitament för energibolaget att verka för att avfallet som kommer till deras
anläggning bibehåller den önskade kvaliteten, och således att påverka avfallshanteringsstrategin i kommunen i önskad riktning.
I övrigt betalar energibolaget även kostnader för deponering av den aska som kvarstår
efter förbränning av avfallet. Således ligger det i bolagets intresse att minimera
askresten och därför ta in så lite oorganiskt material som möjligt. Därför finns incitament att öka utsorteringen av glas, metall och andra fraktioner som inte ger något
energiutbyte. Det finns fall där avfallsleverantören själv bekostar eller står för restprodukthanteringen. I dessa fall finns inga askminimeringsincitament för energibolaget
(förutom i den mån som inerta material påverkar förbränningsprocessen).
Bilaga 2. Sid. 93
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Givetvis ligger det i bolagets intresse att minimera kostnader för råvaran, avfall. Samma
sak gäller för skatter och avgifter, såsom NOx-avgiften.
Energibolag
Intäkter
Mottagningsavgifter
Försäljning av energi
Kostnader
Drift och underhåll av anläggning
Kapitalkostnader från investering
Skatter och avgifter på energi och
emissioner
Kvittblivning av restprodukter (deponering)
Nedan följer ett räkneexempel på en anläggning motsvarande den som finns i Uppsala,
d.v.s. en enblocks anläggning på 250 000 ton/år.
Intäkter
Försäljning värme
Mottagningsavgifter
Bruttointäkt
Kostnader
Drift
Kapitalkostnad
Deponering slagg
Värmenät
Bruttokostnad
Nettointäkt
öre/MJ
4,2
2,08
6,28
kr/ton avfall
504
350
854
1,23
1,83
0,57
*
3,63
2,66
147
220
68
*
435
419
* Då värmenät ofta är utbyggda under en lång tidsperiod är det mycket svårt att uppskatta dess kostnad.
Att deponikostnaden bara är 68 kr/ton beror på att det är kostnaden per ton inkommande
avfall: genom förbränning reduceras detta ton till ca 20% av sin vikt och deponikostnaden blir då 340 kr/ton deponerat material.
Intäkten från värmeförsäljning medför egentligen mer kostnader på grund av distributionskostnader, men ingen uppskattning av denna kostnad har kunnat göras. Detta är
generellt ganska svårt att uppskatta, då det rör sig om investeringar som är spridda över
stora tidsspann, och därför att just nu pågår en avregelering och upphandling på marknaden som gör att detta är mycket känsliga uppgifter. Om nätkostnader skulle räknas
med är den ”riktiga” kalkylen något mindre positiv, men fortfarande antagligen starkt
positiv.
En slutsats som kan dras är att ett energibolag har starka incitament att elda så mycket
avfall som möjligt. Avfall är ett billigt bränsle som ger en stor intäkt. Detta förklarar
varför avfall ses som ett baslastbränsle. Även om kalkylen inte går in närmare på olika
avfallsfraktioner, kan man nog utan att extrapolera för mycket dra slutsatsen att allt som
brinner (som pannan är gjord för) vill energibolaget ha in. Detta borde gälla allt
hushållsliknande avfall. För mer extrema avfall, såsom slam, måste man undersöka
detta särskilt med avseende på värmevärde i det studerade avfallet.
Bilaga 2. Sid. 94
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Utifrån nettoemissionskalkylerna (nettoemission = avfall ersätter annan värmeproduktion och man slipper således emissionen från denna) kan inte så mycket sägas. Avfall
leder till mindre emissioner än olja, men mer än biobränsle.
16.6. Hushåll
Ett enskilt hushåll kan knappast ses som en betydelsefull aktör på avfallsmarknaden,
men om man kan aggregera hushållen i en eller ett flertal grupper kan man från detta dra
slutsatser om hur hushållens agerande och systemtänkande skiljer sig från ORWAREmodellen. Hushållen bedöms vara en viktig men svårfångad och heterogen aktör, varför
det överlåts åt andra delprojekt att utreda detta närmare.
Hushåll
Intäkter
Returpengar*
Kostnader
Tidsåtgång mm för ÅV
Transportkostnader, kostnader för förvaring
av ÅV-fraktioner
* i de fall återvinningsfraktioner ingår i ett pantsystem kan hushållen få en intäkt för sitt arbete.
16.7.
Återvinningsindustrin och materialbolagen
16.7.1
Återvinningsbolagen
Återvinningsbolag definieras här som bolag som agerar på en nischmarknad, som
bygger på att de får råvara i form av sorterat avfall. Förutsatt att de är vinstmaximerande
och att processen är vinstdrivande har de incitament att maximera inflödet av sorterat
avfall, samt att se till att denna fraktion är ren från föroreningar.
Återvinningsanläggning
Intäkter
Försäljning återvunna produkter
16.7.2
Kostnader
Drift av anläggning
Materialbolagen
Materialbolagen (t.ex. Plastkretsen och Svensk Kartongåtervinning) är samägda av
förpackningsproducenter och har bildats för att samordna och effektivisera arbetet för
att uppfylla lagkraven på förpackningsinsamlingen. Vinsten från versamheten går
tillbaka in i verksamheten för att utveckla nyare system för insamling.
Förpackningsinsamlingen har således ett begränsat mandat och har incitament att klara
lagkravet på återvinning De har egentligen inga incitament till att återvinningen
fungerar bra och undvika ”downcycling”, mer än att genom en väl fungerande
återvinning berättigar de sin existens gentemot resten av samhället och ser till att
lagkraven på återvinning kvarstår.
Bilaga 2. Sid. 95
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Förpackningsproducenter
Intäkter
Övervältring av för packningsavgifter på konsumenter
16.7.3
Kostnader
Förpackningsavgift
(Minskad försäljning pga konkurrens från
ÅV-bolag?)
Förpackningsinsamlingen och REPA
Förpackningsinsamlingen är samägd av förpackningsproducenter och finns till för att
samordna och effektivisera arbetet för att uppfylla lagkraven på förpackningsinsamlingen. Vinsten från versamheten går tillbaka in i verksamheten för att utveckla nyare
system för insamling. Förpackningsinsamlingen har således ett begränsat mandat och
har incitament att klara lagkravet på återvinning utan att stöta sig med sina ägare, förpackningsproducenterna. De har egentligen inga incitament till att återvinningen fungerar bra och undvika ”downcycling”, mer än att genom en väl fungerande återvinning
berättigar de sin existens gentemot resten av samhället och ser till att lagkraven på återvinning kvarstår.
Producentansvarsbolag
Intäkter
Förpackningsavgift
Kostnader
Insamling
Information
Utveckling nya system
16.8. Stat
Statens mål med avfallshantering är att minimera den samhällsekonomiska kostnaden. I
och med att den inte är en direkt aktör, utan verkar genom information, lagar och skatter, kan den bara påverka andra aktörer genom dessa styrmedel. Statens system motsvarar en nationell samhällsnyttomaximeringsmodell. En nationell aggregering av
ORWARE-modellen kan sägas motsvara statens system. Staten har en hel del att säga
till om allokering av ansvar och kostnader och inkomster (genom lagar och skatter) och
kan därför påverka avfallshanteringen markant. Exempel på detta är deponiskatten och
lagen om producentansvar.
16.9. Lantbruk
Lantbruket kan ta emot rötrest och kompost för spridning på åkermark för att minska
behovet av handelsgödsel (samt till en mindre utsträckning humusuppbyggnad). För att
kunna sprida rötrest och kompost krävs särskild maskinell utrustning, förutom vanlig
handelsgödselspridare. Rent ekonomiskt, ceteris paribus, ställs således kostnaden för
inköp av handelsgödsel mot kostnaden för rötrest, maskinell utrustning och extraarbete.
Därför måste rötresten vara mycket billig för att denna kalkyl ska gå ihop.
Dessutom är det inte ’ceteris paribus’. Det är betydligt svårare med kvalitets- och kvantitetssäkring av rötrest än handelsgödsel.
Bilaga 2. Sid. 96
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
16.10. NGO:s
Miljö-NGO’s vill sträva mot ett mer hållbart samhälle. I och med att avfallshantering är
komplext inriktar sig ofta NGO’s på principiella samband (avfallshierarkin) och på enfrågekampanjer (t.ex. dioxiner från avfallsförbränning). I teorin är det enkelt att vara
motståndare till all form av avfallsbehandling eftersom alla alternativ har miljönackdelar. Det är därför svårt att se NGO’s som en tydlig aktör för avfallshantering.
16.9. Massmedia
Massmedia strävar efter att öka sin upplaga eller sina tittarsiffror samt ibland att upprätthålla en viss publicististstatus, det senare nås genom god journalistik. Således är de
intresserade av avfallshantering om det är något sensationellt som kan slås upp, men
ändå har verklighetsförankring. Ofta blir det därför på lokal nivå (angrepp eller granskning av insamlingssystem eller missriktade kommunala investeringar i behandlingskapacitet), eftersom det är svårt att rent principiellt uttala sig kort och koncist för eller
emot något vad gäller avfallshantering.
Bilaga 2. Sid. 97
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
17.
IVL-rapport B1462
Nyckelparametrar
Syftet med projektet är att ta fram en ”beslutsguide” som kan användas av svenska
kommuner för att planera avfallsstrategier och som kan ge tumregler för vad som
påverkar resultatet (energiförbrukning, miljöpåverkan och kostnader) vid
omhändertagande och behandling av hushållsavfall.
En utgångspunkt har varit att studera hur allmängiltiga resultaten från den första studien
var (Sundqvist et al, 1999a-d). I följande delstudie har arbetet fokuserats på att kartlägga
och analysera viktiga parametrar som avgör vilket avfallshanteringsalternativ som är att
föredra under olika lokala specifika förhållanden. Detta har gjorts genom att gå igenom
samtliga parametrar som används i ORWARE och gruppera dessa i prioritetsordning
efter hur mycket de bedöms påverka slutresultatet. På detta sätt identifierades ett
hundratal parametrar som delades in i tre kategorier
1.
Kommunspecifika parametrar, som krävs för att beskriva händelser och processer
inom en kommun, t.ex. insamlingsrunda för sopbilar.
2.
Anläggningsspecifika parametrar som används för att beskriva en anläggnings
prestanda och funktion. En anläggning kan vara t.ex. förbrännings- och
rötningsanläggning eller olika fordon som används inom en kommun.
3.
Generella parametrar som inte förändras mellan olika kommuner. Det är olika t.ex.
det kompletterande systemets olika delar som elproduktion. Även olika parametrar
som beskriver transporter har klassats hit.
I tabellerna 17.1 – 17.3 visas de parametrar (”nyckelparametrar”) som vi bedömt vara
osäkra och som kan påverka resultatet. I Tabell 2.17.1 visas de kommunspecifika
parametrarna, i Tabell 2.17.2 visas de anläggningsspecifika parametrarna och i Tabell
2.17.3 de generella parametrarna. Redovisningen i tabellerna är bara summariska.
Många av parametrarna samvarierar med varandra, d.v.s. det är olika kluster av
parametrar som kan förväntas variera i verkligheten, inte enskilda parametrar.
Exempelvis när man jämför energiförbrukning och emissioner från bussar, så är det
skillnaderna mellan biogasdrift och dieseldrift som är av intresse, inte hur de kan variera
var för sig.
Med utgångspunkt från dessa nyckelparametrar formulerades i känslighetsanalysen
olika scenarier som tar hänsyn till olika kommunspecifika förhållanden, olika
anläggningsspecifika parametrar och olika generella data, se kapitel 4.5 i
huvudrapporten.
Bilaga 2. Sid. 98
Antal hushåll som avfall hämtas från per stopp.
Andel av total materialfraktioner som sorteras ut från
lägenheter, villor resp. landsbygd
Bemanning av insamlingsfordon.
Årlig driftstid för lastbilar
Pris per MJ elektricitet
Deponiskatt
Årlig driftstid för lastbilar med släp
Val av elproduktionssätt för elanvändning i
avfallssystemet
Diskret val av värmeproduktion för
värmeförbrukning i avfallssystemet
Antal km mellan stopp vid insamling från hushåll
Fyllnadsgrad för container vid källsorteringsstation
Tidsåtgång för att tömma container vid
återvinningsstation
Antal km mellan stopp vid insamling från
verksamheter
Antal verksamheter avfall hämtas från per stopp vid
insamling.
Andel källsorterad fraktion från verksamheter
Bilaga 2. Sid. 99
Stor osäkerhet om max praktiskt uppnåbar
sorteringsgrad, storl. ordn. +/- 30 %. Vi har antagit ca
70 % utsortering, villket dock inte uppnås med de
insamlingssystem som finns idag.
Mycket osäkert diskret val, beror av synsätt och
framtida förhållanden. (Marginal, medel, baslast)
Osäkert för framtida förhållanden. Kan vara känd för
nutida scenarier. (Biobränsle, fossilt bränsle)
Även om påverkan är stor, borde alla fraktioner
påverkas lika.
f.n. 250 kr/ton; 288 kr/ton från 2002
Kan göra resultat mindre tydliga map den eventuella
vinsten av att återvinna en fraktion, men aldrig ändra
rangordningen mellan alternativ.
Påverkar tidsåtgång och därmed kostnad för
insamling av hushållsavfall.
Kan påverka rötning.
Kan göra resultat mindre tydliga map den eventuella
vinsten av att återvinna en fraktion, men aldrig ändra
rangordningen mellan alternativ.
Påverkar kostnad för insamling.
Påverkar kostnader för lastbil
Påverkar kostnaden för el
Höjer deponeringskostnaden.
Påverkar kostnader för lastbil
Kan påverka elberoende processer.
Stor osäkerhet om max praktiskt uppnåbar
sorteringsgrad, storl. ordn. +/- 30 %
Kan vara 1 el. 2 pe/bil.
Påverkar tidsåtgång och därmed kostnad för
insamling av verksamhetsavfall.
Kan ha betydelse för resultatet indirekt genom vilken
den kompletterande processen är.
Alla dessa tre påverkar tillsammans tidsåtgång och
därmed kostnad för källsortering
Kommentar/Påverkan
Även om påverkan är stor, borde alla fraktioner
påverkas lika.
Diskret val, liten osäkerhet i existerande system, men
potentiellt stor osäkerhet i framtida system.
Andel biogas som används i buss, gasmotor eller bil
Storlek på container vid återvinningsstation
Osäkerhet/variation
IVL-rapport B1462
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.1. Kommunspecifika parametrar
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Körhastighet vanlig lastbil
Körhastighet lastbil med släp
Bilaga 2. Sid. 100
Relativt säker i platsspecifika scenarier. Variationer
för olika regioner
Relativt säker i platsspecifika scenarier. Variationer
för olika regioner
Kan troligen variera mycket i praktiken.
Kan troligen variera mycket i paraktiken.
Transportavstånd med vanlig lastbil
Transportavstånd med lastbil med släp
Osäkerhet/variation
IVL-rapport B1462
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.1. Kommunspecifika parametrar, fortsättning
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Viktiga för ekonomi, men rätt betydelselös för
emissioner på systemnivå.
Viktiga för ekonomi, men rätt betydelselös för
emissioner på systemnivå.
Viktigt för ekonomi.
Viktigt för ekonomi.
Kommentar/Påverkan
5 % av resterande VS i rötresten.
Simulering: Break-even
Okänd osäkerhet
Förmodligen inte osäker om man optimerar
processen för bra gasutbyte.
CH4-emissione från lagrad rötrest
Stor betydelse för årlig kostnad. Bör inte påverka
rangordningen mellan olika alternativ.
Varierar stort mellan och inom olika anläggningar
Kan variera stort beroende på leverantör.
Investeringskostnader för komposteringsanläggning
Bilaga 2. Sid. 101
Påverkar ekonomi för kartongåtervinning
Osäker. Kan troligen variera
Betydelselös på systemnivå. Endast emission av
fossil CO2 fr kompost
Intäkt för återvunnen kartong
Kostnad för återvunnen HDPE
Avskrivningstider för olika anläggningar
Andel avfall som fastnar på plastpåsar vid
påsavskiljning. Förbränns eller deponeras.
Oljeförbrukning för vändning m.m. strängkompost
Osäkert om läckage sker eller ej. Vi har antagit =0
Har hittills alltid varit 100 %, skulle ge
vattenemissioner av N och P om det inte återförs. Om
avfallet har låg TS-halt kan överskottsvatten uppstå
som måste tas om hand.
Kan troligen variera mycket beroende på använd
utrustning
Nu satt till 25 %. Skulle kunna variera en hel del.
Torr el. våt rötrest påverkar NH3 -emissioner vid
spridning.
Om läckage sker ökar övergödning.
Kan påverka kostnader och övergödning.
Om materialet går till deponering blir resultatet blir
det ökade emissioner för rötnin/kompostering framför
allt av växthusgaser. Om materialet går till
förbränning blir skillnaderna mindre. Påverkar ockjså
energiutbyte vid rötning.
Påverkar framför allt emissioner av växthusgaser. Det
saknas mätningar från verkliga anläggningar.
Påverkar ekonomi och gasutbyte
Kommentar/Påverkan
Kväveläckage från lagring av rötrest
Andel vatten från avvattning av rötrest som återförs
till rötkammaren för att späda och ympa.
Uppehållstid i rötkammaren.
Avvattning av rötrest
Val, som kan variera från 0% till 30-40 %
Plastpåsar 25 %. Borde kunna variera mycket.
Papperspåsar 2 % (eg.endast metallavskiljning)
Andel inkommande material som avskiljs vid
påsavskiljning (vid rötning och kompostering), går
till förbränning eller deponering
Empirisk omräkn. faktor av reaktionshastighet från
mesofil till termofil rötning.
Osäkerhet/variation
IVL-rapport B1462
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.2 Anläggningsspecifika parametrar
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Varierar med tiden
Varierar med tiden
Varierar med tiden
Stor betydelse vid elutvninng. Mycket osäkert diskret
val, beror av synsätt och framtida förhållanden.
(Marginal, medel, baslast)
Mycket osäkert diskret val, beror av synsätt och
framtida förhållanden. (Marginal, medel, baslast)
Pris på diesel
Pris på elektricitet
Pris på bensin
Val av elproduktionssätt för att ersätta förlorad
elproduktion i avfallssystemet.
91% i Uppsala
Rel. säker för specifik anläggning, men är mycket
viktig
Varierar mellan anläggningar (när elproduktion
förekommer)
Varierar mellan anläggningar
Antas 10%.
Osäker, kan variera mellan olika platser
Verkningsgrad energiutvinning utan rökgaskond.
Baserat på effektivt värmevärde.
Andel värmeproduktion från återvunnen energi (exkl
rökgaskond)
Andel avfall till förbränning som ej förbränns pga
sommaruppehåll, kan deponeras eller balas-lagras
och förbrännas senare
Andel elproduktion från återvunnen energi (exkl
rökgaskond)
Bilaga 2. Sid. 102
Antas 80%. Varierar i verkligheten med temperatur
mm.
Antog först 85%, i Uppsalascenarier satt till 100%.
Andel utkondenserat vatten vid rökgaskondensering
Dessa två tillsammans påverkar energiutvinning från
förbränning samt emissioner från deponering.
Alla tre tillsammans påverkar behovet av värme och
el från det kompletterande systemet
Viktig då allt organiskt avfall rötas och biogas bränns
i gasmotor. Intressant endast vid jmf. m. kompl.
process.
Båda påverkar värmeåtervinning vid rökgaskond.
Vanligen 30 %. (60 % värme och 10 % förluster)
Osäker i framtida scenarier, kan vara känd i nutida.
Andel av energin i biogasen som används för
elgenerering
Verkningsgrad i vvx vid rökgaskondensering
Kan variera på olika bruk
Kan påverka elberoende processer.
Bör studeras i känslighetsanalys
Troligen samvarierar olika energislagslag på lång sikt
Kommentar/Påverkan
Elförbrukning vid jungfrulig kartongproduktion.
Val av elproduktionssätt för elanvändning i
avfallssystemet
Osäkerhet/variation
IVL-rapport B1462
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.2 Anläggningsspecifika parametrar, fortsättning
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
NOx emissioner från förbränning av deponigas
Andel energi till värmeproduktion i gasmotor på
deponi.
Andel energi till elproducktion i gasmotor på deponi
Bilaga 2. Sid. 103
är 0% om värme ej tillvaratas på deponin. Kan vara
upp till 90%.
Oftast 30%. Kan vara lägre.
Dessa två samverkar. Påverkar energiutbyte från
deponering. Betydelse beror på värmeproduktion i
kompletterande systemet.
Påverkar emissioner av växthusgas från deponin
Vid uppsamling antas uppsamlingsgraden vara 50 %.
Kan vara både under- eller överskattning.
Beror av anläggning. Kan variera mellan olika
anläggningar
Osäkert värde
Diskret val.
Betydelse beror av komplementär elproduktion.
Påverkar emissioner av växthusgaser från deponin.
Mycket viktig för emissioner och energi från deponi.
Val av uppsamling eller ej.
Uppsamlingsgrad av deponigas
Andel CH4 i läckande deponigas som oxideras i
täckskikt
Viktig för CH4 emission. 85% CH4 läcker utan att
oxideras till CO2.
Kan troligen variera stort. Stor osäkerhet
Emissioner från deponi efter oxidation i täckskiktet
av den gas som inte samlats in
Satt till koncessionsvärde. Kan vara överskattning.
Bildning av NOx i orenad rökgas från förbränning
Egentligen ett val hur man ska presentera framtida
emissioner från deponin. I normalfallen har vi
tidigare bara presenterat emissionerna under
överskådlig tid.
Dominerar försurning från förbränning.
Antas 1% av Ntot i avfall. Osäker, skattad siffra.
Emissioner från deponi efter den överskådliga tiden.
Betydande del av växthusgaser från förbränning.
Diskret val: bala-lagra eller inte.
Andel avfall som ej förbränns under sommaren som
balas
Bildning av lustgas i orenad rökgas från förbränning
Kommentar/Påverkan
Osäkerhet/variation
IVL-rapport B1462
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.2 Anläggningsspecifika parametrar
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Osäkert, varierar mycket.
Kan variera mellan olika bruk och mellan olika år
Luftemissioner från jungfrulig materialproduktion
Elförbrukning i kartongåtervinning.
Kan variera mellan olika bruk och mellan olika år
Luftemissioner från kartongåtervinning
Varierar mellan 10-50%,
Kan troligen variera några procent.
Ganska osäker.
Ganska osäker.
Ganska osäker.
Kan variera mycket mellan välskött och misskött
kompost. Vi har utgått från =0
Emissioner av ammoniak vid spridning av våt rötrest
m slangspridare
Andel av Ntot-förlust från kompost som är lustgas.
Avskiljning av CH4 i kompostfilter
Avskiljning av N2O i kompostfilter
Avskiljning av NH3 i kompostfilter
Mängd metan som bildas i kompost
Bilaga 2. Sid. 104
Varierar mellan 10-50%,
Emissioner av ammoniak vid spridning av torr rötrest
Luftemissioner från framställning av N- och Phandelsgödsel.
Utsortering i återvinningsprocesser (andel av
inkommande material som blir återvunnen produkt).
Kan variera mellan olika bruk och mellan olika år
Nyttoutbyte i kartongåtervinning
Oljeförbrukning till processvärme i
kartongåtervinning
Osäkerhet/variation
IVL-rapport B1462
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.2 Anläggningsspecifika parametrar
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Samvarierar med NH3 (nu fördelat 2% N2O, 96%
NH3, 2% N2). N2O kraftfull växthusgas, därför viktig.
Ger tills. m. metanbildning slutlig emission av metan.
Troligen betydelselös på systemnivå.
Ger tills. m. lustgasbildning slutlig emission av
lustgas. Troligen betydelselös på systemnivå.
Ger tills. m. ammoniakbildning slutlig emission av
ammoniak. Troligen betydelselös på systemnivå.
Beror av tid på året och teknik vid spridning
(nedbrukning). Vi bör använda BAT (best available
technology).
Beror av tid på året och teknik (nedbrukning). Vi bör
använda BAT (best available technology).
Viktigast är kanske NOx kopplad till
oljeanvändningen.
Beror även av utsortering vid källa. Endast extra
transport skiljer. I modellen spelar mindre roll var
felaktigt material hamnar – det tas omhand genom
förbränning (eller möjligtvis deponering).
Viktig för NOx
Samverkar med insamling- och källsorteringsnivåer.
Mest viktigt för kartong då det skiljer lite mellan
återvinning och jungfrulig produktion.
Allokering borde göras per MJ olja använd istället för
kartong producerad
Påverkar emissioner från kartongåtervinning
Kommentar/Påverkan
IVL-rapport B1462
Kan troligen variera en del.
Kan variera en del.
Kan variera en del.
Kan variera en del.
Kan variera en del.
Kan vara osäker, men svårt att avgöra vad som är
riktigt.
Kan vara osäker, men svårt att avgöra vad som är
riktigt.
Påverkas av ny/gammal buss, körcykel,
körförhållanden.?
Påverkas av ny/gammal bil, körcykel,
körförhållanden. Spridning?
Påverkas av ny/gammal bil, körcykel,
körförhållanden. Spridning?
Påverkas av ny/gammal bil, körcykel,
körförhållanden. Spridning?
Påverkas av ny/gammal bil, körcykel,
körförhållanden. Variationer?
Körhastighet lastbil med släp
Bränsleförbrukning vid tom transport med vanlig
lastbil
Bränsleförbrukning vid tom transport med lastbil
med släp
Bränsleförbrukning vid lastad transport med vanlig
lastbil
Bränsleförbrukning vid lastad transport med lastbil
med släp
Luftemissioner från biogasbussar
Bränsleförbrukning vid insamling, kontinuerlig
körning.
Extra bränsleförbrukning till följd av stopp vid
insamling.
Energiförbrukning för dieselbuss.
Energiförbrukning för biogasbilar
Energiförbrukning för biogasbussar
Bilaga 2. Sid. 105
Kan troligen variera en del.
Körhastighet för vanlig lastbil
Luftemissioner från biogasbilar
Osäkerhet/variation
Parameter (förklaring)
Intressant endast vid jmf m kompl. process.
Påverkar emissioner från biogasanvändning. NOx
troligen viktigast.
Intressant endast vid jämförelse med kompletterande
process.
Intressant endast vid jämförelse med kompletterande
process.
Dessa två tillsammans ger total bränsleförbrukning,
vilken tycks vara 50% lägre än VBB’s data.
Påverkar emissioner från biogasanvändning.
Troligen av liten betydelse, men viktig pga allmänt
intresse för transporter.
Troligen av liten betydelse, men viktig pga allmänt
intresse för transporter.
Troligen av liten betydelse, men viktig pga allmänt
intresse för transporter.
Troligen av liten betydelse, men viktig pga allmänt
intresse för transporter.
Kan påverka ekonomi
Kan påverka ekonomi.
Kommentar/Påverkan
Tabell 2.17.3.
Generella parametrar: dels parametrar i det kompletterande systeme för anläggningar utan specifik geografisk koppling,
dels allmänt osäkra parametrar som kan förväntas variera oberoende av kommun.
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Kan påverkar kostnad. samverkar troligen med
kostnad för andra energislag
Varierar med tiden
Om fosforbrist uppstår kan priset öka
D:o med miljö-/energiskatt inräknad
Pris på fosforgödsel
Verkningsgrad för el från biobränsle i
kompletterande systemet
Verkningsgrad för el från kol i kompletterande
systemet
Luftemissioner från olika elproduktionssätt
Sammansättning av olika energislag för ”medelel” i
kompletterande systemet
Verkningsgrad för el från naturgas i kompletterande
systemet
Verkningsgrad för el från kärnkraft i kompletterande
systemet
Påverkar emissioner och energiutbyte
Påverkar emissioner och energiutbyte
Påverkar emissioner och energiutbyte
Kan variera mellan olika anläggningar
Kan variera mellan olika anläggningar
Kan variera mellan olika anläggningar
Bilaga 2. Sid. 106
Kan variera mellan olika anläggningar
Kan variera mellan olika anläggningar
Påverkar emissioner och energiutbyte
Ökar deponikostnaden.
250 kr/ton, fr.o.m. 2002 288 kr/ton. kan öka
ytterligare i framtiden
Kan variera mellan olika anläggningar
Varierar med tiden. kan öka i framtiden
Kan påverkar kostnad. samverkar troligen med
kostnad för andra energislag.
Kan variera kraftigt från tid till annan.
Företagsekonomisk kostnad för diesel
D:o med miljö-/energiskatt inräknad
Deponiskatt
Påverkar ekonomi för HDPEÅtervinning.
Påverkar ekonomisk nytta av värmeproduktion
Kan öka i framtiden? Beror på konjunktur
Kan öka i framtiden
Intressant parameter med tanke på diskussioner om
nyttan av att återföra fosfor
Påverkar ekonomi för kartongåtervinning.
Påverkar ekonomisk nytta av elproduktion
Beror på konjunktur
Kan öka i framtiden?
Kostnad för jungfrulig kartong
Företagsekonomisk kostnad för inköp eller
försäljning av el
D:o med miljö-/energiskatt inräknad
Kostnad för jungfruelig HDPE
Företagsekonomisk kostnad för inköp eller
försäljning av värme
D:o med miljö-/energiskatt inräknad
Kostnad för lättolja till värme i kompletterande
systemet
D:o med miljö-/energiskatt inräknad
Pris för bensin
Kommentar/Påverkan
Osäkerhet/variation
Parameter (förklaring)
Tabell 2.17.3.
Generella parametrar: dels parametrar i det kompletterande systeme för anläggningar utan specifik geografisk koppling,
dels allmänt osäkra parametrar som kan förväntas variera oberoende av kommun, fortsättning.
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Kan variera mellan olika anläggningar
Verkningsgrad för el från olja i kompletterande
systemet
Verkningsgrad för värme från biobränsle i
kompletterande systemet
Verkningsgrad för värme från kol i kompletterande
systemet
Verkningsgrad för värme från olja i kompletterande
system
Luftemissioner för användning av olja (bilar, bussar)
i kompletterande systemet
Diskret val av fjärrvärmeproduktion i kompletterande
systemet.
Kemisk sammansättning av organiskt avfall från
hushåll.
Andel (koncentartion?) COD i lakvatten från deponi,
överskådlig tid.
Andel av tot emission av kolföreningar som hamnar i
vattenfas
Emissioner från deponi efter oxidation i täckskiktet
av den gas som inte samlats in
Osäkra värden
Spridning i vilken storl.ordn.?
Osäkra körcykler.
Luftemissioner från framställning av N- och Phandelsgödsel.
Energiförbrukning för bensindriven personbil
Kemisk sammansättning för organiskt avfall från
storkök och restauranger.
Emissionsvektor (per MJ diesel) vid transport fr A till
B, dvs landsvägstranport
Bilaga 2. Sid. 107
Osäker
NOx emissioner från förbränning av deponigas
Andel CH4 i läckande deponigas som oxideras
Beräkn enl tumregel: 3*Ctot i vatten, vilket beror av
hur mycket material som brutits ned.
1% av Ctot antas hamna i vattenfas.
Osäker siffra med betydelse för COD utsläpp
Osäkert för framtida förhållanden. Kan vara känd för
nutida scenarier. (Biobränsle, fossilt bränsle)
Tungmetaller i organiskt avfall påverkar.
Osäker
Kan variera mellan olika anläggningar. Intressant
endast om kol är aktuell för värmeproduktion
Kan variera mellan olika anläggningar
Kan variera mellan olika anläggningar
Osäkerhet/variation
Parameter (förklaring)
Kompl. process till biogasbil. Intressant endast vid
jmf m kompl. process.
Tungmetaller i organiskt avfall. Säkrare renhet än
org. avfall fr. hushåll. Påverkar användbarhet
kompost. rötrest, slam.
Troligen inte av betydels, men viktig pga stort
intresse för transporter. NOx troligen viktigast.
Påverkar NOx
Beräknas numera som 1- lfSTEmFromSoilOx)
Viktig för CH4 emission. 85% CH4 läcker utan att
oxideras till CO2.
Påverkar luftemissioner från deponin.
Stor betydelse vid värmeutvinning.Kompl. processer
beaktas ej.
Påverkar användbarhet kompost. rötrest, slam.
Påverkar tungmetallemission till jord.
Stor betydelse för övergödning från deponi
Kommentar/Påverkan
Tabell 2.17.3.
Generella parametrar: dels parametrar i det kompletterande systeme för anläggningar utan specifik geografisk koppling,
dels allmänt osäkra parametrar som kan förväntas variera oberoende av kommun, fortsättning.
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Bilaga 3. Resultat av systemanalys
1.
Inledning
1.1
Läsanvisning för Bilaga 3
I kapitel 1 i denna bilaga ges en beskrivning av de fall och scenarier som studerats.
Resultatet för grundscenariot presenteras i kapitel 2 i denna bilaga. Därefter diskuteras
och jämförs i kapitel 3 resultatet med de resultat vi erhöll i första etappen (Sundqvist et
al, 1999b). Sist presenteras i kapitel 4 resultaten från känslighetsanalysen. I slutet av
avsnitt 4 presenteras en tabell där totalresultatet från både grundscenariot och känslighetsanalyserna finns redovisade.
För grundscenariot presenteras för varje resultatparameter först resultatet för det totala
systemet, d.v.s. avfallssystemet och det kompletterande systemet sammanräknat, och
sedan mer detaljerat för avfallssystemet. Resultaten presenteras i form av stapeldiagram.
Höjden på staplarna visar förbrukning av energiråvaror, utsläpp inom olika
miljöpåverkanskategorier respektive kostnader. För samtliga resultatparametrar gäller
att det ”bästa” alternativet är det som ger lägst resultat. I varje avsnitt visas först
diagram för hela systemet (totala systemet med avfallssystem och kompletterande
system adderade), sedan visas motsvarande diagram för avfallssystemet. För toxicitet
redovisas resultaten inte i stapeldiagram utan i diskussionsform. De karaktäriseringsmetoder som används för att aggregera emissioner i miljöpåverkanskategorier
presenteras i Bilaga 1, liksom de samhällsekonomiska viktningsmetoderna. Det totala
resultatet för modellkommunen är delat med antalet invånare och presenterat som
miljöbelastning per person och år.
För resultatet från känslighetsanalyserna (se kapitel 4 i denna bilaga) visas bara de
resultat som avviker från grundscenariot. I slutet av avsnitt 4 presenteras en tabell där
totalresultatet från både grundscenariot och känslighetsanalyserna finns redovisade.
Det bör påpekas att alla olika behandlingsfall är inte jämförbara sinsemellan, t.ex. är det
irrelevant att jämföra rötning av lättnedbrytbart organiskt material med plaståtervinning
eftersom dessa fall berör olika avfallsfraktioner. Förbränningsscenariet är dock jämförbart med alla övriga scenarier. De fall som är jämförbara är:
-
Behandling av allt avfall: Förbränning och Deponering.
-
Behandling av nedbrytbart organiskt avfall: Förbränning, Rötning-buss, Rötningel/värme, och kompostering.
-
Behandling av plastförpackningar: Förbränning och Plaståtervinning.
-
Behandling av kartongförpackningar: Förbränning och Kartongåtervinning.
Bilaga 3. Sid. 1
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
I vissa diagram finns en streckad stapel överst. Denna streckade stapel visar emissionerna från deponin under den tid som återstår efter den överblickbara tiden, se Bilaga 1.
Den heldragna delen av stapeln visar emissionerna under den överblickbara tiden.
1.2
Fall och scenarier som studerats
Systemanalysen baseras på olika typer av fall och scenarier:
1.
Olika behandlingsstrategier studeras i olika ”behandlingsfall”. Exempelvis det fall
som benämns ”Kompostering” innebär att det komposteringsbara avfallet samlas in
för sig och komposteras, medan det icke-komposteringsbara avfallet går till förbränning.
2.
Inverkan av olika parametrar studeras i olika scenarier i en känslighetsanalys.
1.2.1
Studerade fall
De behandlingsfall som studeras har formulerats med utgångspunkt från att en fraktion i
taget sorteras ut. Endast ytterlighetsfallen undersöks: 0 % utsortering eller ”full utsortering”, d.v.s. 70 % (i vissa fall 80 %). Avfall som inte sorteras ut förbränns eller deponeras. Det resultat som erhålls svarar då på frågan hur varje studerad fraktion/material ska
tas omhand för att ge minsta bidrag till respektive studerad resultatparameter om
avfallshanteringssystemet byggs upp från början, utan att ta hänsyn till vilka behandlingsanläggningar som redan finns. Fallen är hypotetiska och bygger på olika tänkta
ytterlighetsfall. De fall som undersöks är i huvuddrag:
-
Förbränning. Förbränning av allt avfall inkl. lättnedbrytbart organiskt avfall, kartongförpackningar och plastförpackningar. Förbränningsanläggningen ställs av en
månad på sommaren och avfallet balas och lagras samt förbränns senare, vilket
betyder att inget avfall behöver deponeras under sommarmånaderna.
-
Deponering. Deponering av allt avfall inkl. lättnedbrytbart organiskt avfall, kartongförpackningar och plastförpackningar. Deponigasen används för generering av
elektricitet.
-
Rötning – bussdrift. Lättnedbrytbart organiskt avfall sorteras ut och rötas. Allt övrigt avfall förbränns. Biogasen används för att driva bussar. Rötresten förutsätts
spridas på jordbruksmark och ersätta handelsgödsel.
-
Rötning – el/värme. Lättnedbrytbart organiskt avfall sorteras ut och rötas. Allt övrigt avfall förbränns. Biogasen eldas i en gasmotor med elgenerator för framställning av el och fjärrvärme. Rötresten förutsätts spridas på jordbruksmark och ersätta
handelsgödsel.
-
Kompostering. Lättnedbrytbart organiskt avfall sorteras ut och komposteras i öppen strängkompost. Allt övrigt avfall förbränns Komposten antas ersätta handelsgödsel i jordbruket.
-
Plaståtervinning. Utsortering av plastförpackningar för återvinning av polyetenplast. Återvunnen polyetenplast ersätter jungfrulig polyetenplast (1 kg återvunnen
PE ersätter 1 kg jungfrulig). Allt övrigt avfall förbränns.
Bilaga 3. Sid. 2
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
-
IVL-rapport B1462
Kartongåtervinning. Utsortering av kartongförpackningar för återvinning av kartong. Återvunnen kartong ersätter jungfrulig kartong (1,15 kg återvunnen kartong
ersätter 1 kg jungfrulig kartong). Allt övrigt avfall förbränns.
Returpapper (tidningar, o.dyl.) har i alla behandlingsscenarier antagits sorteras ut till
75 %, metallförpackningar till 50 % och glasförpackningar till 70 %24, och behandlas
inte vidare inom det studerade systemet. Den mängd av respektive fraktion som inte
sorteras ut ingår i det brännbara restavfall som förs till förbränningsanläggningen, alternativt deponin.
1.2.2
Scenarier som studerats i känslighetsanalyser
De parametrar som varieras enligt nedan är alltså de som vi har definierat som de
nyckelparametrar som är av intresse för en kommun att kunna utskilja, och som det
finns tillräckligt dataunderlag för att bedöma inom vilka värden de kan variera.
1.
Grundscenario: Modellkommunen enligt 4.2.1 i huvudrapporten, samt enligt följande:
- Avfallsförbränning har energiverkningsgrad 0,91 (exklusive rökgaskondensering25) och NOX-emission 75 mg/MJ.
- Alternativ fjärrvärmekälla: biobränsle med energiverkningsgrad 1,09 (inklusive
rökgasrening) och NOX-emission 50,3 mg/MJ
- Alternativ elproduktion: naturgaskombi
- Avstånd till förbränningsanläggning, rötningsanläggning, komposteringsanläggning och deponi: 7, 10 och 15 km från hushåll i lägenheter, villor resp.
landsbygd.
- Avstånden till materialåtervinning: 230 km till kartongåtervinning och 370 km
till plaståtervinning
- Medelavstånd till åkermark för spridning av rötrest/kompost: 8 km
- Hushållens arbete värderas till 0 kr/timme i den samhällsekonomiska kalkylen.
Hushållen antas inte använda bil för transporter av avfall till återvinningsstationer.
2.
Elscenarier.
Känslighetsanalys:
a. Kolkondens
b. Svensk medelel
24
Dessa utsorteringsgrader är satta till samma som de återvinningskrav
Förpackningsförordningen resp. Förordningen om returpapper för dessa material.
25
Rökgaskondenseringens verkningsgrad beror på avfallets fukthalt och H-halt.
Bilaga 3. Sid. 3
som
ställs
i
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
3.
IVL-rapport B1462
Fjärrvärmescenarier. Ersättningsbränsle, energiverkningsgrad och NOX-emission
har varierats i känlighetsanalysen. Biobränsle utgör ersättningsbränsle i grundfallet.
Verkningsgrader
η*
η
η
(avfall)
(bio(olja)
bränsle)
Grundfall Biobränsle
0,91
1,09
a
Olja
0,91
0,90
b
Biobränsle
0,85
1,09
c
Biobränsle
1,00
0,9
d
Olja
0,85
0,9
e
Olja
1,00
0,7
f
Biobränsle
0,91
1,09
g
Biobränsle
0,91
0,90
*
Avser verkningsgrad exklusive rökgaskondensering.
Fall
Ersättningsbränlse
NOX-emission
Avfall
Biobränsle
mg/MJ
mg/MJ
75
53
75
75
53
75
53
75
75
45
53
200
408
I grundscenariot är verkningsgraden för avfallsförbränningen 0,91 exklusive
rökgasrening, vilket baseras på data från förbränningsanläggningen i Uppsala.
Verkningsgraden i rökgaskondenseringen beror på avfallet ifråga, vilket varierar
mellan de olika behandlingsfallen – i fallet Förbränning är den totala
verkningsgraden 1,00. Verkningsgraden (exklusive rökgaskondensering) varieras i
olika scenarier ned till 0,85 och upp till 1,00, eller inklusive rökgaskondensering
ned till 0,94 och upp till 1,09. Det lägre värdet är en bedömning av vad en
storskalig förbränningsanläggning med bitvis eftersatt underhåll som inte drivs
under optimala förhållanden kan uppvisa, och det högre värdet motsvarar en
toppmodern anläggning med rökgaskondensering.
I grundfallet är verkningsgraden för biobränsleförbränning satt till 109 % vilket
hämtats från Vattenfalls LCA för elproduktion (Vattenfall, 1996). Det lägre värdet
0,9 i ett av scenarierna är satt utefter att förbränningsanläggningen saknar
rökgaskondensering.
I grundfallet är verkningsgraden för oljeförbränning 0,90 och det värdet varieras
nedåt till 0,70. Det lägre värdet motsvarar en äldre villapanna med varierande
servicegrad.
Kväveoxidemissionen från avfallsförbränningen är satt efter rådande tillstånd för en
existerande anläggning som passar den kommuntyp som här undersökts. Det lägre
värdet i känslighetsanalysen motsvarar den koncession som råder för Högdalenverket i Stockholm, vilken är den lägsta koncessionskravet för avfallsförbränning i
landet. Det högre värdet är valt efter vad stora/medelstora avfallsförbränningsanläggningar har för tillstånd. Som exempel kan nämnas att avfallsförbränningsanläggningarna i Karlskrona, Landskrona och Sävenäs i Göteborg har denna nivå.
Kväveoxidemissionen från förbränningen av biobränsle är i grundfallet i enlighet
med datakällan (biobränsle i Vattenfalls LCA). De högre och lägre värdena är valda
utifrån en sammanställning på Naturvårdsverkets hemsida (www.environ.se) där
olika NOx-avgiftsbelagda anläggningar är listade, med NOx-emission och energiproduktion. Det är medelvärdena för 1:a och fjärde kvartilen som valts.
Bilaga 3. Sid. 4
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.
Kraftvärme. I grundfallet utvinns endast fjärrvärme från avfallsförbränningen. I ett
scenario fördelas den tillgängliga energin så att 85 % blir fjärrvärme (exkl. rökgaskondensering) och resten elektricitet. Denna fördelning mellan fjärrvärme och
elektricitet stämmer med den nybyggda förbränningsanläggningen i Umeå.
5.
Transportavståndsscenarier. I grundfallet är avstånden till behandlingsanläggningar enligt kapitel 1.2.2 i det föregående. Känslighetsanalysen omfattar:
a. Fjärravstånd till förbränningsanläggning. Avfallet lastas om från sopbil till långtradare och körs 500 km extra.
b. Regional transport till rötningsanläggning. Avfallet lastas om från sopbil till
långtradare och körs 150 km extra.
c. Fjärrtransport till materialåtervinning. Avståndet för den långväga transporten
ändras till 1000 km.
6.
7.
Avstånd till åkermark för rötrest/kompost. I grundfallet är medelavståndet till
spridningsområdet 8 km. I känslighetsanalysen undersöks följande:
a.
Avstånd till spridningsområdet 50 km
b.
Spridning omöjlig. Rötresten går till förbränning.
Hushållens arbete. I grundscenariot är tidsåtgång och energiåtgång för hushållen
satta till = 0. I känslighetsanalysen studeras tre fall där tiden har värderats till 60
kr/h, och med tre olika uppskattningar av tidsåtgång och energiförbrukning.
a
b
c
8.
Minimifall
Maximifall
Anpassat
Tidsåtgång, minuter
per hushåll och vecka
Värdering av tid,
kr/timme
6
62
33
60
60
60
Energiförbrukning i
hushållen, MJ/hushåll
och år
0
1052
53
Samhällsförändringar. I känslighetsanalysen studeras följande förändringar
jämfört med grundfallet:
a. Fördubbling av värdering av energiresurser och klimatgaser.
b. Femdubbling av värdering av energiresurser och klimatgaser.
c. Tiodubbling av fosforpris med en faktor 5.
9.
Deponin betraktas som kolsänka under överskådlig tid (ett sekel). I grundfallet
bokförs ingen kvarvarande kol efter den överblickbara tiden. I en känslighetsanalys
bokförd kvarvarande biotiskt kol i deponin efter överskådlig tid som negativt CO2utsläpp.
Bilaga 3. Sid. 5
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
2.
Resultat - grundscenario
2.1
Förbrukning av energiråvaror
IVL-rapport B1462
MJ/person, år
6 000
Elektricitet
5 000
Jungfrulig kartong
4 000
Jungfrulig plast
3 000
Handelsgödsel N,
P
2 000
Externt
fordonsbränsle
Extern värme
1 000
Avfallssystemet
in
ni
ng
+F
b
Ka
rt
on
gå
te
rv
vi
nn
in
g+
Fb
te
r
tå
Pl
as
K
om
po
s
te
rm
e+
vä
R
öt
ni
ng
,e
l&
rin
g+
Fb
Fb
Fb
us
s+
rin
g
R
öt
ni
ng
,b
ep
on
e
D
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.2.1. Förbrukningen av energiråvaror i det totala systemet uppdelat efter
funktionella enheter.
Figur 3.2.1 visar energiförbrukningen i de olika scenarierna för det totala systemet,
uppdelat efter vilka delar i systemet som står för energiförbrukningen.
Som framgår av figuren står avfallssystemet för en relativt liten del av den totala energiförbrukningen - energiförbrukningen i det kompletterande systemet dominerar. Den
största skillnaden mellan de olika scenarierna är det stora behovet av alternativt bränsle
för fjärrvärmeproduktion i det kompletterande systemet när avfallet deponeras.
Rötning av lättnedbrytbart material ger en energiförbrukning i samma nivå eller högre
ön förbränning, beroende på hur biogasen används. Jämfört med förbränning av allt avfall minskar energiförbrukningen när plast sorteras ut och återvinns. Detta beror på att
vid plaståtervinning förbrukas mindre energi än vid produktion av jungfrulig plast.
Återvinning av den utsorterade kartongfraktionen ger marginellt lägre energiförbrukning än förbränningsfallet. Energiförbrukningen vid återvinning av kartong är något
lägre än vid nyproduktion.
Bilaga 3. Sid. 6
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
MJ/person, år
6 000
Kol
5 000
Olja
4 000
Naturgas
3 000
Kärnkraft
2 000
Biomassa
1 000
Vattenkraft
K
ar
to
n
gå
te
rv
in
ni
ni
ng
ng
+F
b
+F
b
b
tå
te
rv
in
Pl
as
K
om
po
st
er
in
vä
rm
e+
ng
,e
l&
,b
R
öt
ni
g+
F
Fb
Fb
us
s+
er
in
R
öt
ni
ng
on
D
ep
Fö
rb
rä
nn
in
g
g
0
Figur 3.2.2. Energiförbrukning i det totala systemet uppdelat på energibärare.
I Figur 3.2.2 visas samma energiförbrukning som i Figur 3.2.1, men är här uppdelad på
energiråvaror i stället för efter var i systemet de förbrukas.
Eftersom biobränsle är ersättningsenergi för fjärrvärme har både deponering och biologisk behandling en lägre förbrukning av icke förnybar26 energi än förbränning. Däremot har återvinning av kartong en marginellt högre förbrukning av icke förnybar
energi än förbränning.
Förbrukningen av olja är lägre vid rötning med användning av biogasen som fordonsbränsle än vid förbränning, eftersom produktion och användning av ett alternativt drivmedel (diesel) undviks. Detsamma gäller vid plaståtervinning där både olja och naturgasförbrukning vid nyproduktion av plast undviks. Vid rötning med användning av biogasen för el- och värmeproduktion undviks användande av naturgas för elproduktion.
Skillnaden i biomassaförbrukning speglar de olika behov av kompletterade värmeproduktion de olika scenarierna har.
26
Icke förnybar energi består av kol, olja, naturgas och uran. Förnybar energi består av biomassa och
vattenkraft
Bilaga 3. Sid. 7
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
MJ/person, år
4 500
Avfallsvärme
4 000
3 500
Elproduktion
3 000
2 500
Fordonsgas-produktion
2 000
Värmeförbrukning
1 500
1 000
Elförbrukning
500
0
Oljeförbrukning
rin
Rö
g
tn
in
g,
bu
R
ss
öt
+F
ni
ng
b
,e
l&
vä
rm
e+
Fb
Ko
m
po
st
er
in
g+
Pl
Fb
as
tå
te
rv
in
ni
K
ng
ar
+F
to
ng
b
åt
er
vi
nn
in
g+
Fb
ep
on
e
D
Fö
rb
rä
nn
in
g
-500
Figur 3.2.3. Energikonsumtion och energiproduktion i avfallssystemet.
I Figur 3.2.3 presenteras avfallssystemets energiförbrukning (d.v.s. den svarta delen av
staplarna Figur 3.2.1) och energiproduktion.
Förbränning är den mest energieffektiva behandlingsmetoden då enbart avfallssystemet
studeras. Energiförbrukningen består av el och oljeförbrukning i olika processer och
transporter.
Bilaga 3. Sid. 8
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
2.2
IVL-rapport B1462
Miljöpåverkan
2.2.1 Växthuseffekt
kg CO2-ekvivalenter
/person, år
400
350
Elektricitet
300
Jungfrulig kartong
250
200
Jungfrulig plast
150
Handelsgödsel N,P
100
50
Externt fordonsbränsle
+F
b
Fb
vi
n
te
r
Avfallssystemet
K
ar
to
n
gå
åt
e
Pl
as
t
Extern värme
ni
ng
in
g+
rv
in
n
in
g
st
er
,e
l&
in
g
öt
n
R
K
om
po
vä
r
,b
in
g
öt
n
R
+F
b
Fb
m
e+
Fb
us
s+
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
0
Figur 3.2.4. Utsläpp av växthusgaser i det totala systemet
Utsläpp av växthusgaser visas i Figur 3.2.4 och 3.2.5. Gaser som bidrar till
växthuseffekten är CO2 med fossilt ursprung, CH4 och N2O. De största utsläppen av
växthusgaser kommer från förbränning av fossila bränslen samt från deponering av
organiskt avfall (som bildar metan vid nedbrytningen).
Utsortering och rötning av lättnedbrytbart organiskt material ger lägre utsläpp av växthusgaser, beroende på att förbränningen av fossila bränslen minskar (diesel till bussbränsle och naturgas till elproduktion). Utsortering och återvinning av plast ger minskade emissioner av växthusgaser, dels beroende på en minskad plastförbränning, dels
beroende på att emissioner av CO2 från nyproduktion av plast minskar. Utsortering och
återvinning av kartong ger ungefär samma bidrag till växthuseffekten som förbränning.
Emissionerna från nyproduktion motsvarar emissionerna från återvinningskedjan.
Kompostering av lättnedbrytbart organiskt avfall är också i nivå med förbränning, kompostering ger mycket låga emissioner av växthusgaser och det ger också förbränning av
den lättnedbrytbara organiska fraktionen.
Deponering av avfall ger ett stort bidrag till växthusemissionerna jämfört med förbränning, främst genom utsläpp av metan från deponin. Dock skall nämnas att deponin inte
räknas som kolsänka under överblickbar tid i 3.3.4, vilket istället diskuteras i känslighetsanalysen, se avsnitt 4 i denna bilaga.
Bilaga 3. Sid. 9
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
kg CO2-ekvivalenter
/person, år
700
Deponering å.t.
600
Deponering ö.t.
500
Åkermark
400
Spridning
Biogas
300
Förbränning
200
Kompostering
100
Plaståtervinning
0
b
b
ng
+F
+F
rv
in
ni
in
g
åt
e
ng
K
ar
to
Pl
as
tå
t
er
v
in
n
rin
om
po
K
l&
,e
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
ni
ng
R
öt
g+
Fb
m
e+
Fb
s+
Fb
us
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
Kartongåtervinning
Transporter
Insamling
Uppströms system
Figur 3.2.5. Utsläpp av växthusgaser, avfallssystemet (den streckade delen av stapeln
avser metanemissioner från deponin under återstående tid).
Figur 3.2.5 presenterar växthusemissionerna från olika delar av avfallshanteringssystemet. Deponering ger höga emissioner av växthusgaser (metan). Den streckade
stapeln visar emissionerna efter överblickbar tid (se Bilaga 1).
Utsortering av plast minskar avfallssystemets utsläpp av växthusgaser på grund av att
förbränning av plastavfall minskar.
Transporter och insamling har en marginell påverkan på de totala växthusemissionerna
från avfallssystemet.
Bilaga 3. Sid. 10
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
2.2.2 Försurning
a. Karaktärisering "max"
g SO2-ekvivalenter
/person, år
1 400
1 200
Elektricitet
1 000
Jungfrulig kartong
800
Jungfrulig plast
600
400
Handelsgödsel N,P
200
Externt
fordonsbränsle
+F
b
Fb
vi
n
te
r
Avfallssystemet
K
ar
to
n
gå
åt
e
Pl
as
t
Extern värme
ni
ng
in
g+
rv
in
n
in
g
st
er
,e
l&
in
g
öt
n
R
K
om
po
vä
r
,b
in
g
öt
n
R
+F
b
Fb
m
e+
Fb
us
s+
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
0
Figur 3.2.6. Utsläpp av försurande ämnen, totala systemet
I Figur 3.2.6 visas utsläpp av försurande ämnen från det totala systemet. Emissioner
som potentiellt bidrar till försurningen vid karaktärisering enligt "max-metod" är SO2,
NOX, HCl och NH3, vilka är summerade till SO2-ekvivalenter.
Utsortering och rötning av organiskt material med användning av biogasen som fordonsbränsle minskar de försurande utsläppen jämfört med förbränning, genom att produktion och användning av diesel undviks. Rötning med el- och värmeproduktion ger
dock betydligt högre utsläpp av försurande ämnen än förbränning, på grund av högre
emissioner i avfallssystemet.
Utsortering och återvinning av plast och kartong ger lägre emissioner av försurande ämnen än förbränning, genom undvikandet av nyproduktion av materialen.
Deponering ger högre emissioner än förbränning, genom högre emissioner i avfallssystemet som hänger samman med förbränning av deponigas, samt genom utsläpp
(NOX) vid produktion av fjärrvärme från förbränning av biobränsle.
Bilaga 3. Sid. 11
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
g SO2-ekvivalenter
/person, år
700
Deponering å.t.
600
Deponering ö.t.
500
Åkermark
Spridning
400
Biogas
300
Förbränning
200
Kompostering
Plaståtervinning
100
Kartongåtervinning
0
b
b
Insamling
Uppströms system
K
ar
to
ng
åt
e
er
v
in
n
rv
in
ni
in
g
ng
+F
+F
g+
Fb
Pl
as
tå
t
om
po
K
l&
,e
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
ni
ng
R
öt
rin
m
e+
Fb
s+
Fb
us
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
Transporter
Figur 3.2.7. Utsläpp av försurande ämnen, avfallssystemet
I Figur 3.2.7 visas försurande utsläpp från avfallssystemet. Rötning ger höga utsläpp av
försurande ämnen från avfallssystemet, främst genom NOX från gasanvändningen, men
även från ammoniakavgång från spridning av rötrest. Kompostering ger höga utsläpp
genom ammoniakavgång från komposteringsprocessen.
De höga emissionerna av försurande ämnen från deponering utgörs av NOX från förbränning av deponigasen.
Transporter och insamling har en relativt liten påverkan på de totala försurande emissionerna från avfallssystemet.
b. Karaktärisering enligt platsspecifik metod
Förutom den ovan redovisade karaktäriseringen av försurande ämnen, som baseras på
att emissionerna har räknats som maximalt försurande har en alternativ karaktäriseringsmetod använts med platsberoende faktorer för Sverige, se Bilaga 1. Rangordningen
mellan alternativen förblir densamma, kompostering blir dock relativt sett sämre genom
att ammoniakemissionerna viktas högre.
Bilaga 3. Sid. 12
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
2.2.3 Övergödning
g O2-ekvivalenter
/person, år
16 000
Elektricitet
14 000
12 000
Jungfrulig kartong
10 000
Jungfrulig plast
8 000
6 000
Handelsgödsel N,P
4 000
Externt
fordonsbränsle
2 000
Extern värme
+F
b
Fb
ni
ng
in
g+
Avfallssystemet
K
ar
to
n
gå
åt
e
te
r
vi
n
rv
in
n
in
g
st
er
Pl
as
t
öt
n
R
+F
b
Fb
,e
l&
in
g
öt
n
R
K
om
po
vä
r
,b
in
g
m
e+
Fb
us
s+
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
0
Figur 3.2.8. Utsläpp av övergödande (eutrofierande) ämnen, totala systemet
Emissioner som potentiellt bidrar till övergödning är NOX och NH3 till luft samt N, P
och COD till vatten. Dessa emissioner från det totala systemet är summerade till O2förbrukning i Figur 3.2.8.
Utsortering och rötning av organiskt material med användning av biogasen som fordonsbränsle minskar de övergödande utsläppen jämfört med förbränning, genom att
produktion och användning av diesel undviks. Rötning med el- och värmeproduktion
ger dock betydligt högre utsläpp av övergödande ämnen än förbränning, genom högre
emissioner i avfallssystemet.
Utsortering och återvinning av plast och kartong ger lägre emissioner av övergödande
ämnen än förbränning, genom undvikandet av nyproduktion av materialen.
Deponering ger högre emissioner än förbränning, genom högre emissioner i avfallssystemet som beror på förbränning av deponigas, genom emissioner av övergödande
ämnen i lakvattnet samt genom utsläpp (NOX) vid produktion av fjärrvärme från förbränning av biobränsle.
Bilaga 3. Sid. 13
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
g O2-ekvivalenter
/person, år
35 000
Deponering å.t.
30 000
Deponering ö.t.
25 000
Åkermark
20 000
Spridning
Biogas
15 000
Förbränning
Kompostering
10 000
Plaståtervinning
5 000
Kartongåtervinning
0
b
b
Insamling
Uppströms system
K
ar
to
ng
åt
e
er
v
in
n
rv
in
ni
in
g
ng
+F
+F
g+
Fb
Pl
as
tå
t
om
po
K
l&
,e
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
ni
ng
R
öt
rin
m
e+
Fb
s+
Fb
us
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
Transporter
Figur 3.2.9. Utsläpp av övergödande (eutrofierande) ämnen från, avfallssystemet.
Emissioner av övergödande ämnen från deponier under "återstående tid" visas som
streckade staplar.
I Figur 3.2.9 visas utsläpp av övergödande ämnen från avfallssystemet. De streckade
staplarna i Figur 3.2.9 visar utsläppen från deponering efter överblickbar tid, sammanhängande med deponering av avfall och askor och emissioner av N, P och COD i lakvatten.
Rötning ger ett relativt stort bidrag till eutrofiering genom NOX-utsläpp från
biogasanvändningen. Kompostering ger höga utsläpp av eutrofierande ämnen, främst
genom avgång av ammoniak från komposteringsprocessen. För både rötning och
kompostering fås också ett visst bidrag till övergödningen (NH3-emissioner och NO3läckage) ur rötrest respektive kompost sprids på åkermark.
De höga emissionerna av eutrofierande ämnen från deponering kommer från förbränning av deponigas (NOX) samt emissioner av N, P och COD i lakvattnet.
Transporter och insamling av avfall har en liten påverkan på de eutrofierande emissionerna från avfallssystemet.
Förutom den ovan redovisade karaktäriseringen av övergödande ämnen, som baseras på
att emissionerna har räknats som maximalt övergödande har ytterligare en karaktäriseringsmetod använts, se Bilaga 1. Denna metod aggregerar emissioner som bidrar till terrestriär eutrofiering med platsberoende faktorer för Sverige. Rangordningen mellan
alternativen förblir densamma, bortsett från att rötning med efterföljande användning av
biogasen som fordonsbränsle ger något högre eutrofierande emissioner än förbränning,
beroende på att ammoniakemissionerna viktas högre.
Bilaga 3. Sid. 14
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
2.2.4 Fotooxidantbildning
Flyktiga organiska ämnen (VOC)
g eten-ekvivalenter
/person, år
250
200
Elektricitet
150
Jungfrulig kartong
100
Jungfrulig plast
50
Handelsgödsel N,P
g+
Fb
b
+F
ni
n
in
g
Externt
fordonsbränsle
te
r
Extern värme
gå
to
n
K
ar
Pl
as
t
åt
er
v
vi
n
in
n
rin
om
po
K
,e
l&
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
us
ni
ng
R
öt
g+
Fb
Fb
m
e+
Fb
s+
rin
ne
ep
o
D
Fö
rb
r
än
ni
ng
g
0
Avfallssystemet
Figur 3.2.10. Utsläpp av fotooxidantbildande ämnen (VOC), totala systemet
Flyktiga organiska ämnen (VOC) från det totala systemet som bidrar till fotooxidantbildningen är summerade till etenekvivalenter i Figur 3.2.10. I VOC är metan
inkluderat. De stora källorna till VOC-emissioner är avfallshanteringen, främst deponin,
samt nyproduktion av plast samt drivmedel.
Utsortering och rötning av organiskt material ger högre utsläpp av VOC än förbränning,
beroende på att rötningsprocessen och användandet av biogasen ger högre emissioner än
förbränning.
Utsortering och återvinning av plast ger ett lägre utsläpp av VOC än förbränning genom
att nyproduktion av plast undviks, vilket ger relativt höga VOC-emissioner. Utsortering
av kartong ger VOC-emissioner i samma nivå som förbränning.
Deponering ger betydligt högre utsläpp av VOC än förbränning, beroende på metanutsläpp från deponin.
Bilaga 3. Sid. 15
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
g etenekvivalenter
/person, år
300
Deponering å.t.
250
Deponering ö.t.
Åkermark
200
Spridning
150
Biogas
Förbränning
100
Kompostering
Plaståtervinning
50
Kartongåtervinning
0
b
b
ng
+F
+F
rv
in
ni
in
g
Insamling
Uppströms system
K
ar
to
ng
åt
e
er
v
in
n
rin
Pl
as
tå
t
om
po
K
l&
,e
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
ni
ng
R
öt
g+
Fb
m
e+
Fb
s+
Fb
us
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
Transporter
Figur 3.2.11. Utsläpp av fotooxidantbildande ämnen (VOC) från avfallssystemet
I Figur 3.2.11 visas utsläpp av fotooxidantbildande ämnen från avfallssystemet. Den
process som framförallt ger utsläpp av fotooxidantbildande kolväten är deponering, där
metanutsläppen dominerar. Den streckade linjen i Figur 3.2.11 visar utsläpp efter den
överblickbara tiden.
Uppgradering av biogas till fordonsbränsle och användning av biogasen ger också en
del metanemissioner, vilket gör att rötningsfallen får högre emissioner av VOC i
avfallssystemet.
Bilaga 3. Sid. 16
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
3.4.2 NOx
g N-NOx
/person, år
450
Elektricitet
400
350
Jungfrulig kartong
300
250
Jungfrulig plast
200
Handelsgödsel N,P
150
100
Externt
fordonsbränsle
50
0
+F
b
Fb
ni
ng
in
g+
K
ar
to
n
gå
åt
e
Pl
as
t
Avfallssystemet
te
r
vi
n
rv
in
n
in
g
st
er
,e
l&
in
g
öt
n
R
K
om
po
vä
r
,b
in
g
öt
n
R
+F
b
Fb
m
e+
Fb
us
s+
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
Extern värme
Figur 3.2.12. NOX -emissioner, totala systemet
I Figur 3.2.12 visas NOX-emissionerna fån det totala systemet.
Rötning med användning av biogasen som bussbränsle ger lägre NOX-emissioner än
förbränning. Detta beror på att produktion och användande av diesel undviks. Då el och
värme produceras från biogasen ökar däremot NOX-utsläppen jämfört med förbränning,
beroende på att NOX-emissionerna (per producerad energienhet) är högre vid biogasförbränningen än vid avfallsförbränningen enligt använda data, se Bilaga 1.
Utsortering och återvinning av plast och kartong ger något lägre NOX-emissioner än
förbränning, genom undvikande av nyproduktion av materialen.
Deponering ger höga NOX-emissioner, både från produktion av kompletterande
fjärrvärme och från förbränning av deponigasen.
Bilaga 3. Sid. 17
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
g N-NOx
/person, år
250
Deponering å.t.
200
Deponering ö.t.
Åkermark
150
Spridning
Biogas
100
Förbränning
Kompostering
50
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
b
b
ng
+F
+F
rv
in
ni
in
g
Transporter
Insamling
Uppströms system
K
ar
to
ng
åt
e
er
v
in
n
rin
Pl
as
tå
t
om
po
K
l&
,e
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
ni
ng
R
öt
g+
Fb
m
e+
Fb
s+
Fb
us
ne
ep
o
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
0
Figur 3.2.13. NOX-emissioner, avfallssystemet
I Figur 3.2.13 visas NOX-emissionerna från avfallssystemet. I avfallssystemet är det
främst förbränning av avfall, deponering och användande av biogas som ger NOXemissioner.
Bilaga 3. Sid. 18
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
2.2.5 Toxicitet
För toxiska ämnen förekommer betydligt större dataluckor än för övriga emissioner i
ORWARE-modellen. Dessutom är toxiska ämnen svårare att aggregera och utvärdera
än tidigare presenterade miljöpåverkanskategorier. En aggregering av toxiska ämnen
(human- och ekotoxicitet) har ändå gjorts. Resultaten bedöms vara osäkra, och dessutom har bara en metod använts för aggregeringen. Därför presenteras i det följande
inga resultatdiagram, utan enbart en kvalitativ diskussion kring vad som verkar ha liten
och stor betydelse, med utgångspunkt i den valda metoden. Med avseende på tungmetaller är inventeringsdata mer fullständiga än till exempel organiska ämnen, och därför görs också en presentation av tungmetallflöden i de olika scenarierna.
USES-LCA
Karaktäriseringsmetoden USES-LCA har använts för att aggregera toxiska ämnen
(humantoxicitet, akvatisk, sedimentär samt terrestriär ekotoxicitet), se Bilaga 1. För
emissioner från deponin har enbart överskådlig tid räknats med.
De processer i det studerade systemet som ger störst utslag på ekotoxicitet då USESLCA används är framför allt processer i avfallssystemet. Metaller i rötrest och kompost
som återförs till jordbruksmark, deponering av avfall och förbränningsaska (främst
metalläckage) samt kartongåtervinning (AOX) ger störst utslag, vilket också orsakar att
kartongåtervinning och biologisk behandling ger högre toxiska utsläpp än förbränning
samt att plaståtervinning och deponering ger ett lägre bidrag till toxiska emissioner än
förbränning. Det finns stora osäkerheter och dataluckor bakom dessa resultat. T.ex. ger
AOX från kartongåtervinning ett stort utslag och i de data för nyproduktion av kartong
som används finns inga AOX-emissioner angivna. Vad beträffande deponering så ger
deponering av avfall lägre metalläckage än deponering av förbränningsaskor, under
överblickbar tid. Studeras istället oändlig tid fås ett annat resultat.
För humantoxicitet ger nyproduktion av plast, användande av drivmedel samt
deponering och biogasanvändning störst påverkan, främst på grund av utsläpp av
kolväten. Förbränning ger därför lägre humantoxiska emissioner än rötning, deponering
och kartongåtervinning, men högre än plaståtervinning, en liknade bild som presenteras
i avsnitt 3.4 i det föregående för VOC.
Samma huvudsakliga ämnen, tungmetaller och VOC, ger störst påverkan på det redovisade resultatet i Finnveden (2000) när den ovan använda metoden plus ytterligare en
används för att karaktärisera toxiska ämnen.
Tungmetallflöden
Totala flöden och emissioner av tungmetaller i de olika behandlingsscenarierna presenteras i Tabell 3.2.1. Ingen grundlig genomgång av dessa resultat görs här, dock dras
övergripande slutsatser. De slutsatser som dras i kapitel 3 i rapporten samt bilaga 2
gäller fortfarande, resultaten ser dock lite annorlunda ut jämfört med Wikholm, (2001),
beroende på att de scenarier som studeras här baseras på lite andra avfallsfraktioner och
antaganden.
Bilaga 3. Sid. 19
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
De totala flödena av tungmetaller är mycket större än de emissioner som förekommer
under överblickbar tid, genom att en stor del finns kvar i deponier och i återvunnet
material. Flödet i avfallssystemet (naturligtvis dominerat av metallinnehåll i avfallet)
dominerar över flödena i det kompletterande systemet.
Vad beträffande emissioner av metaller så erhålls de högsta nivåerna från avfallssystemet som markemissioner vid spridning av rötrest och kompost.
Emissionerna från det kompletterande systemet till luft och vatten är oftast högre än de
från avfallssystemet, och i hög grad beroende av val av elproduktionsmetod samt energikälla för värmeproduktion. Dessutom spelar dieselproduktion och handelsgödsel stor
roll för vissa tungmetaller.
En grov sammanfattande bedömning leder till att återvinning generellt leder till luft- och
vattenutsläpp som är lägre än eller lika med fallet förbränning. Skillnaden är i de flesta
fall mycket små. Biologisk behandling har jämfört med förbränning lika eller lägre
utsläpp till vatten och luft, men större emissioner till mark. Vad beträffar jämförelsen
mellan förbränning och deponering så ger den olika resultat för olika metaller, men
deponering leder till förhållandevis små metallemissioner under överskådlig tid.
Deponering är således fördelaktigt för avfall med höga tungmetallhalter.
Ser man på tungmetallemissioner under återstående tid leder alla behandlingsfall att allt
tungmetallinnehåll i avfall och råvaror till det kompletterande systemet sprids till
omgivningen.
Bilaga 3. Sid. 20
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 3.2.1. Tungmetallflöden
Blyflöden [kg]
Avfallssystemet
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Kadmiumflöden [kg]
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Kvicksilverflöden [kg]
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Kopparflöden [kg]
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Kromflöden [kg]
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Nickelflöden [kg]
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Zinkflöden
Källor
Luft
Mark
Vatten
Kvar i deponi
Externa systemet
Luft
Vatten
Mark
Kvar i deponi
Förbränning
Deponering
Rötning, buss + Fb
Kompostering + Fb
Plaståtervinning + Fb
2,33E+03
2,30E-02
0,00E+00
2,35E-02
1,35E+03
2,33E+03
1,67E-02
0,00E+00
8,90E-02
1,35E+03
2,33E+03
3,41E-02
3,71E+01
2,78E-02
1,32E+03
Rötning, el&värme + Fb
2,33E+03
3,41E-02
3,71E+01
2,78E-02
1,32E+03
2,33E+03
3,23E-02
3,68E+01
2,74E-02
1,32E+03
2,33E+03
2,60E-02
0,00E+00
2,31E-02
1,16E+03
2,33E+03
2,51E-02
0,00E+00
1,03E-01
1,34E+03
7,37E-01
8,65E+00
2,29E-01
8,44E-01
9,33E-01
2,02E+00
2,29E-01
3,44E+01
4,30E-01
8,03E+00
0,00E+00
4,37E+00
5,43E-01
5,76E+00
0,00E+00
2,53E+00
7,22E-01
8,66E+00
2,29E-03
4,33E+00
6,32E-01
7,56E+00
2,29E-01
2,28E+00
6,95E-01
8,36E+00
2,29E-01
1,23E+00
1,79E+01
6,64E-04
0,00E+00
1,36E-01
1,57E+01
1,79E+01
5,17E-04
0,00E+00
7,45E-03
1,57E+01
1,79E+01
7,29E-04
5,03E-01
1,31E-01
1,52E+01
1,79E+01
7,29E-04
5,03E-01
1,31E-01
1,52E+01
1,79E+01
7,16E-04
4,98E-01
1,31E-01
1,52E+01
1,79E+01
6,77E-04
0,00E+00
1,36E-01
1,54E+01
1,79E+01
6,69E-04
0,00E+00
1,42E-01
1,55E+01
1,32E-01
3,17E-01
7,63E-02
4,85E-01
1,48E-01
3,21E-01
7,63E-02
2,77E+00
4,04E-02
2,39E-01
0,00E+00
7,25E-01
1,03E-01
2,91E-01
0,00E+00
6,00E-01
1,21E-01
3,25E-01
7,63E-04
7,22E-01
1,09E-01
2,83E-01
7,63E-02
5,82E-01
1,30E-01
1,96E-01
7,63E-02
8,36E-02
1,63E+00
4,50E-02
0,00E+00
1,85E-03
1,33E+00
1,63E+00
1,44E-03
0,00E+00
8,80E-05
1,37E+00
1,63E+00
4,14E-02
1,09E-01
1,72E-03
1,22E+00
1,63E+00
4,14E-02
1,09E-01
1,72E-03
1,22E+00
1,63E+00
4,15E-02
1,08E-01
1,72E-03
1,22E+00
1,63E+00
4,32E-02
0,00E+00
1,78E-03
1,27E+00
1,63E+00
4,26E-02
0,00E+00
1,76E-03
1,26E+00
1,14E-01
1,30E-02
2,90E-02
3,17E-03
7,58E-02
3,48E-03
2,90E-02
1,95E-02
1,05E-01
1,31E-02
0,00E+00
4,88E-03
9,40E-02
8,70E-03
0,00E+00
3,99E-03
1,12E-01
1,31E-02
2,90E-04
4,87E-03
5,99E-02
1,00E-02
2,90E-02
3,86E-03
1,03E-01
1,30E-02
2,90E-02
5,99E-04
2,98E+04
1,56E-01
0,00E+00
8,10E+01
7,86E+03
2,98E+04
7,39E-02
0,00E+00
5,78E-01
7,94E+03
2,98E+04
2,05E-01
1,28E+02
7,97E+01
7,73E+03
2,98E+04
2,05E-01
1,28E+02
7,97E+01
7,73E+03
2,98E+04
1,97E-01
1,26E+02
7,97E+01
7,73E+03
2,98E+04
1,70E-01
0,00E+00
7,96E+01
7,72E+03
2,98E+04
1,64E-01
0,00E+00
8,15E+01
7,83E+03
2,86E+00
7,65E+00
2,30E+00
7,90E+00
2,89E+00
1,59E+00
2,30E+00
2,68E+01
2,78E-01
7,26E+00
0,00E+00
9,88E+00
2,63E+00
5,01E+00
0,00E+00
8,84E+00
2,81E+00
7,65E+00
2,30E-02
9,86E+00
2,87E+00
6,74E+00
2,30E+00
8,70E+00
2,81E+00
7,38E+00
2,30E+00
6,91E-01
7,34E+03
1,08E+00
0,00E+00
5,53E-01
2,21E+03
7,34E+03
1,06E-02
0,00E+00
1,55E+00
2,20E+03
7,34E+03
1,07E+00
3,71E+01
5,43E-01
2,17E+03
7,34E+03
1,07E+00
3,71E+01
5,43E-01
2,17E+03
7,34E+03
1,07E+00
3,67E+01
5,43E-01
2,17E+03
7,34E+03
1,08E+00
0,00E+00
5,49E-01
2,19E+03
7,34E+03
1,08E+00
0,00E+00
9,43E-01
2,20E+03
3,55E-01
1,60E+01
2,70E+01
5,22E+00
5,00E-01
3,47E+00
2,70E+01
2,21E+01
9,80E-02
1,48E+01
0,00E+00
6,98E+00
1,89E-01
1,05E+01
0,00E+00
6,06E+00
3,16E-01
1,60E+01
2,70E-01
6,96E+00
3,64E-01
1,40E+01
2,70E+01
5,93E+00
3,47E-01
1,57E+01
2,70E+01
6,16E-01
4,03E+03
1,78E+00
0,00E+00
1,04E+00
1,55E+03
4,03E+03
0,00E+00
0,00E+00
7,76E+00
1,54E+03
4,03E+03
1,74E+00
2,61E+01
1,02E+00
1,52E+03
4,03E+03
1,74E+00
2,61E+01
1,02E+00
1,52E+03
4,03E+03
1,74E+00
2,58E+01
1,02E+00
1,52E+03
4,03E+03
1,77E+00
0,00E+00
1,03E+00
1,54E+03
4,03E+03
1,76E+00
0,00E+00
1,15E+00
1,54E+03
4,92E+00
7,90E+00
3,23E+00
2,80E+00
4,64E+00
1,88E+00
3,23E+00
1,03E+01
1,66E+00
7,42E+00
0,00E+00
3,58E+00
4,22E+00
5,28E+00
0,00E+00
3,17E+00
4,60E+00
7,90E+00
3,23E-02
3,57E+00
3,63E+00
6,95E+00
3,23E+00
3,12E+00
4,84E+00
7,46E+00
3,23E+00
2,73E-01
1,24E+04
4,28E-01
0,00E+00
4,49E+00
1,09E+04
1,24E+04
1,03E-01
0,00E+00
4,58E+00
1,08E+04
1,24E+04
4,88E-01
3,08E+02
5,90E+00
1,05E+04
1,24E+04
4,88E-01
3,08E+02
5,90E+00
1,05E+04
1,24E+04
4,78E-01
3,05E+02
5,78E+00
1,05E+04
1,24E+04
4,40E-01
0,00E+00
4,89E+00
1,05E+04
1,24E+04
4,38E-01
0,00E+00
6,29E+00
1,08E+04
2,78E+00
2,36E+01
1,82E+01
6,84E+01
5,80E+00
1,12E+01
1,82E+01
3,59E+02
1,58E+00
2,23E+01
0,00E+00
9,89E+01
2,57E+00
1,82E+01
0,00E+00
8,30E+01
3,07E+00
2,36E+01
1,82E-01
9,86E+01
2,37E+00
2,14E+01
1,82E+01
8,08E+01
2,77E+00
1,61E+01
1,82E+01
1,06E+01
Bilaga 3. Sid. 21
Kartingåtervinning + Fb
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
2.3.
Ekonomi
2.3.1
Företagsekonomi
IVL-rapport B1462
kr/person, år
700
600
Jungfrulig Plast
Jungfrulig Kartong
Handelsgödsel N
Handelsgödsel P
Fordonsbränsle
Elektricitet
Värme
Avfallssystemet
500
400
300
200
100
g
nn
in
Ka
rt
on
gå
te
rv
i
rv
in
ni
ng
+
+
Fb
Fb
Fb
Pl
a
st
åt
e
g
+
om
po
st
er
in
K
vä
rm
e
l&
+
Fb
Fb
+
ng
,e
R
öt
ni
R
öt
ni
n
g,
bu
ss
ep
on
er
in
g
D
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.2.14. Företagsekonomiskt resultat för det totala systemet.
Figur 3.2.14 visar de företagsekonomiska kostnaderna för det totala systemet. Inga
intäkter är medräknade, utan producerade nyttigheter från avfallet, såsom värme, el och
återvunnet material, leder till att mindre av dessa behöver köpas in från externa källor i
det kompletterande systemet.
Skillnaderna mellan de studerade alternativen framstår för de flesta fallen som små, med
förbränning som något billigare än övriga och deponering som väsentligt dyrare. Rötning och kompostering medför högre kostnader än förbränning. Detta beror på ökade
insamlingskostnader och ökade behandlingskostnader.
Deponering av allt avfall ger betydligt högre totalkostnader på grund av att de nyttigheter som finns i avfallet inte tas tillvara, framförallt värmeenergin. Detta trots
antagandet att deponigas samlas upp och används för elproduktion.
Återvinning av kartong eller plast leder till marginellt ökade kostnader för systemet. Att
de är marginella kan bero på att det är en marginell del av avfallet som återvinns: för
merparten av avfallet är det fortfarande förbränning som är behandlingsmetod.
Bilaga 3. Sid. 22
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
kr/person, år
300
250
Spridning och biogas
Återvinningsprocesser
Deponering
Förbränning
Rötning
Kompostering
Transporter
Insamling
200
150
100
50
ep
on
er
öt
in
ni
g
ng
R
,
bu
öt
ni
ss
ng
+
,e
Fb
l&
vä
rm
e
K
+
om
Fb
po
st
er
in
Pl
g
as
+
tå
Fb
te
rv
in
K
ni
ar
ng
to
ng
+
åt
Fb
er
vi
nn
in
g
+
Fb
R
D
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.2.15. Företagsekonomiskt resultat för avfallshanteringssystemet.
Figur 3.2.15 visar de kostnader som uppträder inom avfallshanteringssystemet i olika
scenarier.
En anledning till de höga kostnaderna för deponering är deponiskatten.
Insamling av avfall, liksom behandlingskostnaderna för avfallet, står för de stora
kostnadsposterna. Transporternas andel av kostnaderna är relativt små. Den separata
insamlingen av organiskt material för rötning eller kompostering leder till nästan fördubblade insamlingskostnader. Insamlingen av återvinningsmaterial från återvinningsstationer (plast och kartong) ger ingen kostnadsökning av samma nivå.
2.3.2
Samhällsekonomi
De samhällsekonomiska resultaten består av en sammanslagning av de företagsekonomiska resultaten med en miljöekonomisk viktning av emissioner och resurser. Det
företagsekonomiska resultatet har justerats för miljömotiverade skatter, se Bilaga 1. De
viktningsmetoder som använts är ORWARE, EPS 2000 och EcoTax 99, se även Bilaga
1.
Bilaga 3. Sid. 23
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
ORWARE
kr/person, år
800
700
600
500
Miljövärdering
Kompletterande system
Avfallssystemet
400
300
200
100
rv
i
nn
ar
in
to
g
ng
+
Fb
åt
er
vi
nn
in
g
+
Fb
Fb
+
in
g
st
åt
e
om
K
Pl
a
vä
rm
e
po
st
er
K
R
öt
ni
R
ng
,e
öt
ni
n
l&
g,
bu
ss
+
+
Fb
Fb
ep
on
er
in
g
D
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.2.16. Samhällsekonomiskt resultat för det totala systemet med miljöekonomisk
viktning enligt ORWARE-metoden.
Figur 3.2.16 visar de samhällsekonomiska totalkostnaderna enligt ORWARE-viktning
uppdelat på
-
företagsekonomiska kostnaderna för avfallssystemet (med miljöskatter exkluderade).
-
företagsekonomiska kostnader för det kompletterande systemet (med miljöskatter
exkluderade).
-
emissionskostnader
Den samhällsekonomiska kalkylen enligt ORWARE-viktning visar i stort sett samma
trend som för de företagsekonomiska kostnaderna (se Figur 3.2.15). Anledningen till att
rötning och kompostering har högre miljökostnader än förbränning är att spridning av
rötrest och kompost på åkermark leder till att även tungmetaller hamnar där, vilket påverkar miljökostnaden med den använda värderingsmetoden. Dessutom ger spridning av
rötrest och kompost större emissioner av övergödande ämnen än handelsgödsel, vilket
också får stor miljöekonomisk betydelse.
Plaståtervinning medför en något lägre miljökostnad än förbränning, men inte tillräckligt för att väga upp de interna kostnadsnackdelarna. Kartongåtervinning medför lika
stora miljökostnader som förbränning, och likartade interna kostnadsnackdelar som
plaståtervinning. Skillnaderna mellan återvinning och förbränning av plast eller kartong
är dock på det hela mycket små.
Bilaga 3. Sid. 24
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Deponering medför klart högst kostnader. En stor del av kostnadsförhöjningen för
deponin beror på att material och energi i avfallet inte används effektivt, utan både
energi och material måste köpas från det kompletterande systemet. Även miljökostnaderna för deponeringsfallet är märkbart högre än miljökostnaderna i övriga scenarier –
det är framför allt emissionerna av metan som bidrar till detta.
EPS 2000
kr/person, år
1 400
1 200
1 000
Emissioner
Energiresurser
Kompletterande system
Avfallssystemet
800
600
400
200
on
+
gå
Fb
te
rv
in
ni
ng
+
Fb
Pl
as
tå
te
rv
in
ni
ng
g
+
Fb
Fb
+
K
om
po
st
er
in
K
ar
t
R
öt
ni
ng
,
el
&
vä
r
m
e
bu
ss
+
Fb
in
g
R
öt
ni
ng
,
D
ep
on
er
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.2.17. Samhällsekonomiskt resultat för det totala systemet, med miljöekonomisk
viktning enligt EPS 2000.
Figur 3.2.17 visar de samhällsekonomiska totalkostnaderna enligt EPS-viktning
uppdelat på
-
företagsekonomiska kostnaderna för avfallssystemet (med miljöskatter exkluderade).
-
företagsekonomiska kostnader för det kompletterande systemet (med miljöskatter
exkluderade).
-
resurskostnader
-
emissionskostnader
Jämfört med ORWARE-metoden är den samhällsekonomiska kostnaden högre, men
tendensen är likartad. Generellt kan sägas att en stor del av kostnadsökningen ligger i att
även energiresurser värderas enligt EPS 2000, vilket de inte gör med ORWARE-metoden.
Bilaga 3. Sid. 25
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Återvinning av plast och kartong är dock med EPS-metoden något billigare samhällsekonomiskt. Värderingen av emissioner ger samma tendens som ORWARE-metoden,
men i och med att återvinning av plast och kartong leder till lägre resurskostnader räcker
det för att resultatet här ska slå om. Det bör dock igen påpekas att skillnaderna är
mycket små.
EcoTax ’99
kr/person, år
1 800
1 600
1 400
1 200
Emissioner
Energiresurser
Kompletterande system
Avfallssystemet
1 000
800
600
400
200
Fb
on
gå
te
r
vi
nn
in
g
+
+
Fb
Fb
K
ar
t
Pl
as
tå
te
rv
in
ni
ng
g
+
po
st
er
in
m
e
K
om
vä
r
&
el
öt
ni
ng
,
R
+
Fb
Fb
bu
ss
+
in
g
R
öt
ni
ng
,
D
ep
on
er
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.2.18. Samhällsekonomiskt resultat för det totala systemet.
Figur 3.2.18 visar de samhällsekonomiska totalkostnaderna enligt EcoTax-viktning uppdelat på
-
företagsekonomiska kostnaderna för avfallssystemet (med miljöskatter exkluderade).
-
företagsekonomiska kostnader för det kompletterande systemet (med miljöskatter
exkluderade).
-
resurskostnader
-
emissionskostnader
EcoTax-metoden ger betydligt högre samhällsekonomiska kostnader än de andra två
metoderna. Även här är den övergripande tendensen likartad med ORWARE-metoden.
Resursvärderingen gör att denna tendens styrks.
Återvinning av plast och kartong blir med EcoTax-metoden märkbart fördelaktigt jämfört med förbränning. Det beror, precis som med EPS-metoden, på resursvärderingen,
som leder till lägre kostnader för återvinning av plast och kartong än förbränning.
Bilaga 3. Sid. 26
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
För EcoTax-metoden ger deponin kraftigt ökade resurskostnader, vilket inte var fallet
med EPS-metoden, trots att det är samma resurser som värderas. Detta beror på EcoTax
höga värdering av biomassa.
Sammanfattning - samhällsekonomi
De tre viktningsmetoderna ger förvånansvärt likartade resultat, trots att värdebasen är
vitt skild. Deponering framstår det alternativ som medför klart störst samhällsekonomiska kostnader enligt alla tre metoderna. Rötning och kompostering leder till något
högre samhällsekonomiska kostnader än förbränning, medan för återvinning av plast
och kartong är resultaten lite mer skiftande. Skillnaderna är mycket små, men för två av
metoderna är både plast- och kartongåtervinning samhällsekonomiskt lönsamt jämfört
med förbränning. För plaståtervinning pekar emissions- och resursvärderingarna åt
samma håll i samtliga metoder: plaståtervinning är bättre för miljön. För kartongåtervinning är skillnaderna så små och pekar åt olika håll, så där går inget säkert att säga.
Bilaga 3. Sid. 27
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
2.4
IVL-rapport B1462
Sammanfattning av resultat från grundscenariot
I Tabell 3.2.2 nedan sammanfattas resultatet från grundscenariot, vilket har presenterats
i kapitlen 2.1-2.3. Den behandlingsmetod av de jämförda som är fördelaktig för någon
behandlingsmetod står utskriven på respektive ställe.
Tabell 3.2.2. Sammanfattning av resultat. För varje fraktion anges bästa alternativ.
Allt avfall:
Förbränning eller
deponering
Nedbrytbart
avfall:
Förbränning –
RötningKompostering
Plastförpackningar:
Förbränning Plaståtervinning
Kartongförpackningar:
Förbränning –
Kartongåtervinning
Energi
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning*
Energi – icke
förnybar
Deponering
Rötning-buss
Plaståtervinning
Förbränning*
Växthuseffekt
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning*
Försurning
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Övergödning
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
FotooxidanterVOC
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning*
FotooxidanterNOX
Förbränning
Rötning-buss
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Företagsekonomi
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Samhällsekonom
i-ORWARE
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Förbränning
Samhällsekonom
i-EPS
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Samhällsekonom
i-EcoTAX
Förbränning
Förbränning
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
* Mycket liten skillnad, ej urskiljbar i diagrammen.
Bilaga 3. Sid. 28
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
3. Skillnader grundscenario och tidigare resultat
Den studie som rapporteras här till stor del är en fortsättning av det arbete som
rapporterades i Sundqvist (1999b). Därför ges här en översiktlig sammanfattning av
skillnaderna i resultaten mellan den tidigare studie och denna studie. Enbart de
förändringar som lett till att resultatet har ändrats mellan två behandlingsmetoder tas
upp här.
En del nya förutsättningar gäller för de resultat som presenterats här. För detaljerade
skillnader hänvisas till Bilaga 1 i Sundqvist (1999b) samt till Bilaga 1 i föreliggande
rapport. De viktigaste skillnaderna är:
•
Vissa branschspecifika rötbara avfall och park- och trädgårdsavfall har exkluderats i
de resultat som presenteras här, men var med i den tidigare studien.
•
Elektricitet antas här i grundscenariot produceras från naturgas. I den tidigare
studien antogs elektriciteten vara producerad från kolkondens.
•
Nya data har tillkommit och modelluppdateringar har gjorts, se Bilaga 1.
Överlag ger elproduktion mindre inverkan i de resultat som presenteras här, eftersom
kolkondens har bytts ut mot naturgaskombi. Kolkondens studeras fortfarande i en
känslighetsanalys, se avsnitt 4.1 i det följande.
De största skillnaderna i resultat mellan det nya (i föreliggande rapport) och det gamla
grundscenariot (Sundqvist et al, 1999b) är följande:
Förbränning - rötning
Rötning med efterföljande användning av biogasen för el- och värmeproduktion hade
tidigare en lägre förbrukning av energiråvaror än förbränning. Nu är de på samma nivå,
eller med en obetydligt högre förbrukning för rötningsscenariet. Detta beror främst beroende på att den elektricitet som produceras vid rötning ersätts med elektricitet producerad med högre verkningsgrad än den kolkondensel som antogs tidigare i förbränningsfallet.
Rötning visar i de nya resultaten lägre utsläpp av övergödande och försurande ämnen än
förbränning, vilket är en skillnad mot tidigare. Det beror på att utsläppen från spridning
av rötrest på åkermark har modellerats om – den nya modellen bygger på BAT (Best
Available Technology), medan den tidigare byggde på den teknik som används idag.
Förbränning - kartongåtervinning
Kartongåtervinning ger i de nya resultaten ett något lägre bidrag till växthuseffekten än
förbränning beroende på uppdaterade data; tidigare var det tvärtom.
Bilaga 3. Sid. 29
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.
IVL-rapport B1462
Känslighetsanalys
I följande avsnitt presenteras resultatet av känslighetsanalyser som gjorts med avseende
på ett antal viktiga parametrar, och om dessa förändrar de slutsatser som kan dras från
grundscenariot.
I slutet av detta avsnitt presenteras resultaten från de genomförda känslighetsanalyserna
i tabellform i Tabell 3.4.1. De känslighetsanalyser som lett till några förändringar i
rangordning mellan scenarier gås igenom inledningsvis.
4.1
Metod för elframställning
4.1.1
Kolkondens
När elektriciteten produceras genom kolkondens i stället för genom naturgaskombi blir
energiförbrukningen för rötning med el- och värmeproduktion marginellt lägre än förbränning. I övrigt är rangordningen mellan olika behandlingsfall samma, även om skillnaderna förändras något, se Tabell 3.4.2.
4.1.2
Svensk Medelel
Ett byte av elförsörjningen i systemet till att bestå av en svensk elmix förändar inte
rangordningen mellan scenarierna.
4.2
Kraftvärme från avfallsförbränning
Vid produktion av kraftvärme (både el och fjärrvärme) vid avfallsförbränningen, i stället
för endast fjärrvärme som i grundscenariot, fås vissa ändrade resultat. Kraftvärmeproduktion vid fallet förbränning av allt avfall ger lägre växthusgasutsläpp än vid fallet
kartongåtervinning. I grundscenariot gav kartongåtervinning lika växthusgasutsläpp
som förbränning. I övrigt erhålls inga skillnader i rangordning. Skillnaden mellan
kraftvärmescenariot och grundscenariot vad gäller emissioner av växthusgaser visas i
Figur 3.4.1 och 3.4.2, och för numeriska data visas i Tabell 3.4.2.
Figur 3.4.1. Kraftvärme- emissioner av
växthusgaser
Avfallssystemet
Handelsgödsel N,P
Elektricitet
+F
b
rv
in
ni
ng
on
gå
te
Pl
as
t
åt
er
vi
n
ni
ng
+
g+
F
Fb
b
b
K
om
po
st
er
in
Extern värme
Jungfrulig plast
K
ar
t
Externt fordonsbränsle
Jungfrulig kartong
R
öt
Extern värme
Jungfrulig plast
R
öt
po
st
er
in
g+
Fb
e+
Fb
vä
rm
Ko
m
Rö
Rö
tn
in
g,
el
&
ep
on
er
in
g
D
Fö
rb
rä
n
Avfallssystemet
Handelsgödsel N,P
Elektricitet
vä
rm
e+
F
0
Fb
50
0
el
&
100
50
bu
ss
+
150
100
ni
ng
,
200
150
ni
ng
,
250
200
D
ep
on
er
in
300
250
Fö
rb
rä
nn
in
g
350
300
Pl
as
tå
te
rv
in
ni
ng
+F
K
b
ar
to
ng
åt
er
vi
nn
in
g+
Fb
400
350
tn
in
g,
bu
ss
+F
b
400
ni
ng
450
g
kg CO2-ekvivalenter/person, år
kg CO2-ekvivalenter/person, år
450
Externt fordonsbränsle
Jungfrulig kartong
Figur 3.4.2. Grundscenario (fjärrvärme) –
emissioner av växthusgaser
Bilaga 3. Sid. 30
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.3
Fjärrvärme
4.3.1
Olja som ersättningsbränsle vid fjärrvärmeproduktion
IVL-rapport B1462
När fjärrvärme i det kompletterande systemet produceras från olja i stället för
biobränsle fås vissa ändrade resultat. Rötning, såväl med användning av biogasen som
bussbränsle och med produktion av el och värme, ger högre emissioner av växthusgaser
än förbränning, likaså ger kartongåtervinning högre emissioner av växthusgaser än förbränning, se Figur 3.4.3 och 3.4.4 samt Tabell 3.4.2.
kg CO2-ekvivalenter /person, år
kg CO2-ekvivalenter/person, år
800
800
700
700
600
600
500
500
400
400
300
300
200
200
100
100
Avfallssystemet
Handelsgödsel N,P
Elektricitet
Extern värme
Jungfrulig plast
+F
b
rv
in
ni
ng
on
gå
te
K
ar
t
Pl
as
t
åt
er
vi
n
ni
ng
+
g+
F
Fb
b
b
el
&
ni
ng
,
R
öt
K
om
po
st
er
in
bu
ss
+
vä
rm
e+
F
Fb
g
ni
ng
,
R
öt
K
Externt fordonsbränsle
Jungfrulig kartong
Figur 3.4.3. Olja som ersättningsbränsle –
emissioner av växthusgaser
4.3.2
D
ep
on
er
in
g+
Fb
te
rv
i
ar
to
ng
å
st
åt
er
vi
nn
in
nn
in
g+
Fb
g+
Fb
Extern värme
Jungfrulig plast
Pl
a
st
er
in
K
om
po
l&
,e
ng
R
öt
ni
R
öt
ni
ng
,
bu
on
D
ep
vä
rm
e+
Fb
b
er
in
ss
+F
g
ng
ni
rb
rä
n
Fö
Avfallssystemet
Handelsgödsel N,P
Elektricitet
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
0
Externt fordonsbränsle
Jungfrulig kartong
Figur 3.4.4 Grundscenario (biobränsle som
ersättningsbränsle) – emissioner av växthusgaser
Förändrade verkningsgrader
Verkningsgraderna varierades uppåt och nedåt både för avfallsförbränningsanläggningen, och för alternativ fjärrvärmeproduktion, både med biobränsle och olja. Ingen av
dessa variationer förändrade rangordningen mellan scenarierna, se Tabell 3.4.2.
4.3.3
Förändrade förhållande NOX –emissioner
NOX-emissionerna varierades uppåt och nedåt, både för avfallsförbränningsanläggningen och för alternativ fjärrvärmeproduktion i det kompletterande systemet. När
NOX-emissionerna för avfallsförbränningen sattes till maximum och NOX-emissionerna
för alternativ värmeproduktion i det kompletterande systemet sattes till minimum erhölls inga skillnader i rangordning gentemot grundscenariot.
I det fall då NOX -emissionerna för avfallsförbränningen sattes till minimum och emissionerna för alternativ värmeproduktion i det kompletterande systemet till maximum
erhölls däremot ändrat resultat, se Figur 3.4.5 och 3.4.6, samt Tabell 3.4.2. Förbränning
ger då lägre NOX-emissioner än rötning (både bussdrift och el-/värmeproduktion), samt
även lägre än återvinning av plast och återvinning av kartong.
För försurning och övergödning fås liknande tendenser för rötningsfallen. Vad gäller
övergödning ger plaståtervinning högre emissioner av övergödande ämnen än
förbränning, i övrigt inga skillnader för kartong- och plaståtervinning.
Bilaga 3. Sid. 31
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
g NOx-N/person, år
g N-NOx /person, år
Avfallssystemet
Handelsgödsel N,P
Elektricitet
Extern värme
Jungfrulig plast
ng
+F
b
åt
er
vi
ar
to
ng
K
R
Avfallssystemet
Handelsgödsel N,P
Elektricitet
Externt fordonsbränsle
Jungfrulig kartong
nn
i
in
g+
Fb
g+
Fb
Pl
as
tå
te
rv
in
n
st
er
in
K
om
po
ne
rin
D
ep
o
än
n
rb
r
Fö
on
ar
t
K
Pl
as
t
åt
er
v
gå
te
rv
in
n
in
n
in
g
in
g
+F
b
+F
b
Fb
er
in
st
Ko
m
po
R
öt
ni
ng
,e
R
öt
ni
l&
ng
,b
vä
r
us
g+
m
e+
Fb
s+
Fb
rin
ne
De
po
Fö
rb
rä
nn
in
g
g
in
g
0
vä
rm
e+
Fb
100
l&
200
,e
300
bu
400
öt
ni
ng
500
g
600
g,
700
Rö
tn
in
800
ss
+F
b
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
900
Extern värme
Jungfrulig plast
Externt fordonsbränsle
Jungfrulig kartong
Figur 3.4.5. NOX-emissioner vid min NOX Figur 3.4.6. NOX-emissioner i grundfrån avfallsförbränning och max NOX från scenario
alternativ värme
4.4
Transportavstånd
4.4.1
Ändrade avstånd till förbränning
När avståndet till förbränningsanläggningen ökar till 150 km fås inga skillnader i rangordning. När avståndet däremot ökas till 500 km fås vissa förändringar vad gäller ekonomi, medan övriga påverkanskategorier inte ändras nämnvärt. Kostnaderna för
förbränning ökar, dock förblir Förbränning det billigaste fallet. I övrigt erhålls ingen
ändring i rangordning. Figur 3.4.7 och 3.4.8 visar de företagsekonomiska resultatet för
grundscenariot och för scenariot där transportavståndet till förbränning är 500 km, se
även Tabell 3.4.2.
kr/person, år
SEK/person, år
700
700
600
600
500
Värme
Handelsgödsel N
Elektricitet
Jungfrulig kartong
Fordonsbränsle
Jungfrulig plast
Avfallssystemet
Handelsgödsel P
+
Fb
om
po
st
er
in
g
Pl
+
as
Fb
tå
te
rv
in
ni
Ka
ng
rto
+
ng
Fb
åt
er
vi
nn
in
g
+
Fb
Fb
K
vä
rm
e
+
us
s
R
öt
ni
ng
,e
l&
ni
ng
,b
D
rb
rä
nn
in
g
Fö
Rö
t
K
om
po
vä
rm
e+
F
R
öt
ni
ng
,e
l&
ni
ng
,b
R
öt
D
Fö
Avfallssystemet
Handelsgödsel P
st
er
in
g+
Pl
Fb
as
tå
te
rv
in
ni
K
ng
ar
+F
to
b
ng
åt
er
vi
nn
in
g+
Fb
0
b
100
0
us
s+
Fb
200
100
ep
on
er
in
g
400
300
200
rb
rä
nn
in
g
300
ep
on
er
in
g
500
400
Värme
Handelsgödsel N
Elektricitet
Jungfrulig Kartong
Fordonsbränsle
Jungfrulig Plast
Figur 3.4.7. Långt avstånd till förbränning Figur 3.4.8. Grundscenario- företags(500 km) – företagsekonomiska kostnader ekonomiska kostnader
Bilaga 3. Sid. 32
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.4.2
IVL-rapport B1462
Medellångt avstånd (150 km) till rötning
Ingen förändrad rangordning erhålls då transportavståndet till rötning ökas till 150 km,
se Tabell 3.4.2.
4.4.3
Långt avstånd till återvinning (1000 km)
När transportavståndet till återvinning ökas till 1000 km ger kartongåtervinning marginellt högre emissioner av växthusgaser än förbränning, i övrigt erhålls ingen ändrad
rangordning.
4.5
Hushållens arbete
4.5.1
Nedre gräns uppskattning av hushållens tidsinsats, värdering 60 kr/h
I Figur 3.4.9 visas det samhällsekonomiska resultatet då värdering görs av hushållens
tidsinsatser, men då tidsåtgången skattas lågt. Tillägget i kostnader p.g.a. hushållens
tidsåtgång visas som streckade staplar ovanpå stapeln från grundscenariot. Som synes
ökar kostnaderna för plaståtervinning och kartongåtervinning så att de blir klart högre
än förbränning. Kostnaderna för rötning och kompostering ändras inte eftersom den
nedbrytbara fraktionen samlas in fastighetsnära vilket medför ett mycket lite merarbete
jämfört med förbränning.
SEK /p erson , år
800
700
600
500
400
300
200
100
ar
+
to
Fb
ng
åt
er
vi
nn
in
g
+
Fb
Fb
K
Pl
as
po
st
er
in
g
om
K
tå
te
rv
in
ni
ng
+
e
vä
rm
el
&
,b
R
öt
ni
ng
,
öt
ni
ng
A vfallssystem et
+
Fb
Fb
us
s
+
er
in
g
R
D
ep
on
Fö
rb
rä
n
ni
ng
0
K om p letteran de system
M iljövärd ering
Hush ållens tid
Figur 3.4.9. Samhällsekonomisk konsekvens för det totala systemet av nedre gräns uppskattning av hushållens tidsinsats, värdering 60 kr/h
Bilaga 3. Sid. 33
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.5.2
IVL-rapport B1462
Övre gräns uppskattning av hushållens tidsinsats, värdering 60 kr/h
En hög uppskattning av hushållens insats vad gäller tid medför att den totala kostnaden
för återvinning av plast och kartong mer än fördubblas. Energimässigt får det mindre
betydelse, vilket ses i Figur 3.4.10. Dock kan den marginella energimässiga fördel som
kartongåtervinning har försvinna i detta extremfall, se även Tabell 3.4.2.
MJ/person, år
6 000
Hushållens transporter
5 000
Elektricitet
4 000
Jungfrulig kartong
3 000
Jungfrulig plast
2 000
Handelsgödsel N, P
1 000
Externt fordonsbränsle
0
Pl
as
tå
te
rv
in
ni
ng
K
+F
ar
b
to
ng
åt
er
vi
nn
in
g+
Fb
te
rin
g+
Fb
om
po
s
K
vä
rm
e+
Fb
Fb
bu
ss
+
R
öt
ni
ng
,e
l&
R
öt
ni
ng
,
D
ep
on
er
in
g
Fö
rb
r
än
ni
ng
Extern värme
Avfallssystemet
Figur 3.4.10. Hushållens transporters påverkan på energiförbrukning i det totala
systemet, övre gräns uppskattning av hushållens arbete
Bilaga 3. Sid. 34
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
4.5.3
IVL-rapport B1462
Uppskattning av hushållens tidsinsats anpassat efter studerat system,
värdering 60 kr/h
En värdering av anpassad uppskattning av hushållens insats vid källsortering (se Bilaga
2 för beskrivning av detta scenario) medför markant ökade kostnader för plast- och
kartongåtervinning, se Figur 3.4.11. Vid denna värdering är det tveklöst dyrare
samhällsekonomiskt med återvinning av plast och kartong.
SEK/person, år
800
700
600
Hushållens tid
Miljövärdering
Kompletterande system
Avfallssystemet
500
400
300
200
100
Fb
+
Fb
vi
nn
in
g
to
ng
åt
er
g
Pl
as
tå
te
rv
in
ni
ng
+
+
Fb
Fb
+
K
om
po
st
er
in
K
ar
R
öt
ni
ng
,e
l&
vä
rm
e
us
s
+
Fb
in
g
R
öt
ni
ng
,b
ep
on
er
D
Fö
rb
rä
nn
in
g
0
Figur 3.4.11. Samhällsekonomisk konsekvens för det totala systemet av anpassad
uppskattning av hushållens tidsinsats, värdering 60 kr/h
4.6
Spridning av rötrest/kompost
4.6.1
Varierade transportavstånd till spridning
Inget av de olika transportavstånd (upp till 50 km) till spridning av rötrest och kompost
som studerats ledde till någon förändring av rangordningen mellan alternativen.
4.6.2
Spridning är omöjlig, förbränning av rötrest och kompost
I ett känslighetsscenario antogs att rötrest och kompost förbränns istället för att spridas
på åkermark. Detta gav som resultat att kompostering blir billigare än rötning, både
företagsekonomiskt och samhällsekonomiskt. Detta beror på att komposten har lägre
fukthalt och lättare kan förbrännas. I övrigt erhålls inga förändringar i rangordning, se
Tabell 3.4.2.
Bilaga 3. Sid. 35
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.7
Samhällsförändringar - värderingar av miljöpåverkan och naturresurser
4.7.1
Fördubbling av värdering av energiresurser och klimatgaser
När kostnaden för energiresurser fördubblas, samtidigt som miljökostnaden för växthusgaser fördubblas ökar den totala kostnaden (både företagsekonomiska och samhällsekonomiska) ökar markant. Kostnaden för rötning ökar något mindre än för andra
behandlingsfall, men ingen förändring i rangordning sker, se Tabell 3.4.2.
4.7.2
Femdubbling av värdering av energiresurser och klimatgaser
När kostnaden för energiresurser femdubblas, samtidigt som miljökostnaden för växthusgaser femdubblas ökar den totala kostnaden (både företagsekonomiska och samhällsekonomiska) ökar markant. Kostnaden för rötning ökar något mindre än för andra
behandlingsfall, men ingen förändring i rangordning sker
4.7.3
Ändrad kostnad för fosfor
En tiodubbling av fosforpriset leder till att fosforn står för ca 2-4% av totalkostnaden för
hela det studerade systemet, istället för att vara helt betydelselös. Det skulle dock behövas ett ca hundra gånger så högt pris som dagens för att rötning och kompostering ska
hamna på samma kostnadsnivå som förbränning. Således har fosfor som knapp
resurs ingen betydelse för systemresultaten, om man inte tror att en prisökning
med 10 000 % är rimlig.
Troligen skulle en tiodubbling av fosforgödselpriset kunna medföra olika indirekta
effekter, t.ex. att lantbrukarnas betalningsvilja för rötrest ökar – detta skulle t.ex. kunna
leda till ökad acceptans för rötrest, kompost, rötslam och andra organiska avfall som
jordförbättringsmedel i jordbruket. Ett rötningssystem skulle dock fortfarande kräva
betydande subventioner för att fundera ekonomiskt jämfört med förbränning.
4.8
Resultat - deponin som kolsänka
Då deponin betraktas som kolsänka, d.v.s. att den biotiska kol som är kvar i deponin
efter den överblickbara tiden bokförs som negativt CO2-utsläpp, gör att skillnaden mellan deponering och förbränning minskar, se Figur 3.4.12. Med den upplösning som
presenteras här är dock deponering fortfarande det sämre alternativet för det blandade
hushållsavfallet. Det kan möjligen vara det omvända för någon enskild fraktion (t.ex.
kartong eller papper), men det har inte studerats här.
Bilaga 3. Sid. 36
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
kg CO2-ekvivalenter
/person, år
400
Kollagring
300
Elektricitet
200
Jungfrulig kartong
100
Jungfrulig plast
Handelsgödsel N,P
Fb
b
in
g
in
g+
+F
g+
Fb
rv
in
n
in
n
åt
e
er
v
Externt fordonsbränsle
Extern värme
K
ar
to
ng
tå
t
Pl
as
om
po
K
l&
,e
ni
ng
R
öt
st
e
vä
r
,b
ni
ng
R
öt
rin
m
e+
Fb
s+
Fb
us
ne
ep
o
-100
D
Fö
rb
rä
nn
rin
in
g
g
0
-200
Avfallssystemet
Figur 3.4.12. Emissioner av växthusgaser från det avfallssystemet när deponin räknas
som kolsänka.
Bilaga 3. Sid. 37
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
4.9
Sammanfattning av känslighetsanalyser
Resultatet av känslighetsanalysen visas i Tabell 3.4.2. Sammanfattningsvis kan
känslighetsanalysen sammanfattas enligt Tabell 3.4.1.
Tabell 3.4.1. Sammanfattning av känslighetsanalys.
Scenario
Förändring (i rangordning) jämfört med grundscenariot
Elproduktion
Kolkondens
Rötning med el-/värmeproduktion ger något lägre energiförbrukning
än förbränning
Svensk medelel
Ingen förändring
Fjärrvärmeproduktion
Olja
Rötning (både bussdrift och el-/värmeproduktion) ger högre emissioner av växthusgaser än förbränning
Verkningsgrader
Ingen förändring
NOX-emissioner (hög NOX-emission för avfallsförbränning, låg
NOX-emission för alternativt
bränsle)
Ingen förändring
NOX-emissioner (låg NOX-emission för avfallsförbränning, hög
NOX-emission för alternativt
bränsle)
Förbränning ger lägre NOX-emission, lägre utsläpp av försurande
ämnen och lägre emissioner av övergödande ämnen än rötning
Transportavstånd
500 km avstånd till förbränning
Ingen skillnad i rangordning för miljöpåverkan och energiförbrukning. Kostnaderna för förbränning ökar men är fortfarande lägst
150 km avstånd till rötning
Ingen förändring i rangordning
1000 km avstånd till återvinning
Kartongåtervinning ger marginellt högre emissioner av
växthusgaser än förbränning.
Hushållens arbete
Minimifall, 60 kr/h
Samhällsekonomiska kostnader för plaståtervinning och kartongåtervinning ökar och är klart högre än för förbränning.
Maximifall, 60 kr/h
Den samhällsekonomiska kostnaden för plaståtervinning och
kartongåtervinning mer än fördubblas.
Energiförbrukning för kartongåtervinning och plaståtervinning ökar,
så att energiförbrukning för kartongåtervinning blir något högre än
för förbränning, medan energiförbrukningen för plaståtervinning
fortfarande är något lägre än för förbränning.
Anpassad tidsinsats, 60 kr/h
Den samhällsekonomiska kostnaden för plaståtervinning och
kartongåtervinning nästan fördubblas, så att plaståtervinning och
kartongåtervinning blir klart dyrare än förbränning.
Bilaga 3. Sid. 38
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL-rapport B1462
Tabell 3.4.1. forts.: Sammanfattning av känslighetsanalys.
Scenario
Förändring (i rangordning) jämfört med grundscenariot
Spridning av rötrest och kompost
Avstånd till åker 50 km
Ingen förändring
Förbränning av rötrest resp kompost
Kompostering blir samhällsekonomiskt och företagsekonomiskt
billigare än rötning, men fortfarande dyrare än förbränning.
Samhällsförändringar värderingar av miljö och
resurser
Fördubbling av energipris och av
miljövärdering av växthusgaser
Ingen förändring i rangordning, men de totala företagsekonomiska
och samhällsekonomiska kostnaderna ökar.
Femdubbling av energipris och
av miljövärdering av växthusgaser
Ingen förändring i rangordning, men de totala företagsekonomiska
och samhällsekonomiska kostnaderna ökar markant.
Tiodubbling av fosforpris
Ingen förändring. Det skulle behövas ett
ca hundra gånger så högt pris som dagens för att rötning och kompostering ska hamna på samma kostnadsnivå som förbränning
Deponin som kolsänka
Skillnaden mellan deponering och förbränning minskar, men förbränning är fortfarande mest gynnsamt av de två. Betraktar man
enskilda fraktioner kan resultatet bli annorlunda.
Bilaga 3. Sid. 39
IVL-rapport B1462
2.b. El: svensk
medelel
2.a.El: kolkondens
1.Grundfall
Scenario
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Fall
1859
5073
2011
1884
2224
1669
1834
2055
5105
2221
2033
2409
1872
2040
1857
5073
2009
1883
2222
1668
1832
MJ/pe,år
Totalt
1687
1144
1415
1493
1662
1343
1690
1884
1176
1626
1643
1847
1545
1897
1464
1108
1176
1324
1452
1114
1457
Ej
förnybara
MJ/pe,år
Förbrukning av
energiråvaror
kg SO2/
pe,år
671
1179
640
965
1058
591
636
1198
1264
1204
1365
1555
1134
1189
676
1180
645
969
1063
597
641
Försurning
Bilaga 3. Sid. 40
kg CO2/
pe,år
170
367
145
160
171
150
170
222
376
201
200
221
204
225
124
360
96
126
128
104
122
Växthuseffekt
kg O2
/pe,år
5828
13888
5648
7620
9490
5616
5320
7589
14172
7534
8957
11149
7427
7166
5773
13879
5589
7578
9438
5559
5262
Eutrofiering
g eten/
pe,år
38
206
63
50
40
26
37
38
206
63
51
40
26
38
37
206
62
50
39
25
36
Fotooxidantbildning VOC
g NOX/
pe,år
223
418
203
302
235
212
218
311
432
298
369
318
303
310
220
418
200
300
232
209
215
Fotooxidantbildning
NOX
257
657
315
318
325
281
270
257
657
315
318
325
281
270
257
657
315
318
325
281
270
SEK/pe,år
Företagsekonomi
319
727
457
441
454
331
333
334
732
473
453
468
346
346
284
724
420
415
421
295
293
SEK/pe,år
Samhällsekonomi
Tabell 3.4.2. Resultat från systemanalys: grundscenario och känslighetsanalys. Resultat för totala systemet. Samhällsekonomi baseras på
ORWARE.
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
3.a. Fjärrvärme,
biobränsle. Låg
verkningsgrad
avfall & hög
verkningsgrad biobränsle
3.c. Fjärrvärme
olja. Låg verkningsgrad avfall
& hög verknings grad olja
3.b. Fjärrvärme,
biobränsle.
Hög verkningsgrad avfall &
låg verkningsgrad biobränsle
Fall
Scenario
1859
4844
1992
1866
2205
1659
1826
1859
5416
2038
1912
2251
1685
1847
1859
5665
2087
1913
2292
1694
1856
MJ/pe,år
Totalt
1687
1136
1414
1493
1661
1342
1690
1687
1157
1416
1494
1663
1343
1691
1687
5487
1915
1741
2120
1527
1849
Ej
förnybara
MJ/pe,år
Förbrukning av
energiråvaror
Bilaga 3. Sid. 41
kg
SO2/pe,år
671
1159
638
963
1056
590
635
671
1208
642
967
1060
593
637
671
1372
662
976
1079
599
643
Försurning
kg
O2/pe,år
5828
13744
5637
7609
9479
5609
5315
5828
14104
5666
7638
9507
5626
5328
5828
13903
5655
7618
9495
5616
5321
Eutrofiering
IVL-rapport B1462
kg
CO2/pe,år
170
366
145
160
171
150
170
170
369
145
160
171
150
170
170
685
182
178
205
164
181
Växthuseffekt
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
g
eten/pe,år
38
205
63
50
40
26
37
38
207
63
51
40
26
37
38
274
71
54
47
29
40
Fotooxidantbildning VOC
g
NOX/pe,år
223
411
203
302
234
212
218
223
428
204
303
236
213
218
223
426
205
303
236
212
218
Fotooxidantbildning
NOX
257
636
313
316
323
280
269
257
689
317
320
328
282
271
257
636
313
316
323
280
269
SEK/pe,år
Företagsekonomi
319
705
456
439
452
330
332
319
761
460
444
456
332
334
319
873
475
449
470
337
339
SEK/pe,år
Samhällsekonomi
3.f. Fjärrvärme
biobränsle.
Låga NOXutsläpp biobränsle
3.e. Fjärrvärme
biobränsle.
Höga NOXutsläpp biobränsle
3.d. Fjärrvärme.
olja. Hög verkningsgrad avfall
& låg verkningsgrad olja
Scenario
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Fall
1859
7779
2299
2054
2491
1786
1933
1859
5073
2011
1884
2224
1669
1834
1859
5073
2011
1884
2224
1669
1834
MJ/pe,år
Totalt
1687
7600
2128
1882
2319
1619
1927
1687
1144
1415
1493
1662
1343
1690
1687
1144
1415
1493
1662
1343
1690
Ej
förnybara
MJ/pe,år
Förbrukning av
energiråvaror
671
1453
669
982
1085
603
646
587
2206
679
948
1087
555
593
1021
1186
963
1288
1381
926
974
kg SO2/
pe,år
Bilaga 3. Sid. 42
170
738
186
182
209
166
183
170
367
145
160
171
150
170
170
367
145
160
171
150
170
kg CO2/
pe,år
Försurning
5828
14288
5686
7649
9526
5634
5335
5100
22818
5989
7472
9747
5301
4945
8875
13950
8457
10426
12301
8528
8257
kg O2
/pe,år
Eutrofiering
IVL-rapport B1462
Växthuseffekt
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
38
287
72
55
48
29
40
38
206
63
50
40
26
37
38
206
63
50
40
26
37
g eten/
pe,år
Fotooxidantbildning VOC
223
446
206
304
237
213
219
187
865
220
295
248
196
199
375
421
344
443
375
358
365
g NOX/
pe,år
Fotooxidantbildning
NOX
257
689
317
320
328
282
271
257
657
315
318
325
281
270
257
657
315
318
325
281
270
SEK/pe,år
Företagsekonomi
319
955
482
455
476
341
342
317
751
458
441
454
330
332
327
727
465
449
461
339
341
SEK/pe,år
Samhällsekonomi
5.b. Transport
till rötning
150km
5.a. Transport
till förbränning
500 km
4. Kraftvärme
Scenario
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Fall
1492
5254
1688
1562
1901
1328
1488
2037
5073
2147
2020
2360
1846
2007
1859
5073
2024
1897
2224
1669
1834
MJ/pe,år
Totalt
1321
1839
1134
1212
1380
1024
1363
1866
1144
1550
1629
1798
1519
1863
1687
1144
1428
1506
1662
1343
1690
Ej
förnybara
MJ/pe,år
Förbrukning av
energiråvaror
663
1149
630
955
1048
582
627
917
1179
827
1152
1245
834
874
671
1179
658
983
1058
591
636
kg SO2/
pe,år
Bilaga 3. Sid. 43
kg CO2/
pe,år
148
408
128
143
154
131
150
183
367
155
170
181
163
183
170
367
146
161
171
150
170
Försurning
5764
13676
5572
7544
9414
5545
5251
7667
13888
7044
9016
10890
7429
7096
5828
13888
5784
7755
9490
5616
5320
kg O2
/pe,år
Eutrofiering
IVL-rapport B1462
Växthuseffekt
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
37
205
62
50
39
25
37
45
206
68
56
45
33
44
38
206
63
51
40
26
37
g eten/
pe,år
Fotooxidantbildning VOC
220
409
200
299
231
209
214
315
418
273
372
305
303
307
223
418
210
309
235
212
218
g NOX/
pe,år
Fotooxidantbildning
NOX
281
647
329
332
340
305
293
453
657
463
466
474
474
459
257
657
329
332
325
281
270
SEK/pe,år
Företagsekonomi
325
749
458
442
454
339
340
512
727
605
588
601
522
521
319
727
472
455
454
331
333
SEK/pe,år
Samhällsekonomi
6.b. Rötrest
förbränns
6.a. Transport
till åkermark
50 km
5.c. Transport
till materialåtervinning
1000 km
Scenario
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Fall
1859
5073
2011
1884
2224
1679
1846
1859
5073
2021
1894
2225
1669
1834
1836
5051
2044
1917
2109
1647
1812
MJ/pe,år
Totalt
1687
1144
1415
1493
1662
1353
1702
1687
1144
1425
1503
1663
1343
1690
1665
1122
1514
1592
1657
1321
1668
Ej
förnybara
MJ/pe,år
Förbrukning av
energiråvaror
671
1179
640
965
1058
605
652
671
1179
653
979
1059
591
636
656
1164
582
907
1054
577
621
kg SO2/
pe,år
Bilaga 3. Sid. 44
kg CO2/
pe,år
170
367
145
160
171
151
171
170
367
146
161
171
150
170
167
365
153
168
171
148
167
Försurning
5828
13888
5648
7620
9490
5719
5443
5828
13888
5750
7722
9501
5616
5320
5759
13819
5256
7228
9190
5547
5251
kg O2
/pe,år
Eutrofiering
IVL-rapport B1462
Växthuseffekt
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
38
206
63
50
40
26
38
38
206
63
51
40
26
37
38
206
63
51
39
26
37
g eten/
pe,år
Fotooxidantbildning VOC
223
418
203
302
235
217
224
223
418
208
307
235
212
218
221
416
195
294
233
210
216
g NOX/
pe,år
Fotooxidantbildning
NOX
257
657
315
318
325
293
284
257
657
334
337
327
281
270
253
653
348
351
319
277
266
SEK/pe,år
Företagsekonomi
319
727
457
441
454
343
347
319
727
478
461
456
331
333
313
722
428
412
383
325
328
SEK/pe,år
Samhällsekonomi
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
Förbränning
Deponering
Rötning (buss)
Rötning (el/värme)
Kompostering
Plaståtervinning
Kartongåtervinning
7.b. Uppvärdering av energiresurser &
klimatgaser
med faktor 5
Fall
7.a. Uppvärdering av energiresurser &
klimatgaser
med faktor 2
Scenario
1859
5073
2011
1884
2224
1669
1834
1859
5073
2011
1884
2224
1669
1834
MJ/pe,år
Totalt
1687
1144
1415
1493
1662
1343
1690
1687
1144
1415
1493
1662
1343
1690
Ej
förnybara
MJ/pe,år
Förbrukning av
energiråvaror
671
1179
640
965
1058
591
636
671
1179
640
965
1058
591
636
kg SO2/
pe,år
Bilaga 3. Sid. 45
170
367
145
160
171
150
170
kg CO2/
pe,år
170
367
145
160
171
150
170
Försurning
5828
13888
5648
7620
9490
5616
5320
5828
13888
5648
7620
9490
5616
5320
kg O2
/pe,år
Eutrofiering
IVL-rapport B1462
Växthuseffekt
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
38
206
63
50
40
26
37
38
206
63
50
40
26
37
g eten/
pe,år
Fotooxidantbildning VOC
223
418
203
302
235
212
218
223
418
203
302
235
212
218
g NOX/
pe,år
Fotooxidantbildning
NOX
533
2282
599
628
783
622
602
326
1064
386
395
440
366
353
SEK/pe,år
Företagsekonomi
861
2928
969
1001
1180
907
931
454
1277
585
581
635
475
483
SEK/pe,år
Samhällsekonomi
IVL-rapport B1462
Bilaga 3. Sid. 46
Hur skall hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder
IVL Svenska Miljöinstitutet AB
IVL är ett oberoende och fristående forskningsinstitut som ägs av staten och näringslivet. Vi erbjuder
en helhetssyn, objektivitet och tvärvetenskap för sammansatta miljöfrågor och är en trovärdig partner i
miljöarbetet.
IVLs mål är att ta fram vetenskapligt baserade beslutsunderlag åt näringsliv och myndigheter i deras
arbetet för ett bärkraftigt samhälle.
IVLs affärsidé är att genom forskning och uppdrag snabbt förse samhället med ny kunskap i arbetet för
en bättre miljö.
Forskning- och utvecklingsprojekt publiceras i
IVL Rapport:
IVL Nyheter:
IVL Fakta:
IVLs hemsida:
IVLs publikationsserie (B-serie)
Nyheter om pågående projekt på den nationella och internationella marknaden
Referat av forskningsrapporter och projekt
www.ivl.se
Forskning och utveckling som publiceras utanför IVLs publikationsservice registreras i IVLs A-serie.
Resultat redovisas även vid seminarier, föreläsningar och konferenser.
,9/6YHQVND0LOM|LQVWLWXWHW$%
,9/6ZHGLVK(QYLURQPHQWDO5HVHDUFK,QVWLWXWH/WG
32%R[6(6WRFNKROP
+lOVLQJHJDWDQ6WRFNKROP
7HO
)D[
32%R[6(*|WHERUJ
'DJMlPQLQJVJDWDQ*|WHERUJ
7HO
)D[
www.ivl.se
$QHERGD6(/DPPKXOW
$QHERGD/DPPKXOW
7HO
)D[