| Indhold |

Miljøprojekt nr. 672, 2002

Affaldsindikatorer

Indholdsfortegnelse

Forord

Projektet om "Udvikling af indikatorer til at følge effekten af initiativer inden for affalds- og genanvendelsesområdet" blev bevilliget af Miljørådet i sommeren 1999. Projektets igangsættelsestidspunkt blev dog med Miljøstyrelsens accept udskudt godt et halvt år.

Ved udarbejdelsen af projektet har der været afholdt 4 styregruppemøder, hvor Miljøstyrelsen ved Berit Hallam, Jette Skaarup (kun første møde) og Lone Lykke Nielsen (fra andet møde) samt COWI ved Carsten Lassen og Ole Dall har deltaget.

I arbejdet med projektet har der i første fase været gennemført en analyse af eksisterende metoder og datagrundlag for at vurdere mulighederne for at opstille nogle livscyklusbaserede indikatorer på affaldsområdet. I projektets anden fase er de foreslåede indikatorer blevet afprøvet på de tre materialefraktioner papir, emballageglas og aluminium.

Projektets status som forprojekt betyder, at det ikke har været hensigten at præsentere et færdigt, samlet resultat af en indikatorberegning for hele affaldsområdet. I projektrapporten præsenteres således kun eksempler inden for nogle udvalgte fraktioner, hvilket er opsummeret i afsnit 1. Vægten er lagt på at diskutere beregningsmetoder, datagrundlag og resultaternes anvendelse. De metodiske overvejelser og forudsætningerne for beregningerne er gennemgået i rapporten samt 4 bilag.

Projektrapporten afsluttes med en beskrivelse af formålet med og omfanget af at gennemføre en beregning af indikatorerne for hele affaldsområdet. Bagest i rapporten er en ordliste, hvor de anvendte livscyklus- og affaldsbegreber forklares.

Projektet er udført af en arbejdsgruppe bestående af Ole Dall, Carsten Lassen og Erik Hansen, alle fra COWI, Rådgivende Ingeniører AS.

Projektet er afsluttet i januar 2002.

Sammenfatning og konklusioner

Forprojektet har haft til formål at undersøge, hvordan nogle livscyklus-baserede indikatorer kan beregnes og anvendes til dels at prioritere indsatsen inden for affaldsområdet, dels at følge udviklingen inden for området i et miljø- og ressourceperspektiv.

Efter en indledende gennemgang af miljøforhold ved affaldshåndtering af de enkelte fraktioner konkluderes, at det vil være relevant at inddrage en række miljøeffekter i vurderingen. Men på grund af datamangel vil det næppe være muligt at gennemføre de nødvendige livscyklusbaserede beregninger, der tager højde for alle miljøeffekter. Især for affaldets indhold af giftige og svært nedbrydelige stoffer kan der ikke skaffes tilstrækkelige data.

Der er i projektet foreslået 3 livscyklusbaserede indikatorer, som udtrykker ressourcetab, primærenergiforbrug samt deponeringsbehov for hver enkelt affaldsfraktion. De tre indikatorer supplerer hinanden - men giver ikke nødvendigvis et fuldt dækkende billede af miljøforhold ved håndtering af affald. Ressourcetabet udtrykker en samlet måleenhed for de materialer, der går tabt ved affaldshåndtering. Primærenergiforbrug er valgt som indikator for en række miljøeffekter som drivhuseffekt og forsuring, der især er knyttet til energiforbrug. Det beregnede deponeringsbehov udtrykker det samlede behov, der er for deponering af affald i hele materialets livscyklus.

Et vigtigt omdrejningspunkt i projektets diskussioner har været, hvilke indikatorer det er muligt at beregne i forhold til ønskerne om, hvad indikatorerne skal vise. Det har resulteret i, at beregningerne er præsenteret på to forskellige måder, som hver har deres styrker og svagheder. For begge modeller gælder, at det grundet datausikkerhed og mangler vil være tale om, at indikatorerne må betragtes som et støtteværktøj til en beslutningsproces, der inddrager flere faktorer. En løbende offentliggørelse af indikatorværdierne til en bredere kreds vil kræve formidling af en række forudsætninger og forbehold.

Indikatorberegningen jf. model A, vil kunne give en slags statusbillede for den ressource- og miljømæssige betydning af de fleste affaldsfraktioner, men vil være ganske omfattende. Samtidig vil de resultater, der frembringes, først og fremmest kunne bruges til en diskussion af, hvor der er behov for at reducere affaldsmængderne ved indgreb i produktions- og forbrugsleddet, hvilket ligger uden for målet med nærværende projekt.

Model B vil imidlertid være egnet til at opfylde det væsentligste formål med indikatorberegningen, nemlig at udpege de mest betydelige ressource- og miljømæssige potentialer ved yderligere optimering af affaldshåndteringer. Samtidig vil model B også kunne dokumentere, at den hidtidige indsats for miljømæssig optimering af affaldshåndteringen faktisk har givet resultater.

Model B vil kunne gennemføres inden for 8 mandmåneder første gang, og vil kunne opdateres årligt med en indsats på omkring 2 mandmåneder (inkl. fremskaffelse og opdatering af LCA-data).

Summary and conclusions

The aim of this pilot project was both to investigate the extent to which life cycle-based indicators could be calculated and applied to help prioritise efforts in the field of waste management, and follow the development of waste management in an environmental and resource perspective.

A preliminary analysis of the environmental effects of managing individual waste fractions showed that a number of environmental impacts should be included in the assessment. However, completing relevant life cycle-based calculations that take all environmental impacts into account is not possible because the data required is not available. It is particularly difficult to obtain accurate data on the content of toxic and persistent substances in waste.

Three life cycle-based indicators are proposed for all waste fractions that reflect resource consumption, primary energy consumption, and landfill requirement. These indicators supplement each other, but do not necessarily provide a complete picture of the environmental effects of waste management. Resource consumption reflects the overall unit for materials that are consumed during waste management. Primary energy consumption is chosen as an indicator for various environmental impacts such as global warming and acidification, which are primarily linked to energy consumption. The landfill requirement indicator specifies the total landfill space needed for disposing of waste from the entire life cycle of a given waste fraction.

An important point of discussion throughout the project has been which indicators it is possible to calculate compared to the environmental impacts that these indicators reflect. These discussions have led to the results being presented in two different ways that each have distinct strengths and weaknesses (referred to as Model A and Model B). For both models, incomplete and uncertain data means that the indicators should be regarded as a helpful tool in the decision making process, which involves a variety of factors. The continuous publication of indicator values to a wider audience will require careful presentation of the main assumptions and uncertainties.

Model A provides a kind of overview of the resource consumption and environmental effects of the majority of waste fractions. However this would be a rather comprehensive and time-consuming task. In addition, the results would primarily be useful in a discussion of the extent to which there is a need to reduce waste generated during the production and use phases of a product's life cycle, which is beyond the scope of this project.

Model B, on the other hand, adequately fulfils the most important aim of calculating life cycle-based indicators, namely to identify the most significant potential resource and environmental savings associated with further optimising waste management operations. At the same time, Model B would be able to document that efforts to minimise the environmental impacts of waste management have so far proven to be effective. Model B can initially be implemented within 8 working months, and can subsequently be updated on a yearly basis within approximately 2 working months (including obtaining and updating LCA data).

1. Affaldsindikatorer - afprøvning

Som en del af projektet er der foretaget en afprøvning af indikator-beregningen for 3 udvalgte materialefraktioner, nemlig papir & pap, glasemballage samt aluminium. Det har ikke været hensigten at præsentere et færdigt, samlet resultat af en indikatorberegning. Beregningseksemplerne skal derfor betragtes som eksempler, der kan belyse, hvad indikatorerne kan bruges til og hvordan de kan præsenteres. Beregningen af indikatorerne for de 3 fraktioner vil nødvendigvis skulle opdateres, hvis det senere besluttes at gennemføre en indikatorberegning for hele affaldsområdet. I dette afsnit opsummeres resultatet af beregningseksemplerne. I afsnit 5 samt bilag D præsenteres alle resultater samt beregningsgrundlaget.

Indikatorerne er livscyklusbaserede, hvilket betyder, at der indregnes miljø- og ressourceforhold lige fra materialernes indvinding til bortskaffelse. I princippet indgår alle input og output i beregningen. Ved den miljømæssige vurdering vil der i praksis blive udeladt en række input og output der ikke kan skaffes data for. Beskrivelsen af hvad der indgår eller er udeladt er derfor vigtig i forbindelse med præsentation af resultaterne.

Det er valgt at betragte et system, hvor det antages, at det for alle materialer, som smides ud, vil være nødvendigt at producere nye materialer til erstatning. Hvis man bortskaffer et materiale til deponi, vil der skulle bruges ressourcer og energi til fremstilling af nyt materiale. Ligeledes vil der genereres affald ved udvinding og oparbejdning af det nye materiale. Hvis materialerne ved bortskaffelse i stedet genanvendes, vil der skulle produceres færre nye materialer, ligesom der for energiholdige materialer vil være mulighed for genvinding af en del af energien.

Indikatorberegningerne bygger på en række forudsætninger og er samtidig behæftet med en vis usikkerhed. De egner sig således ikke direkte til formidling til en bred kreds, men kan indgå i beslutningsgrundlag, der har til formål at prioritere indsatsen for optimering af affaldshåndteringen. Det gælder både vurdering af, hvilke affaldsfraktioner der miljø- og ressourcemæssigt er mest belastende og hvilke behandlingsformer, der er optimale for de enkelte fraktioner. Indikatorerne kan således supplere de nuværende mængdemæssige opgørelser af affaldsfraktioner, kilder og behandlingsform, således at det er muligt at prioritere indsatsen med henblik på en ressource- og energimæssig optimering af affaldshåndteringen samt at undgå behandlingsformer, der forøger det samlede deponeringsbehov i materialernes livscyklus.

1.1 Afprøvning af indikatorberegningen

Formålet med at afprøve indikatorerne på nogle udvalgte materialefraktioner har dels været at undersøge, om der kan skaffes data til beregningerne, dels at vurdere tidsforbruget til beregningerne. Samtidig har det været muligt at afprøve nogle forskellige præsentationer af resultaterne, og projektet har resulteret i forslag til 2 forskellige præsentationsmåder.

Begge præsentationsmåder (benævnt model A og B) er baseret på de samme beregningsfaktorer for materialernes livscyklusaspekter, men adskiller sig i behovet for præcise mængdemæssige data om de enkelte materialefraktioner. Behovet for mængdedata har afgørende betydning ved vurdering af omfanget af en indikatorberegning for hele affaldshåndteringen.

Beregning af de LCA- baserede faktorer for hhv. ressourcer, energi og deponibehov gennemføres for hver behandlingsform for den enkelte affaldsfraktion. Metoder og principper er beskrevet i projektet. Figur 1.1 er et eksempel på de beregnede faktorer, som viser ressourceanvendelse ved de relevante affaldshåndteringer af glasemballage. I projektet præsenteres tilsvarende profiler for ressourcer, energi og deponibehov for affaldsfraktionerne papir, glas og aluminium.

Figur 1.1.
Samlet nettoressourceforbrug knyttet til behandling af 1 ton glas og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

Enheden er milli personreserver, mPR (se ordforklaring for uddybning).

I den første præsentationsmodel (A) ganges de ovennævnte faktorer for hver enkelt affaldsfraktion og behandlingsform med de samlede omsatte mængder inden for hver affaldsfraktion og behandlingsform. Fx ganges mængden af emballageglas i tons, der bortskaffes ved affaldsforbrænding, med 9,7 mPR pr. tons (se figur 1.1). Resultatet for hver af de 4 behandlingsformer lægges sammen og udgør ressourceindikatorværdien for affaldshåndtering af glas. Resultatet for de 3 indikatorer og materialer vises i figur 1.2.

Model A udtrykker mængden af ressourcer, der skal skaffes på ny, hvis materialet efter anvendelse og affaldsbehandling skal have sin oprindelige værdi. Med den model bliver alle lødighedstab (se ordforklaring) i produktets livsforløb tilskrevet affaldshåndteringen – det vil sige at der ikke foretages en allokering (se ordforklaring) af ressource- og miljøbelastning mellem produktets forskellige faser i livsforløbet. Det kan imidlertid accepteres, når formålet er at sammenligne forskellige former for affaldshåndtering og ikke tegne et absolut billede af affaldshåndteringens miljømæssige betydning.

Ved model B beregnes den ressource- og miljømæssige fordel, der er ved at genbruge affaldet samt genvinde materialer eller energi fremfor blot at deponere affaldet. Metoden til beregning er i princippet den samme som ved model A, hvor indikatorværdien for en bestemt behandlingsform ganges med den behandlede affaldsmængde. Men model B tager beregningsmæssigt udgangspunkt i forskellen i den behandlede mængde og forskellen i indikatorværdien ved de alternative behandlingsformer.

Model B sammenligner således de forskellige behandlingsformer og fremtræder ikke som en absolut værdi for affaldsfraktionernes ressource- og miljømæsige betydning. Model B viser de realiserede ressource- og miljømæssige besparelser, der er ved den aktuelle håndtering af affaldsstrømmene i forhold til blot at lade stå til og deponere det hele. Hvis det ønskes, kan model B udbygges med en delvis skønsmæssig beregning over de potentialer, der vil kunne realiseres ved en optimal håndtering af affaldet, hvilket også forsøges i projektet. Figur 1.3 er et eksempel herpå.

Figur 1.2
Forbrug af ressourcer, energi og deponibehov ved bortskaffelse af affald og produktion af erstatningsmaterialer. (model A)

Følgende enheder er benyttet: Ressourceforbrug: PR_WDK90 ,energiforbrug: PE_DK98, deponeringsbehov: PE_{AFFALD DK98}. Se uddybning i ordforklaring. Værdierne for deponeringsbehov skal ganges med 10. Det skal pointeres, at de tre indikatorer kun er vist på samme figur af praktiske årsager. Hver indikator skal læses for sig.

Figur 1.3
Realiserede besparelser ved den nuværende affaldshåndtering og mulige potentialer for besparelse i ressourceforbrug knyttet til bortskaffelsen af tre materialefraktioner. "potentiale 2" er genbrug af alt emballageglas ved vask (model B).

Enheden PR er Personreserver, se ordforklaring.

Det kan diskuteres, hvor stort potentialet for besparelser reelt er og hvilke bortskaffelsesformer, der skal lægges til grund for beregning af dette potentiale. I eksemplet er potentialet for emballageglas således beregnet på grundlag af en antagelse om, at alt emballageglas enten blev genanvendt eller genbrugt. Det ses, at det i relation til ressourceforbrug er af langt større betydning, at vi genanvender aluminium og pap & papir, end at vi genanvender glas. Det ses også, at der for fraktionerne pap & papir og aluminium er et større potentiale for yderligere ressourcemæssige besparelser. Det er imidlertid vigtigt at sammenholde ressourceindikatoren med de 2 andre indikatorer for energiforbrug og deponibehov (se kapitel 5), samt eventuelt inddrage andre vurderinger, herunder eventuel udledning af toxiske stoffer til omgivelserne, inden der kan drages en endelig konklusion.

1.2 Omfang af indikatorberegning på hele affaldsområdet

Hvis formålet er at skaffe et overblik over de forskellige affaldsfraktioners relative bidrag til den ressource- og miljømæssige påvirkning af omgivelserne, er model A mest relevant. Herved får man mulighed for bl.a. at udpege de områder, hvor affaldets miljøbelastning vil kunne reduceres ved at reducere affaldsproduktionen eller ved at fremme anvendelsen af andre materialer ved produktfremstillingen. Perspektivet er interessant, men lægger i høj grad op til forandringer i vareproduktionen og ændring af forbrugsvaner, hvilket er uden for nærværende projekts fokusområde.

Hvis ønsket derimod er at fokusere på de miljø- og ressourcemæssige gevinster og potentialer, der er ved optimering af affaldshåndteringen inden for hele affaldsområdet, vil model B være tilstrækkelig. Gennemføres model B for alle affaldsfraktioner, vil det være muligt at identificere de største ressource- og miljømæssige besparelser ved affaldshåndteringen. Det vil også være muligt at supplere med beregninger, der fokuser på, hvilke fraktioner der rummer de største potentialer for besparelser udover de allerede realiserede. Endelig vil der være mulighed for at afgrænse opgørelsen til nogle udvalgte fraktioner, hvor man ønsker at vurdere de ressource- og miljømæssige gevinster ved valg af forskellige affaldsbehandlingsformer.

Begge præsentationsmåder er baseret på samme beregningsfaktorer for materialernes livscyklusaspekter, men adskiller sig ved behovet for præcise mængdemæssige opgørelser af de enkelte materialefraktioner. Model B er mindst krævende, idet den først og fremmest forudsætter data fra affaldsstatistikken vedrørende de enkelte affaldsfraktioner, og hvordan de behandles. Det er ikke i samme grad som ved model A nødvendigt at kende de samlede, omsatte materialemængder i samfundet for at beregne indikatorværdierne. For de områder, hvor man ønsker at beregne potentialerne for optimering af affaldshåndteringen, skal der dog skaffes en række supplerende data, men denne datasøgning kan i et vist omfang erstattes af kvalificerede skøn, uden at det påvirker hele beregningens resultat.

Uanset om man vælger model A eller B, skal der beregnes livscyklusbaserede faktorer for rundt regnet 50 materialefraktioner bortskaffet på 2-4 forskellige måder. Sådanne data er i vidt omfang til rådighed i LCV-databasen eller andre LCA- databaser, men skal givetvis suppleres eller opdateres på en række områder. Skønsmæssigt skal der bruges ca. 2 mandmåneder til beregning af de livscyklusbaserede faktorer første gang, og ca. ½ mandmåned til en årlig opdatering.

Med hensyn til mængdedata afhænger omfanget af, om man vælger model A eller B. Det anslås at det til gennemførelse af en beregning for hele affaldsområdet for model A vil kræve 10-20 mandmåneder at lave opgørelser af mængdedata for alle materialefraktioner, evt. 10 måneder mere, hvis der ikke findes anvendelige massestrømsanalyser eller materialestrømsstatistikker for en række relevante materialer.

Vælges model B med en beregning af de realiserede besparelser samt de udvalgte potentialer ved optimering af affaldshåndteringen, vil mængdedata kunne fremskaffes med en indsats på 3-5 mandmåneder. Model B vil kunne opdateres årligt på omkring 1-1½ mandmåned.

2 Fra affaldsmængder til miljøeffekter

I dette kapitel beskrives den overordnede idé med at udvikle nogle indikatorer på affaldsområdet. Desuden udredes forskellen på indikatorer for miljøeffekter og den eksisterende mængdebaserede affaldsstatistik.

2.1 Nuværende indikatorer på affaldsområdet

De indikatorer, der i dag anvendes til at følge udviklingen inden for affalds- og genanvendelsesområdet i Danmark, er rene mængdeopgørelser af de totale affaldsmængder fordelt på behandlings- og bortskaffelsesformer.

Det skal bemærkes, at mens bortskaffelsesmønstret vil være afhængigt af politiske tiltag inden for affaldsområdet, er affaldsforebyggelse især afhængig af tiltag i relation til produktion og forbrug af produkter. Forbrugsområdet ligger imidlertid lidt uden for nærværende projekt, der skal fokusere på bortskaffelse ved forbrænding eller deponi eller genanvendelse og genbrug af de frembragte affaldsmængder.

2.1.1 Eksisterende statistik på affaldsområdet

Figur 2.1 stammer fra Affaldsstatistik 1998. Den sammenligner de samlede affaldsmængder og bortskaffelsesmønstret med de opstillede mål for år 2004 i regeringens handlingsplan.

Se her!

Figur 2.1
Fra "Affaldsstatistik 1998", (Orientering fra Miljøstyrelsen 3/1999).

Overordnede indikatorer for hele affaldsområdet opnås i dag ved at aggregere alle affaldskategorier på grundlag af mængder. I de aggregerede indikatorer (som i figur 2.1) tæller mængden af fx haveaffald således lige så meget som mængden af aluminiumskrot, selv om de miljømæssige effekter vil være meget forskellige.

Det er vigtigt at gøre sig klart, at nogle nye LCA-baserede indikatorer for affaldsområdet forventes at skulle tjene som redskab især for de offentlige myndigheder, der er ansvarlige for affaldshåndteringen. Den eksisterende statistik tjener samme formål, idet planlægning af nye initiativer på affalds- og genanvendelsesområdet bl.a. tages med udgangspunkt i den eksisterende viden om affaldsproblemernes omfang samt den aktuelle håndtering heraf. Planlægning af behandlingskapacitet og optimering af økonomien ved fx forbrænding, deponering eller oparbejdningsanlæg til genanvendelse forudsætter ofte detaljeret viden om affaldsstrømme. Også landspolitiske initiativer med henblik på at regulere affaldsmængder og behandlingsmetoder kræver et statistisk grundlag til kortlægning og analyse af udviklingsbehov.

Den danske affaldsstatistik ISAG er baseret på opgørelse af indsamlede affaldsmængder grupperet på en række kategorier, der tilstræbes afstemt med EU-lovgivningen, og de de såkaldte EAK-koder for farligt affald. Det er affaldsbehandlere der er ansvarlige for registrering og indberetning til myndighederne. Da ISAG-registreringen er veletableret og anvendelsen af EAK-koderne er relativt ny i Danmark, er ISAG-statistikken på flere måder den mest præcise, selvom EAK-koderne i princippet giver det mest detaljerede billede når det drejer sig o m farligt affald.

I projektet vurderes det om ISAG-statistikken vil kunne anvendes som grundlag for en indikatorberegning. Når anvendelsen af EAK-koderne er mere veletableret, vil denne registrering eventuelt kunne være relevant at inddrage i en kommende indikatorberegning i det omfang farligt affald skal indgå heri

ISAG-systemet indeholder data for de fraktioner, der håndteres adskilt ved affaldsbehandlingen, fx papir der genanvendes eller dagrenovation, der forbrændes. For en række fraktioner kan affaldsstatistikken sammenholdes og suppleres med anden statistik . Fx kan man sammenholde produktions- og forsyningsstatistikken med affaldsstatistikken og få et billede af, hvor de producerede varemængder ender i affaldsstatistikkens fraktioner. Dette er hidtil gjort for en række materialer i de såkaldte materialestrømsstatistikker. Derved bliver det for en række materialefraktioner muligt at beregne, hvor stor del af de forbrugte materialer der ender til genanvendelse, forbrænding eller deponi.

To centrale præsentationsformer og anvendelser af affaldsstatistikken er:

1. Udviklingen i de totale affaldsmængder fordelt på kilder og sektorer, såsom husholdning, erhverv, storskrald mv. Sådanne opgørelser giver mulighed for at rette indsatsen på affaldsområdet mod de mest relevante sektorer.
2. Behandlingsform fordelt på en række affaldstyper. Behandlingsformerne omfatter genanvendelse, forbrænding, deponering og særlig behandling. For den del af affaldet, der går til genanvendelsen, er statistikken fordelt på en række specifikke materialefraktioner. Opgørelsen giver mulighed for at beregne genanvendelsesprocenten, der til en vis grad udtrykker realiseringen af de politiske målsætninger i forhold til øget genanvendelse.

Den nuværende statistik giver grundlag for at planlægge affaldshåndteringen, fx med hensyn til udbygning af behandlingskapacitet. Problemet med kun at se på mængdeopgørelser og genanvendelsesgrader for de forskellige affaldskilder er, at miljø- og ressourceproblemer forbundet til de forskellige affaldsfraktioner ikke opgøres og vurderes. Det er heller ikke muligt at vurdere miljø- og ressourceforhold ved forskellige håndteringer af affaldsfraktionerne, og fordelene ved én behandlingsform fremfor en anden fremgår ikke.

Desuden er der en række miljømæssige forhold, der ligger uden for den direkte affaldshåndtering, men hvor affaldsbehandlingen har en afgørende betydning for miljøpåvirkningen. De nye indikatorer skal derfor være baseret på en livscyklusbetragtning, der principielt indregner alle miljø- og ressourcemæssige ændringer, der er forårsaget af de forskellige affaldsbehandlinger.

2.1.2 Formål med de nye indikatorer

I det følgende diskuteres mulighederne for at udvikle indikatorerne til også mere direkte at reflektere de ressource- og miljøeffekter, som affaldshåndteringen giver anledning til. Indikatorerne vil blive udviklet ud fra en livscyklustankegang. Ved overvejelserne vil det være væsentligt at have to niveauer i brugen af indikatorer for øje:

Samlede affaldsmængder. Ved sammenligning og aggregering af indikatorerne for de enkelte affaldsfraktioner vil nye indikatorer eventuelt i højere grad end de nuværende kunne afspejle de reelle energi-, ressource- og miljømæssige konsekvenser af udviklingen inden for affaldsområdet. Denne type opgørelser vil kunne anvendes til at prioritere indsatsen ud fra hvilke affaldsfraktioner, der udgør den største belastning eller det største ressourcetab. Dette kræver dog, at der kan udvikles indikatorer, som kan anvendes på de fleste affaldsfraktioner.

Enkelte affaldsfraktioner. Nye indikatorer inden for den enkelte affaldstype vil eventuelt kunne tage højde for, at affaldshierarkiet mellem de forskellige behandlings- og bortskaffelsesformer i visse tilfælde ikke afspejler de reelle forskelle i et miljømæssigt perspektiv. En sådan brug af indikatorerne vil ikke kræve, at indikatorerne kan anvendes på flere affaldsfraktioner, men først og fremmest at de rummer data, der gør forskellige behandlingsformer af samme affaldstype sammenlignelige. Det vigtige her er at vise ressource- og miljømæssige forskelle mellem behandlingsformerne.

Endelig er det vigtigt at forholde sig til, at der kan være forskellige ambitioner med anvendelsen af indikatorerne. Hvis formålet er at følge udviklingen tæt over en årrække, og man ønsker at bruge indikatorerne til at foretage løbende justeringer af affaldspolitikken, er det vigtigt at indikatorerne kan opdateres jævnligt – fx årligt, og at analysen er til rådighed inden for en rimelig tidshorisont.

Hvis ambitionen derimod er at foretage en status med fx 5 års mellemrum, og det kan accepteres, at det tager nogen tid at foretage analysen, er kravene til datakilderne anderledes. Det vil da i højere grad være muligt at trække på statusopgørelser, specifikke undersøgelser af enkeltfraktioner o.lign.

Formålet med udarbejdelse af indikatorer er at supplere de rene mængdemæssige opgørelser med nogle miljømæssige indikatorværdier, der kan indgå i prioriteringsgrundlaget, når affaldsplanlægningen skal revideres. De forventes at ske løbende, men med en samlet revision hvert 3. - 5. år.

Målet med nærværende projekt er at udarbejde indikatorer, der kan opdateres årligt inden for alle affaldsfraktioner, således at man får nogle miljø- og ressourceindikatorer, som kan supplere den eksisterende affaldsstatistik. På grund af et utilstrækkeligt datagrundlag kan man dog være nødsaget til at ændre målsætning for gennemførelse af indikatorberegningen. For nogle affaldsfraktioner må det forventes at gå nogle år mellem beregningerne. I kapitel 6 gives et konkret bud på de fraktioner, der kan opdateres løbende, og hvilke der kan opdateres mere periodisk.

2.2 Indikatorer udviklet til LCA-vurdering

Ved udvikling af nye indikatorer for affaldsområdet på baggrund af en livscyklustankegang vil det være hensigtsmæssigt i første omgang at forholde sig til de indikatorer, som anvendes inden for LCA (se ordliste), og her især den danske UMIP-metode (se ordliste) (UMIP, 1996).

2.2.1 Miljø- og ressourceindikatorer i UMIP

I UMIP-metoden sker der kun en egentlig aggregering af data ved grupperingen i de enkelte effektkategorier som nævnt ovenfor (se karakterisering i ordliste). Men for at bringe størrelsen af effektkategorierne på samme skala, sker der for hver effektkategori også en normalisering (se ordliste) i forhold til globale eller regionale udledninger eller forbrug pr. person. Dvs. at alle udledninger og forbrug udtrykkes som personækvivalenter (PE) i forhold til de aktuelle forbrug og udledninger pr. person. Personækvivalenterne siger noget om, hvor stor andel af det eksisterende forbrug eller udledning, som kan tilskrives det undersøgte produkt eller område.

UMIP-metoden giver udover normaliseringen et forslag til, hvordan nogle effektkategorier kan vægtes (se vægtning i ordlisten), så de i højere grad er sammenlignelige - dog uden at foretage en direkte aggregering af de enkelte faktorer. Det vil dog i princippet være muligt at gøre for hhv. miljøeffekterne og ressourceforbrugene, hvilket også er gjort i flere andre sammenhænge.

Miljø- og sundhedsparametrene: Hvis der foretages en sammenvejning af de mange typer miljøbelastninger, kan man med fordel skelne mellem de human- og økotoksiske parametre og de øvrige parametre, idet førstnævnte generelt er langt mere usikre og ofte mangler gode data til opgørelserne.

Ressourceforbrug håndteres i UMIP-metoden ved at relatere forbruget af hver ressource til de samlede globale reserver af den pågældende ressource. Der skelnes mellem fornybare og ikke-fornybare ressourcer. Fornybare ressourcer vægter med 0, medmindre de indvindes i en grad, der gør at den tilgængelige mængde aktuelt reduceres. Eksempelvis ressourcen grundvand i Danmark, som i visse egne af landet bruges hurtigere, end den gendannes. De herved opnåede vægtede ressourceforbrug kan evt. aggregeres til en samlet indikator for ressourceforbrug.

Affaldsbortskaffelse ved deponering håndteres i UMIP-metoden som ovenstående 4 forskellige typer affald til deponi, idet der endnu ikke er foretaget en opgørelse af udvekslingerne med omgivelserne af forurening og ressourcer for hele deponeringperioden. Affald i deponi indgår fra alle livscyklusfaser; eksempelvis indregnes også mineaffald til de 4 affaldskategorier. Dog er de tilgængelige databaser ofte mangelfulde på det punkt. Affaldsdeponeringen kan aggregeres efter samme princip som de øvrige miljømæssige UMIP-parametre, dvs. normaliseres og vægtes med de politiske fastsatte reduktionsmål.

Arbejdsmiljø er erfaringsmæssigt vanskeligt at håndtere, hvis vurderingen omfatter mange forskellige processer. I det igangværende projekt om videreudvikling af UMIP-projektet er der udgivet en foreløbig rapport, der ud fra et eksisterende statistisk grundlag kvantificerer arbejdsmiljøbelastningen inden for en række brancher.

Affaldsbehandlings- og genvindingsindustrien er imidlertid ikke selvstændigt opgjort heri. Det skyldes dels, at branchen er forholdsvis ny og relativt lille og derfor ikke behandles selvstændigt i den generelle statistik, dels at der ikke er mange systematisk indsamlede erfaringer med arbejdsmiljø inden for genvindingsindustrien overhovedet (Schmidt, Anders pers. komm. 2000). Der er dog iværksat en række undersøgelser af arbejdsmiljøforholdene ved affaldshåndtering og dermed vil det formentlig blive muligt at skaffe de relevante data på et senere tidspunkt.

2.3 De nye indikatorer på affaldsområdet

I kapitel 4 gennemgås metoderne til beregning af nogle nye affaldsindikatorer på basis af de ressource- og miljømæssige forhold knyttet til bortskaffelse af de forskellige affaldsfraktioner. Resultaterne vil blive præsenteret på 2 grundliggende forskellige måder, som tager udgangspunkt i de samme beregningsprincipper.

2.3.1 Det grundliggende princip for indikatorberegningen

Ved beregning af de livscyklusbaserede indikatorer for affaldshåndteringen er der principielt taget udgangspunkt i, at samfundets materialeforbrug er konstant eller stigende inden for det tidsrum, beregningen skal anvendes. Det betyder, at hvis noget materiale tages ud af cirkulation, enten ved deponi eller forbrænding, skal der nye råvarer ind i systemet til erstatning for de mistede. Det er imidlertid muligt, at der ved en eventuel kortlægning af hele affaldsområdet vil være materialer, hvor denne forudsætning ikke holder. Fx for anvendelsen af materialer, der ud fra en miljømæssig betragtning er uønskede, og det er besluttet at udfase brugen helt. I den situation bliver konsekvensen fx, at genanvendelse af materialet ikke får nogen værdi.

En anden nødvendig forudsætning har været at regne på dele af livscyklussen for produkter - nemlig de dele, der vedrører råvare- og materialefremstilling samt affaldsbehandlingen. I det omfang at materialerne genvindes eller erstatter andre materialer, inden de går til grunde ved forbrænding eller deponi, indgår de også i beregningen som en reduktion af materialeforbruget.

Derimod indgår selve produktfremstilling samt brugen af produkterne ikke i beregningen. Forudsætningen har været nødvendig, da det ikke er muligt at skaffe data om fremstillingen af de produkter, der er endt i en given affaldsfraktion.

Figur 2.2
Viser det afgrænsede system der indgår i beregningerne. bemærk, at produktfremstilling og anvendelsen ikke indgår.

Denne model kan selvfølgelig diskuteres og har også betydning for, hvordan indikatorerne kan anvendes. Hvis formålet er at vurdere, hvilken "værdi" affaldet repræsenterer, bør modellen udvides til at omfatte nogle mere detaljerede betragtninger over de kasserede produkters brugsværdi og holdbarhed. Hvilke brugsegenskaber er det, vi kasserer, og hvad har det kostet af fremstille disse produkter? Sådanne betragtninger fører let til omfattende og vanskelige overvejelser om, hvordan ansvaret for produktets materiale- og brugsmæssige egenskaber skal fordeles mellem dem der designer, dem der anvender produktet, og dem der har ansvaret for håndtering af produktet ved bortskaffelsen.

Beregningsmæssigt tages der altså udgangspunkt i fremstilling af de materialer, der mistes ved affaldshåndtering på forskellig måder. Dette resultat giver en beregningsmæssig værdi for de mistede ressourcer, der let kan forveksles med en "absolut værdi" for affaldet. Eksempelvis vil 1 t aluminium, der deponeres, få højere værdi - være dyrere at bortskaffe - end 1 t aluminium, der genanvendes.

Da der som nævnt ovenfor er mange faktorer ved materialernes livscyklus, der ikke indgår i beregningen, vil det principielt være mest korrekt kun at anvende beregningerne til at se på forskelle mellem forskellige håndteringer af affaldet. Herved udlignes nogle af de ubekendte faktorer, og resultatet vil stadig kunne bruges til at sige noget om affaldshåndteringens effektivitet. Det udelukker imidlertid ikke sammenligning af forskellige materialer. Blot at det er mest korrekt at sammenligne de miljø- og ressourcemæssige besparelser, der er ved håndteringen af materialerne i forskellige behandlingssystemer.

2.3.2 Tilgængelige data

Det er vigtigt at gøre sig klart, at de grupperinger af affaldet i kilder eller fraktioner, der i dag gøres i ISAG, bunder i en række praktiske og historiske forhold. Inddelingen er ikke nødvendigvis den mest hensigtsmæssige i forhold til fx at skulle foretage en LCA- vurdering af affaldshåndteringen - og er heller ikke altid den mest hensigtsmæssige i forhold til at give overblik over, hvad der sker med forskellige materialefraktioner i affaldsbehandlingsleddet. Generelt er vægten lagt på at opgøre de materialestrømme, der behandles særskilt, fx materialer til genanvendelse.

De supplerende statistikker til ISAG (se kapitel 3), der løbende udarbejdes, har ofte til formål at kortlægge affaldsstrømmene for specifikke materialer eller produkter. Sådanne opgørelser er nødvendige for at gennemføre en LCA-vurdering af affaldsstrømmene. Samtidig danner opgørelserne grundlag for at præsentere LCA-beregningerne på materiale- og produktniveau, hvilket også vil være nyttigt i forbindelse med fx implementering af en produktorienteret miljøpolitik.

På længere sigt kan det eventuelt være relevant at forsøge at tilpasse affaldsstatistikken, hvilket også sker ad hoc i dag. Behovet for eventuelle nye kategorier, der kan lette beregningen af de LCA-baserede indikatorer, vil blive behandlet i forbindelse med nærværende projekts afprøvning af indikatorerne for udvalgte affaldsstrømme.

2.3.3 Præsentation af resultaterne

I kapitel 5 foreslås 2 måder at præsentere data på, som fokuserer noget forskelligt på affaldsproblematikken. De to forslag udspringer af overvejelserne om beregningsprincipper og tilgængelige data.

Mens den ene tilstræber at give et samlet billede af affaldets miljø- og ressourcemæssige betydning ved den nuværende håndtering, fokuserer den anden på at vise, hvilke resultater der er opnået og til dels også, hvilke potentialer der er ved at ændre affaldshåndteringen. De to måder at præsentere resultatet af indikatorberegningen på forudsætter lidt forskelligt datagrundlag og vil samtidig kunne supplere hinanden, hvis der findes data til at gennemføre alle beregninger.

Det skal bemærkes, at nye indikatorer skal ses som et supplement til de indikatorer, som allerede anvendes på affaldsområdet. Affaldsmængderne må stadig betragtes som en vigtig indikator for området og skal stadig bruges som grundlag for dimensionering af fx deponier, forbrænding samt andre behandlingsanlæg. Desuden udgør affaldsmængderne inden for de enkelte fraktioner samtidig en væsentlig del af grundlaget for beregning af de nye indikatorværdier. De nye LCA-baserede værdier forventes derimod at kunne give et væsentligt bidrag til prioritering af forskellige affaldsfraktioner eller behandlingsformer.

2.3.4 Hvilke indikatorer er relevante?

Analysen i kapitel 3 peger på, at der udover ressourceforbrug og deponeringsbehov også vil være en lang række miljøeffekter, bl.a. øko- og humantoxicitet, der er af betydning i relation til forskellene mellem de forskellige behandlingsformer for de enkelte affaldsfraktioner.

På baggrund af analysen af de tilgængelige data for affaldsbehandlingen i kapitel 3 samt det tilgængelige datagrundlag i UMIP-projektet, vurderes det realistisk at gennemføre beregninger for ressourceforbrug, energiforbrug og deponeringsbehov.

Energiforbrug anvendes ikke som en kategori i UMIP, idet energiforbruget indregnes i ressourceforbrug og afledte miljøeffekter. Det er dog relativt enkelt på grundlag af UMIP-data for energiressourcer at beregne et primærenergiforbrug (se ordliste). Ved afprøvningen vil derfor blive beregnet en parameter for primærenergi, som kan normaliseres i forhold til det samlede danske primærenergiforbrug. Energiforbruget skal i denne sammenhæng ses som et mål for en række energirelaterede miljøeffekter, hvoraf drivhuseffekten mest direkte er koblet til energiforbruget. Ressourceforbruget til energi indgår også i opgørelsen af ressourcer, men her er det netop som vægtede ressourcer, de indgår - ikke i kraft af den miljøbelastende virkning. Ved ressourceopgørelsen bør der samtidig kunne skelnes mellem energi- og andre ressourcer, ligesom det skal være muligt at skelne mellem fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer.

For de human- og økotoksiske parametre, som anvendes i UMIP-projektet, er datagrundlaget ofte mangelfuldt. Samtidig er grundlaget for beregningen mangelfuldt med hensyn til affaldsmængder, idet affaldsstatistikken ikke umiddelbart har den detaljerede opdeling i forskellige materialer, som er nødvendige for LCA-beregningerne. Dette giver anledning til at overveje, om man overhovedet skal bruge ressourcer på at regne på økotoksiske parametre som indikatorer på affaldsområdet.

Der er tidligere gjort erfaringer med at inddrage miljøeffekter i større prioriteringsprojekter. I forbindelse med projektet "Miljøprioritering af industriprodukter" (Miljøprojekt 281, 1995) blev der i første omgang kun medregnet ressource- og energiforbrug. I et efterfølgende pilotprojekt (Miljøprojekt 382, 1998) blev det undersøgt, om prioriteringerne kunne kvalificeres ved at inddrage miljøeffekter i beregningerne. Erfaringerne viste, at ressourceforbruget til dataindsamling især for toksicitetsparametrene var uforholdsmæssigt stort i forhold til udbyttet, som under alle omstændigheder var meget usikkert. Tilsvarende erfaringer er gjort i projektet Familiens miljøbelastning (Forbrugerstyrelsen, 1996), hvor inddragelse af miljøeffekterne økotoksicitet og humantoksicitet blev overvejet, men forkastet.

Det foreslås derfor, at disse parametre ikke indgår direkte i de indikatorer, der afprøves. Udeladelse af de økotoksiske parametre betyder dog at indikatorerne ikke er dækkende for vurdering af bl.a. farligt affald, som derfor bør udgå af indikatorberegningen eller suppleres med andre vurderinger.

Analysen i kapitel 3 peger også på, at der for nogle affaldsfraktioner kan være væsentlige forskelle i arbejdsmiljøpåvirkningen ved forskellige behandlingsmetoder. Det er imidlertid yderst vanskeligt at kvantificere de arbejdsmiljømæssige forhold ved genanvendelse Men principperne herfor kan opstilles jf. delprojekt om arbejdsmiljø i det igangværende udviklingsprojekt om UMIP-metoden og datagrundlaget for LCA-vurderinger. Det vurderes dog, at arbejdet hermed vil være uforholdsmæssigt stort i forhold til det forventede resultat grundet datamangel på området.

På dette grundlag er det valgt at benytte nedenstående parametre. Fastsættelse af enhederne uddybes i afsnit 4.2., og der kan findes forklaring på de anvendte enheder i ordlisten.

Ressourceforbrug (i PR – personreserver)

Ressourceforbruget opgøres ved at omregne vægten af hvert enkelt materiale til en andel af den eksisterende ressourcebasis. Altså hvor meget udgør en vægtenhed af materialet af den eksisterende mængde materiale pr. person. For de ikke-fornyelige ressourcer beregnes den eksisterende mængde pr. verdensborger, og for fornyelige ressourcer i forhold til den tilgængelig mængde pr. person i regionen. Hvis en fornyelige ressource gendannes mindst lige så hurtigt som det nuværende forbrug, er forsyningshorisonten uendelig, og forbruget vægtes til 0. Dette gælder f.eks. brug af overfladevand. Principperne følger UMIP-projektets opgørelsesmetoder (UMIP, 1996).

Energiforbrug (i PE - personækvivalenter)

Enheden for energiforbruget er en danskers årlige primærenergiforbrug, som sættes lig med en personækvivalent. Denne indgår ikke i UMIP-projektet, men anvendes her som et samlet mål for miljøbelastning ved energiomsætning.

Deponeringsbehov (i PE - personækvivalenter)

Enheden for deponeringsbehov er det aktuelle deponeringsbehov for affald i Danmark pr. person. Denne parameter anvendes i mangel af mere specifikke parametre for affaldsdeponi, som i forbindelse med LCA-metoden er under udvikling. Indikatoren adskiller sig fra UMIP-projektets 4 affaldskategorier til deponi ved at samle alt affald til deponi i en kategori.

3 Screening af miljø- og ressourceforhold ved håndtering af affald

Projektet blev indledt med en systematisk gennemgang af de 22 affaldsfraktioner, der indgår som hovedfraktioner i ISAG-systemet (se bilag A). Farligt affald blev ikke opdelt i underfraktioner, da de foreslåede indikatorer alligevel ikke forventes at kunne give væsentlige nye informationer om fraktionernes miljøeffekt.

Ved gennemgangen af miljøforholdene for de 22 fraktioner er der sat en række begrundede markeringer, der viser hvor der er væsentlige forskelle i miljø-belastninger ved typiske behandlinger af de enkelte fraktioner. Tabel 3.1 sammenfatter markeringerne, som er blevet brugt til at foretage et valg af de parametre, der skal indgå i de nye indikatorer. Datatilgængeligheden er et andet område, der har væsentlig betydning for omfanget af arbejdet ved beregning af LCA-baserede indikatorer, og resultatet fra gennemgangen er sammenfattet i tabel 3.1. Tilgængeligheden og egnethed af datagrundlaget er efterfølgende blevet behandlet mere detaljeret i kapitel 6 i forbindelse med vurdering af omfanget af at udarbejde indikatorer for hele affaldsområdet.

Det er vigtigt at holde for øje, at krydsene i tabel 3.1 er relative inden for fraktionen, og de udtrykker hvor der kan forventes at være væsentlig forskel på de typiske behandlingsmetoder. Krydset er sat ud fra en livcyklusbetragtning, således at fx forbrændt plast i stedet for genanvendt plast giver et kryds for smog-virkning. Forbrænding medfører nemlig, at der skal produceres nyt plast, som giver et bidrag til VOC-forureningen. Krydsene skal således vise, hvor "brændpunkterne" er inden for de enkelte affaldsfraktioner.

Sammenholdes tabellens oplysninger med de affaldsmængder, der er registreret inden for hver fraktion, kommer man nærmere en afklaring af hvilke affaldsfraktioner, der rummer nogle af de største miljømæssige ændringspotentialer, og hvilke der evt. kan være ubetydelige indsatsområder.

3.1 Vigtige parametre for alle fraktioner

Tabel 3.1 sammenfatter alle tabellerne fra bilag A, hvor man kan finde begrundelse for markeringerne. Den giver et overblik over hvilke parametre, der har størst betydning ved valg af behandlingsform for alle affaldsfraktioner.

Både de energirelaterede ressourcer og forureninger samt ressourcer, der ikke er knyttet til energiforbrug, er vigtige ved valg af behandlingsform for langt de fleste affaldsfraktioner. Desuden er behov for deponeringsplads en mulig konsekvens ved valg af behandlingsform for de fleste affaldsfraktioner og er således en vigtig faktor for en række affaldsfraktioner.

Udledning af toksiske forbindelser til omgivelserne er også et problem, der omfatter en stor del af affaldsbehandlingen. For de toksiske virkninger optræder der næsten i alle affaldsfraktioner tungmetaller eller persistente organiske forbindelser, der kan give anledning til problemer – for nogle behandlingsformer betydeligt mere end andre.Ved alle de affaldsfraktioner, hvor der er kryds ved energi, vil de energirelaterede forskelle mellem de forskellige behandlingsformer kunne være betydelig. Således vil der både være forskelle i påvirkning af drivhuseffekt og forsuring, som relaterer sig til energiforholdene. Alle energirelaterede miljøpåvirkninger indgår ikke i markeringerne i de øvrige kolonner.

De eneste væsentlige påvirkninger af drivhuseffekten, der ikke er relateret til energiforbrug, er udledning af methangasser fra organiske affaldsfraktioner, hvor valg af behandlingsformen kan være af betydning.

De regionale virkninger med forsurende eller eutrofierende stoffer som ikke er energirelaterede kan skyldes fx papir der ved genanvendelse giver anledning til vandforurening. Arbejdsmiljømæssige forhold er tilsyneladende knyttet til nogle bestemte fraktioner, der er meget mandskabskrævende, som fx sortering af papir og plast i delfraktioner fremfor forbrænding. Krydsene er dog sat meget skønsmæssigt ved gennemgangen.

3.2 Vurdering af datagrundlaget for alle fraktioner

Det andet emne, der blev undersøgt ved gennemgangen af de enkelte affaldsfraktioner, var en vurdering af hvilke datakilder der findes udover de grundliggende ISAG-data. Gennemgangen indgår i undersøgelsen af tidsforbruget til en samlet kortlægning af affaldsområdet i kapitel 6.

For at beregne en LCA-indikator er det nødvendigt at kunne opdele de blandede fraktioner i materialer og fordele disse på de behandlingsformer der er relevante. Kun derved vil det være muligt at knytte relevante LCA-data til bortskaffelsen af materialerne.

Det vist sig, at problemerne med datagrundlaget især vedrører de blandede fraktioner til forbrænding og deponi, idet disse fraktioner mængdemæssigt både er betydelige af størrelse, og der samtidig ikke laves løbende undersøgelser af affaldets sammensætning. Det drejer sig især om "blandet brændbart", "ikke brændbart affald" og "bygningsaffald", men også "metaller", der ikke kan specificeres yderligere. For alle de blandede fraktioner vil det kræve omfattende undersøgelser at opdatere opdelingen i materialer jævnligt.

ISAG-statistikken, som den er, egner sig således ikke så godt til at sige noget om de enkelte materialers skæbne. Det ville kræve, at man foretager en mere specifik analyse af, hvor de enkelte materialer ender ved bortskaffelsen. Dette gøres for en række materialer i de såkaldte materialestrømsstatistikker, der især er udarbejdet for en række emballagematerialer samt i en række såkaldte massestrømsanalyser som især er udarbejdet for tungmetaller. ISAG- statistikken vil især kunne bruges til at sige noget om, hvad miljøbelastningen er ved håndtering af de affaldsfraktioner, der i dag sorteres fra til oparbejdning. Hvis der findes uddybende materialestrøms/ massestrømsanalyser, vil det også være muligt at vurdere det miljø- og ressourcemæssige potentiale ved en ændret affaldshåndtering. I kapitel 6 samt bilag B vurderes omfanget af arbejdet med indsamling af data for de enkelte affaldsfraktioner.

Tabel 3.1
Forskelle i miljøbelastninger ved typiske behandlinger af de enkelte affaldsfraktioner

Se her!

3.3 Konklusion om valg af indikatorer

Undersøgelserne peger på, at de LCA-baserede indikatorerne som minimum bør og kan inddrage energi- og ressourceforbrug samt deponeringsbehov. Toksikologiske forhold er også vigtige. Men her er vurderingen, at det kan blive meget omfattende at skulle skaffe LCA-datamateriale til at bruge denne parameter som affaldsindikator. For arbejdsmiljømæssige forhold kan der endnu ikke skaffes tilstrækkelige data til analyse på samme måde som de øvrige parametre (se afsnit 2.3).

For den blandede gruppe til forbrænding er der foretaget flere undersøgelser, der fokuserer på at analysere indholdet. Her vil det formentlig være muligt at skaffe data til at udarbejde et statusbillede af miljøbelastningen og ressourceforbruget. Herved bliver det til dels også muligt at opdele de blandede fraktioner i materialer og behandlingsformer, hvilket er en forudsætning for at kunne beregne de 3 LCA-baserede indikatorer. Se endvidere kapitel 4 herom.

Screeningen peger desuden på, at der kan blive store vanskeligheder med at skaffe data for alle fraktioner. I kapitel 6 undersøges, hvor omfattende det vil være at gennemføre en LCA-indikatorberegning for den samlede affaldsbehandling i Danmark.

4 Beregningsmetode og forudsætninger

I kapitlet præsenteres de overordnede forudsætninger ved beregningsmetoden for indikatorerne ressourcer, energi og deponi. Desuden gennemgås datagrundlaget for de relevante behandlingsformer for papir, glas og aluminium, der anvendes som beregningseksempler. I bilag C er de konkrete data og forudsætninger for indikatorberegningerne gennemgået mere detaljeret for hver af de 3 eksempler.

4.1 Beregningsmetode og forudsætninger for indikatorerne

Ved beregningen af indikatorværdierne ganges affaldsmængden for den enkelte fraktion og behandlingsform med de tilhørende LCA- belastningsfaktorer. Dette gøres for hver af de 3 indikatorer.

Udgangspunktet for indikatorberegningerne er mængdedata og indikatorfaktorer, begge struktureret som nedenstående tabel 4.1. Indholdet i hver celle i tabellen med mængdedata (tabel 5.1) ganges med den modsvarende indikatorfaktor (tabel 4.3). De beregnede værdier for hver indikator adderes, så man får en samlet indikatorværdi for håndteringen af en materialefraktion. Se eksempel i tabel 4.1, hvor mængden af emballageglas (i 1998), der bortskaffes på forskellig vis, ganges med de tilhørende faktorer. Resultatet for hver af de 4 behandlingsformer lægges sammen og udgør ressource-indikatorværdien for affaldshåndtering af glas. På tilsvarende vis beregnes indikatorværdierne for primærenergi og deponibehov.

Tabel 4.1
Eksempel på indikatorberegning for glasemballage, 1998.

*) summen for eksemplet glasemballage giver ialt 1068 PR som f.eks. er grundlaget for ressourceforbruget til glasemballage i figur 5.10.

Indikatorfaktorerne er baseret på livscyklusdata for det enkelte materiale og på data for affaldshåndtering af materialerne. I det følgende opsummeres de væsentligste forudsætninger ved opgørelse af mængdedata samt for beregning af faktorerne for de enkelte faktioner.

4.1.1 Materialefraktioner og affaldsmængder

Som det fremgår af kapitel 2, er opdelingen i materialer ikke nødvendigvis identisk med affaldsfraktionerne i ISAG. Affaldsfraktionen "papir&pap" i ISAG dækker således kun papir&pap, som indsamles til genanvendelse, mens det øvrige papir indgår i blandede fraktioner, bl.a. "brændbart affald". For materialet papir vil det være nødvendigt at foretage et estimat over den samlede mængde af papir, herunder hvor store mængder papir&pap, der indgår i de blandede affaldsfraktioner som forbrændes eller deponeres.

For at kunne gennemføre beregningerne for alle affaldsfraktioner er det nødvendigt at opdele de blandede affaldsfraktioner i materialefraktioner. Sammensætningen af eksempelvis "brændbart affald" skal således opdeles på materialefraktioner som: Pap&papir, plast, glas, forskellige metaller, komposterbart affald m.m., hvilket i et vist omfang kan gøres ud fra forskellige datakilder og for nogle fraktioner skønsmæssigt.

En del af vurderingen af omfanget af en indikatorberegning for hele affaldsområdet er derfor også at fastlægge, hvorledes det på grundlag af ISAG-statistikken og andet tilgængeligt datamateriale er muligt at opdele affaldet på materialefraktioner. Der må regnes med, at opdelingen af de sammensatte materialefraktioner kun kan gennemføres hver femte eller tiende år, således at der i de mellemliggende perioder regnes med faste fordelinger af disse fraktioner.

Hvis indikatorerne skal anvendes til at følge udviklingen fra år til år, er det væsentligt at sikre, at indikatorerne er følsomme over for de forskelle, der kan trækkes ud af de årlige statistikker (ISAG og supplerende statistikker), og ikke blot afspejler udviklingen i de samlede affaldsmængder.

Ved de 3 materialer, hvor der er gennemført beregninger, har det været muligt at skaffe data ved at kombinere ISAG-statistikken med andre datakilder. De anvendte datakilder fremgår af bilag C.

4.1.2 LCA-data og allokering af genanvendelsesmaterialer

Opstilling af de 3 faktorer ressourcer, energi og deponi har taget udgangspunkt i, at det materiale, der tages ud af samfundets cirkulation ved bortskaffelsen, skal erstattes af nyt primært materiale (se afsnit 2.3). Altså hvis der deponeres 1 kg glas, skal der produceres 1 kg nyt, hvilket er en betragtning, der kan forsvares, så længe der samfundsmæssigt er tale om et konstant eller stigende forbrug, som det er tilfældet med pap&papir, glas og aluminium.

Dertil kommer, at hvis der er tale om affaldsbehandling af genanvendelses-materiale, så er noget af værdien af dette materiale mistet ved den tidligere anvendelse. For at tage højde for dette, er der taget udgangspunkt i UMIP-projektets lødighedstab (se ordliste). For hvert materiale er det således vurderet, i hvilken omfang det deponerede/forbrændte materiale består af genanvendelsesmateriale. Eksempelvis er der i tabel 4.2 angivet at papir&pap er et miks af primært/genanvendt papir&pap - skønsmæssig 50/50 fordeling for de dele, der forbrændes/deponeres. For den genanvendte del har der i forvejen været 20% lødighedstab, hvorfor der sammenlagt kun er 90% ressourcetab på papirforbrug ved deponi/forbrænding. For det papir, der går til genanvendelse, er der til gengæld regnet med 20% lødighedstab, hvilket optræder som et tab på 20%, som regnes til deponi. En stor del vedrører fyldstof i papiret.

De gennemførte beregninger er som udgangspunkt baseret på data fra UMIP-projektet og LCV-databasen. Enhedsprocesserne er generelt udformet, så de opsummerer ressourceforbrug og miljøbelastning ved produktion af 1 kg materiale. Ved at betragte systemet ud fra et affaldsbortskaffelssynspunkt har det derfor været nødvendigt at tilpasse enhedsprocesserne i de tilfælde, hvor der er et materialetab ved genanvendelse. Eksempelvis viser enhedsprocessen i LCV-basen (Miljøstyrelsen, 1998), at der anvendes ca. 1,15 kg papir til fremstilling af 1 kg genanvendt papir Det betyder, at 1 kg papiraffald til genanvendelse kun giver 0,87 kg genanvendt papir og derfor kræver det desuden fremstilling af 0,13 kg primært papir, for at der er balance i systemet. For alle materialer gælder det, at statistikken for det indsamlede materiale til genanvendelse ikke kan oplyse, hvorvidt det indsamlede materiale er af genanvendte eller primære materialer. Derfor har det for det meste været nødvendigt at regne med skønnede miks af primære og genanvendte materialer.

For aluminium gør der sig det særlige forhold gældende, at der ved forbrænding dannes aluminiumsoxid som restprodukt. Mængden er omtrent dobbelt så stor som den forbrændte mængde, hvilke er baggrunden for værdien 190% til deponi ved forbrænding af aluminium. Denne antagelse stammer fra UMIP-projektets data vedrørende forbrænding af aluminium. Men det er siden blevet undersøgt, hvor det har vist sig, at det meste aluminium til forbrænding ikke antændes, men blot ender i slaggen. Værdien bør derfor justeres ned ved en senere gennemførelse af indikatorberegningen for hele affaldsområdet. På tilsvarende vis kan værdien på 10% for lødighedstab for glas, der også stammer fra UMIP, være for høj, hvilket også bør undersøges ved en senere kortlægning.

Hvilke konkrete procenter, der er regnet med til de enkelte materialer samt bortskaffelsesprocesser, fremgår af tabel 4.2 og er begrundet i bilag C. Tabel 4.3 på næste side viser de faktorer, der er kommet ud af beregningerne. Værdierne fra tabellerne er vist grafisk i kapitel 5, hvor resultaterne også er kommenteret.

Tabel 4.2
Tabel med oversigt over anvendte enhedsprocesser og procentdele heraf

4.2 Nye LCA-data

Ved gennemførelse af beregningseksemplerne har det i et mindre omfang været nødvendigt at opdatere eller skaffe nye data.

Grundprincippet i UMIP-metoden, som vil blive benyttet til at beregne de LCA-baserede indikatorer, er at tingene gøres sammenlignelige ved at omregne ressourceforbrug og miljøeffekter til personekvivalenter (se ordliste). De herved fremkomne normaliserede værdier kan herefter ganges med en vægtningsfaktor, som angiver, hvor problematisk det pågældende ressourceforbrug eller den pågældende miljøeffekt anses for at være.

Hverken i UMIP-projektet eller LCV-basen findes der normaliserings-referencer eller vægtningsfaktorer for energiforbrug eller for deponeringsbehov for den samlede affaldsmængde.

Tabel 4.3
Beregnede faktorer (normaliserede)

De anvendte enheder er:
mPR (millipersonreserver), mPE (millipersonækvivalenter) og PE (personækvivalenter)

Ved beregningen af indikatorerne undlades vægtning af de normaliserede data, da det alligevel ikke vil give mening at aggregere dem yderligere. Især faktorerne ressourcer og energi er det ikke hensigtsmæssigt at samle til én indikator, da førstnævnte også rummer energiressourcer, og der ved sammenlægning ville blive tale om at tælle energien med to gange. Desuden ville en vægtning kunne skabe unødvendig debat om indikatorernes gyldighed.

Den manglende vægtning betyder, at indikatorerne baseret på de tre parametre må betragtes som et indikatorsæt, hvor man skal være meget varsom med at drage sammenligninger mellem de tre indikatorer.

Normalisering af indikatorerne har i øvrigt praktisk den funktion, at indikatorerne normalt kan præsenteres på den samme skala (og dermed på samme figur), og i nogle sammenhænge er lettere at forklare betydningen af. Hvis formålet blot er at opnå samme størrelsesorden, kunne man i stedet indeksere indikatorerne. Derved ville de kunne sættes på samme skala uden først at blive normaliserede - men omvendt vil normaliseringen heller ikke forhindre en efterfølgende indeksering. Ved præsentationen af resultaterne i kapitel 5 benyttes begge metoder.

4.2.1 Normaliserede ressourceforbrug

Ressourceforbruget knyttet til de processer, som omfattes af beregningen, opgøres i første omgang absolut i enheden ton. For at kunne sammenligne og aggregere forbruget af flere råstoffer er der i UMIP-metoden udviklet en beregningsmetode, hvorved forbruget for hver enkelt råstof relateres til reservernes størrelse.

I UMIP-metoden tales der om "det vægtede ressourceforbrug" angivet i personreserver (se ordliste). I virkeligheden svarer det til at normalisere i forhold til de globale reserver, hvad angår de metaller og mineraler, for hvilke der er opgørelser af globale reserver.

For de fornyelige ressourcer træ og vand benyttes i UMIP-metoden lokale normaliseringsreferencer, der tager udgangspunkt i en vurdering af det aktuelle forbrug og forsyningshorisonten ved en stadig forarmelse af sådanne reserver. Forsyningshorisonten er eksempelvis for træ og grundvand sat til flere hundrede år, hvorved sådanne fornyelige ressourcer normalt ikke kommer til at dominere opgørelserne.

I tabel 4.3 er vist en samlet værdi for fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer, men beregningerne er gennemført således, at resultaterne kan opdeles i de to grupper ved opslag i resultattabellerne i bilag D.

For sand, grus og andre mineraler, der udvindes og bruges regionalt, er der generelt ingen opgørelser af globale reserver i UMIP/LCV, og i nærværende projekt har det derfor været relevant at foretage et skøn for nogle af disse. Det drejer sig om sand og grus samt svovl i ren form. For sand og grus pegede undersøgelsen på, at faktorerne herfor i forhold til andre ressourcer vil være ganske ubetydelige. Overvejelserne herom indgår i bilag C.

4.2.2 Normalisering af energiforbrug

Energiforbrug til forskellige processer kan ikke umiddelbart findes i LCV-databasen, da energiforbrug ved UMIP-metoden repræsenteres med de tilhørende ressourceforbrug og miljøeffekter. Primærenergiforbruget (se ordliste) til de processer, der er omfattet af beregningen, kan imidlertid beregnes ud fra brændværdien for de anvendte energiressourcer. Der er ved omregningen skelnet mellem fornyelige og ikke-fornyelige energiressourcer, og data for hver enkelt kan findes i baggrundsmaterialet, selvom der kun er vist en samlet værdi i tabel 4.3. Normaliseringsreferencen for energiforbrug beregnes på grundlag af Danmarks samlede primærenergiforbrug i 1998.

I forhold til affaldsforbrænding har det været relevant konkret at vurdere, hvilke konsekvenser affaldsforbrænding har for primærenergiforbruget ved andre energiforsyningsanlæg, der leverer el og varme i Danmark. Overvejelser herom indgår i UMIP-projektet, men det har været nødvendigt at opdatere datagrundlaget i forbindelse med nærværende projekt, da det for nogle materialer kan være en afgørende parameter. Samtidig er der de seneste år sket store forandringer på området. Beregningerne og overvejelserne bag er gennemgået i bilag C.

4.2.3 Deponeringsbehov

Deponeringsbehovet opgøres i første omgang absolut i tons. I UMIP opdeles i 4 forskellige former for affald til deponi, der normaliseres i forhold til den samlede affaldsmængde for hver af de 4 affaldstyper. Til brug for indikatorberegningerne har vi valgt at oprette en samlet deponeringsfaktor for alle fraktioner som helhed. Normaliseringsreferencen for deponering sættes til det samlede deponeringsbehov i Danmark i år 1999.

Det kan synes unødvendigt at have deponeringsbehovet med som selvstændig parameter, da de samlede mængder, der deponeres, i forvejen fremgår af affaldsstatistikken. Det er dog en anden størrelse, som her beregnes, idet deponeringsbehovet beregnes i et livscyklusperspektiv. Det vil sige at eksempelvis deponering af affald ved fremstilling af råmaterialer også medregnes i deponeringsbehovet.

Et minus med denne indikator er dog, at deponering af 1 kg stadig regnes med samme værdi, uanset om det er bly eller glas, som deponeres. Så længe der i LCA-sammenhæng ikke er udviklet vægtningsfaktorer (på grundlag af effektfaktorer), som kan anvendes til at angive, hvor problematisk deponering af de forskellige materialer må betragtes at være, vurderes det at være uden for rammerne af nærværende afprøvning at foretage en indbyrdes vægtning. Heller ikke UMIP-projektets opdeling i 4 kategorier løser dette problem, hvorfor vi har valgt kun at beregne en værdi for deponering i alt.

4.3 Beregningernes praktiske udførelse

Beregningerne af miljøbelastning og ressourcetabet ved deponering og alternative behandlingsmetoder beregnes på grundlag af UMIP-data ved hjælp af et databaseprogram, der kan beregne og holde styr på de mange mellemresultater. Til det formål er der anvendt et program udviklet af I/S ØkoAnalyse i forbindelse med projektet Familiens Miljøbelastning (Forbrugerstyrelsen, 1996).

Beregningen gennemføres således, at de enkelte bidrag til alle parametrene for miljøbelastning og ressourcetræk kan spores tilbage til de enkelte processer. Bilag D indeholder tabeller, hvoraf det fremgår, hvilke enhedsprocesser og affaldsmængder der indgår i beregningerne. Der er også tabeller, der viser de karakteriserede og normaliserede værdier (se ordliste) for de 3 indikatorer, fordelt på de tre materialefraktioner både pr. kg affald og for affaldsmængden totalt.

Først efter en vurdering af datakvaliteten er der foretaget en aggregering af de udvalgte faktorer, som er opført i tabel 4.3. Herved er det muligt at undersøge, om der er nogle væsentlige bidrag, der mangler. Når vurderingen er foretaget, kan man benytte de aggregerede data til at beregne ressource-energi og deponeringsfaktoren for de enkelte materialer, der skal ganges med de relevante affaldsmængder.

Til de forskellige præsentationsformer for resultaterne - herunder også de to grundliggende forskellige modeller, er der regnet videre på de beregnede faktorer og mængder i et regneark. I bilag D er vist de anvendte data og resultater, og her er det også muligt at finde resultaterne yderligere opdelt på hhv. energiressourcer og andre ressourcer samt fornyelige og ikke-fornyelige energikilder.

5 Resultater af beregningen

Ved beregning af indikatorværdierne for de tre affaldsfraktioner papir&pap, glasemballage og aluminium, tages der udgangspunkt i de faktorer for hhv. ressourcer, energi og deponi, som blev beregnet i kapitel 4 og bilag C. Faktorerne kan ganges ind i affaldsmængderne for de forskellige behandlingsmetoder, hvorved indikatorværdierne fremkommer. Beregningen er nærmere beskrevet i kapitel 4, og i det følgende præsenteres og kommenteres resultaterne.

Nedenfor præsenteres først de affaldsmængder, der er grundlag for indikatorberegningerne både ved præsentation af resultater for model A og B (afsnit 5.1). De to præsentationsformer er beskrevet nærmere i kapitel 1.

Derefter præsenteres og kommenteres de anvendte beregningsfaktorer der indgår i model A (afsnit 5.2). I afsnit 5.3 præsenteres resultaterne for indikatorberegningen jf. model A.

I afsnit 5.4 indledes kort med en beskrivelse af, hvordan affaldsdata og indikatorværdier beregningsmæssigt håndteres for at danne grundlag for præsentationsmodel B. Ved model B sættes der fokus på de opnåede gevinster ved den aktuelle affaldshåndtering i forhold til blot at deponere det hele.

De to modeller adskiller sig ikke kun i måden at præsentere resultaterne på, men også i hvad der medtages i præsentationen. I praksis anvendes de samme grunddata som udgangspunkt. Den væsentligste forskel ved datagrundlaget er, at hvor model A kræver viden om det samlede forbrug af materialer i samfundet og affaldsbehandlingen, kræver model B kun specifik viden om affaldsbehandlingen og det aktuelle potentiale for genanvendelse af materialer, hvilket uddybes i afsnit 5.4.

5.1 Affaldsmængder til beregningerne

De beregnede faktorer for hvert materiale skal multipliceres med affalds-mængderne fordelt på behandlingsform. Affaldsmængderne fremgår af Tabel 5.1. Baggrunden for beregningen af mængderne er gennemgået i det foregående kapitel samt i bilag C.

Tabel 5.1
Affaldsfraktioner til forskellig håndtering i Danmark

* ekskl. pantflasker

5.2 Præsentation af beregningsfaktorer

De faktorer, som anvendes til model A til beregning af indikatorerne, er vist i tabel 4.3. Faktorerne er yderligere illustreret i de følgende figurer. Datagrundlaget for beregningerne af de enkelte faktorer for de 3 materialefraktioner og relevante behandlingsformer fremgår af bilag D.

5.2.1 Ressourcefaktorer

Ressouceværdierne opgøres i PR, som er personreserver – ofte blot benævnt personreserver – og udtrykker forbruget i forhold til den kendte reserve af en ressource for alle verdensborgere (se ordliste). Beregningen af ressourcefaktoren for en materialefraktion bygger på opgørelse af ressourcefaktorer for hver enkelt ressource, der medgår til produktion af materialefraktionen. I bilag D fremgår det for hver enkelt materialefraktion hvad hver enkelt ressource bidrager med. Kommentarerne til de følgende figurer er baseret på de bagvedliggende talværdier.

Af figur 5.1 fremgår det, at for papir vejer det ikke-energirelaterede, ressourceforbrug tungest, hvilket for en stor del skyldes forbrug af ressourcen svovl til fremstilling af papir. Den store tyngde, svovl får ved opgørelsen, skyldes, at svovl har en kort forsyningshorisont, når man blot ser på traditionelt tilgængelige kilder. Imidlertid er der store svovlressourcer bundet i fossile brændsler, og disse udnyttes i dag i stigende omfang. Man vil derfor kunne argumentere for, at ressourceopgørelsen for svovl burde give en lavere værdi, der tager højde for sådanne kilder (se bilag C). I UMIP-projektet har man undladt at normalisere svovl (sat værdien til 0), hvilket heller ikke synes at være korrekt. Eksemplet peger således på at LCA- metodikken stadig er under udvikling.

For glasemballage vejer energiråstofferne derimod tungest (se figur 5.2). Dette resulterer i, at der ressourcemæssigt ikke er særlig markant forskel på, om glasset genanvendes eller deponeres, da der er et væsentligt energiforbrug ved omsmeltning af glasset, mens der er en stor gevinst ved at genbruge glasemballage uden omsmeltning. Ressourcemæssigt (og også energimæssigt) er der altså en stor gevinst at opnå ved at genbruge en større mængde direkte som emballageglas frem for at genanvende glasset fra skår.

Det samlede ressourceforbrug knyttet til behandling af 1 ton aluminium fremgår af 5.3. Ved genanvendelse eller affaldsforbrænding produceres der sekundære materialer, hvorved der kan spares på de jomfruelige materialer; henholdsvis aluminium og sand/grus. Som det fremgår er figuren og tabel 4.3, er ressourcebesparelsen ved forbrænding af aluminium ubetydelig sammenlignet med ressourceforbruget til produktion af nyt aluminium til erstatning for det, som tabes. Dette er dog baseret på en antagelse om at aluminium forbrændes helt (se bilag C).

I relation til ressourcefaktorerne (se figur 5.1 - 5.3) springer det i øjnene, at aluminium adskiller sig meget markant fra de to andre materialefraktioner, hvor faktoren pr. ton er 30 højere end for papir og 150 gange højere end for glas. Årsagen er, at brugen af bauxit til aluminiumfremstilling vægter tungt på trods af en lang forsyningshorisont for bauxit. Brugen af energiråstoffer bidrager kun lidt til den samlede ressourceforbrug knyttet til produktion af aluminium, da der i høj grad er tale om vandkraft, som ressourcemæssigt vejer meget lidt (se figur 5.3). Hvor meget de enkelte råstoffer bidrager med til ressource faktorerne, fremgår af databilag D. Det er således også muligt at opdele bidragene på fornyelige og ikke fornyelige ressourcer, hvilket kun er medtaget i figur 5.4 – 5.6. Generelt vejer de fornyelige ressourcer kun lidt – hvilket bunder i opgørelsesmetoden (se ordliste).

Figur 5.1
Samlet ressourceforbrug knyttet til behandling af 1 ton papir og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

Figur 5.2
Samlet ressourceforbrug knyttet til behandling af 1 ton glas og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

Figur 5.3
Samlet ressourceforbrug knyttet til forskellige former for behandling af 1 ton aluminium og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

5.2.2 Energifaktorer

Energifaktoren udtrykker, hvor meget primærenergi (se ordliste), der netto medgår ved forskellig håndtering af de 3 affaldsfraktioner. Enheden er her mPE_DK98 pr. 1000 tons materiale. Primærenergiforbruget i Danmark var i 1998 160 GJ pr. person, og en mPE er derfor lig med 160 MJ. Energiforbruget som indikator vil især være anvendelig som et samlet mål for miljøbelastningen ved energianvendelse og afvejer i modsætning til ressourcefaktoren fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer i forhold til hinanden. I figur 5.4 – 5.6 er det derfor angivet, hvilken del af energiforbruget der stammer fra fornyelige og ikke-fornyelige energiressourcer.

Nyt papir fremstilles hovedsageligt på basis af fornyelige energiressourcer, træ og vandkraft. Af figur 5.4 fremgår det, at papiret ved forbrænding substituerer ikke-fornyelige energiressourcer. Målt i personækvivalenter er resultatet ved forbrænding af papir et primærenergiforbrug i form af fornyelige energiressourcer på godt 100 mPE pr. ton, hvilket er lidt mere end ved genanvendelse af papir.

Beregningen viser således, at der på trods af energigenvindingen ved affaldsforbrænding er en energimæssig gevinst ved genanvendelse af papiret, om end gevinsten skal sammenholdes med det større forbrug af ikke-fornyelige energikilder ved genanvendelsen. Energiforbruget ved genanvendelse af papir er imidlertid i størrelsen 50% af energiforbruget ved produktion af nyt papir.

Figur 5.4
Samlet primært energiforbrug knyttet til behandling af 1 ton papir ved forskellige affaldshåndteringer. Bemærk primærenergiforbruget beregnes ved at trække søjlens venstre side (den negative del) fra højresiden. Forbrænding af papir placeres således energimæssigt dårligere end genanvendelse og bedre end deponering.

Figur 5.5
Samlet primært energiforbrug knyttet til behandling af 1 ton glasemballage ved forskellige affaldshåndteringer.

Figur 5.5 viser, at for glasemballage er primærenergiforbruget ved genbrug af glas markant mindre end ved omsmeltning af glasskår. Omsmeltning er dog lidt bedre end deponering hvis man kun betragter primærenergiforbruget.

Af figur 5.6 fremgår det, at primærenergiforbruget ved genanvendelse af aluminium er langt mindre end andre affaldshåndteringsmetoder – hvilket ikke er overraskende. Samtidig fremgår det, at selvom det er forudsat, at aluminium forbrænder, hvis det kommer i affaldsforbrændingsanlæg (se bilag C), så er den opnåede energigevinst relativt lille i forhold til gevinsten ved genanvendelse.

Figur 5.6
Samlet primært energiforbrug knyttet til behandling af 1 ton aluminium ved forskellige affaldshåndteringer.

5.2.3 Deponeringsfaktorer

Deponeringsfaktoren udtrykker hvor meget affald til deponi, der dannes ved forskellig håndtering af de 3 typer affald. Enheden er her PE_DK98 pr. 1000 tons materiale. Den deponerede mængde affald i Danmark var i 1998 403 kg pr. person, dvs. at en PE for affald til deponi = 403 kg.

Figur 5.7 viser, at ved deponi af papir er mængden lidt større end de knap 2,5 PE, selve papiret til deponi udgør. Det skyldes, at der også deponeres lidt affald i forbindelse med fremstillingen af papiret. Ved genanvendelse af papir sker der også noget deponi af affald fra genanvendelsesprocessen - især fyldstofferne fra papiret ender ofte i slam til deponi. Forbrænding af papir giver også noget slagge, som bl.a. skyldes indholdet af ubrændbare fyldstoffer i papiret. Samtidig giver forbrændingen også en besparelse på primær energi som kul, og sparer dermed også affald til deponi fra udvinding og forbrænding af kul. Når mængden er mindre ved forbrænding af papir end ved genanvendelse, skyldes det især, at en meget stor del af slaggen fra forbrænding bruges til bygge- og anlægsarbejde, der regnes som genanvendelse og dermed ikke optager plads til deponi.

For glas (figur 5.8) deponeres omtrent samme mængde som mængden af glas til deponi - dvs. at der er ikke er noget væsentligt bidrag i forbindelse med fremstilling af glas. Desuden udgør mængden til deponi ved forbrænding 40% af mængden, idet 60% af slaggen ved forbrænding genanvendes til bygge- og anlægsarbejde. Både genanvendelse og genbrug giver anledning til meget lille mængde til deponi.

Figur 5.9 viser deponi af affald ved de forskellige affaldshåndteringer af aluminium. Udover den deponerede affaldsmængde skal der fremstilles nyt aluminium, der giver anledning til en meget stor deponeret mængde i forbindelse med fremstillingen. Ved forbrænding vil aluminium også skulle genfremstilles, og der dannes en betydelige mængde slagge. Slaggemængden er ca. dobbelt så stor som aluminiumsmængden, forudsat at det hele forbrænder (se bilag C). Det skyldes, at der ved forbrænding dannes aluminiumoxid. Til gengæld genanvendes ca. 60% af slaggen som fyldmateriale. Resultatet er, at med hensyn til deponibehov er der ikke væsentlig forskel på direkte deponi eller forbrænding af aluminium. Kun ved genanvendelse kan der opnås en betydelig reduktion af deponibehovet.

Figur 5.7
Samlet deponibehov knyttet til behandling af 1 ton papir og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

Figur 5.8
Samlet netto deponibehov knyttet til behandling af 1 ton glas og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

Figur 5.9
Samlet netto deponibehov knyttet til behandling af 1 ton aluminium og produktion af erstatningsmateriale ved forskellige affaldshåndteringer.

5.2.4 Forskelle på faktorerne for de 3 materialer

På såvel energi- som ressourcefaktorerne ses der for aluminium meget markante forskelle mellem genanvendelse og behandling på anden måde. For papir spares godt halvdelen af energi- og ressourceforbruget ved genanvendelse frem for deponi. For glas ses, at der selv om materialerne genvindes, er et betydeligt ressource- og energiforbrug i størrelsen 50-70% af forbruget, hvis materialerne blot blev deponeret. For energifaktorerne er forskellen mellem aluminium og de øvrige materialer mindre markant, men stadig udtalt (se figur 5.4 - 5.6).

Det forholder sig naturligvis anderledes, når man ser på deponeringsfaktoren, hvor der er en markant effekt af genanvendelse (se figur 5.7-5.9). Deponeringsfaktoren er ca. 3 gange højere for aluminium, der deponeres end for glas, som deponeres. Forskellen er et resultat af, at der ved produktionen af primært aluminium dannes en væsentlig mængde affald, som indgår i beregningen. For papir ses den effekt, at deponeringen ved genanvendelse er større end deponeringen ved affaldsforbrændingen, da fyldstofferne i papiret bliver deponeret ved genanvendelsen. Desuden bevirker afbrænding af papir, at der spares kul og dermed bliver der mindre affald til deponi fra kulproduktion og forbrænding.

For aluminium er deponeringsfaktoren kun lidt mindre ved affaldsforbrænding end ved deponering, idet en del af aluminiumet ved forbrændingen oxideres, og der dermed skabes betydelige affaldsmængder (se bilag C). Man kan med rette indvende, at en lignende oxidation vil finde sted på længere sigt ved deponering, ligesom organisk affald vil blive omsat. Men der er for at forenkle beregningerne generelt ikke regnet med langsigtede ændringer af materialerne ved deponering. Genanvendelse af slagge fra affaldsforbrænding til fyld mv. udgør 60% af den producerede slagge og flyveaske (Orientering nr. 17, 2000), hvilket indgår i beregningen.

5.3 Indikatorer for affaldets samlede belastning (model A)

Ved beregning af indikatorværdierne ganges faktorerne for de 3 affaldsfraktioner (se tabel 4.3) med affaldsmængderne for de forskellige behandlingsmetoder (se tabel 5.1). Beregningen er nærmere beskrevet i kapitel 4, og i det følgende præsenteres og kommenteres resultaterne.

Af figur 5.10 ses at indikatorværdierne tegner lidt forskellige billeder af de tre materialefraktioners relative betydning som affald betragtet ved den aktuelle affaldshåndtering. Det ses, at de 3 indikatorer giver væsentligt forskellige resultater, som supplerer hinanden.

I denne og de øvrige figurer, der viser indikatorværdier, er der for overskuelighedens skyld ikke foretaget opdeling af ressourcerne i energiressourcer og andre ressourcer samt opdeling af primærenergien i fornyelige og ikke-fornyelige kilder. Opdelingen kan man se ved at betragte figur 5.1- 5.6, eller i bilag D, hvor resultaterne findes opdelt.

Figur 5.10
Forbrug af ressourcer, energi og deponibehov ved behandling af affald og produktion af erstatningsmaterialer.

Følgende enheder er benyttet: Ressourceforbrug: PR_WDK90 ,energiforbrug: PE_DK98 , deponeringsbehov: PE_{AFFALD DK98}. Værdierne for deponeringsbehov skal ganges med 10. Det skal pointeres, at de tre indikatorer kun er vist på samme figur af praktiske årsager. Hver indikator skal læses for sig.

Resultaterne kan også illustreres relativt som vist i figur 5.11, hvor de 3 materialer er sat i forhold til hinanden. Det ses af figuren, hvor meget hver materialefraktion udgør af den samlede indikatorværdi. Figur 5.11viser, at aluminium på trods af de langt mindre affaldsmængder end de to andre materialefraktioner, udgør et betydeligt bidrag med hensyn til ressourceforbrug. Papir udgør det væsentligst bidrag med hensyn til energi, hvilket måske ikke er så overraskende. At papir også udgør et væsentligt bidrag til ressourceforbruget skyldes bla. den store ressourcemæssige vægt svovl er tillagt ved opgørelsen, hvilket diskuteres i afsnit 5.2.1.

Figur 5.11 giver en fornemmelse af, hvad de 3 indikatorer sætter fokus på og viser samtidig, at affaldsmængden i sig selv giver et markant anderledes billede. Der kan således være gode grunde til at operere med flere indikatorer for at få et dækkende billede af affaldssituationen.

Figur 5.11
De tre undersøgte affaldsfraktioners relative bidrag med hensyn til de tre indikatorer og affaldsmængder.

Da formålet med indikatorerne også er at illustrere effekten af tiltag inden for affaldsområdet, er det væsentligt, at indikatorerne kan anvendes til at følge udviklingen.

I figur 5.12 er vist affaldsmængder og de tre indikatorer for glas opgjort for hhv. 1991, 1995 og 1998 indekseret i forhold til 1991. Den samlede mængde af glasaffald er i perioden steget ca. 20%, og energi og ressource- indikatorerne er tilsvarende sammenfaldende steget 10-15%. Den mindre stigning i indikatorerne er et resultat af øget genanvendelse, men resultaterne viser, at det samlede ressource- og energiforbrug knyttet til brugen af glas er steget i perioden trods tiltag inden for affaldsområdet. Deponeringsfaktoren er derimod faldet 20% , hvilket er et udtryk for, at glas, der bliver forbrændt, til dels bliver genanvendt sammen med slaggen fra affaldsforbrændingsanlægget.

Figur 5.12
Udviklingen i affaldsmængde samt de tre indikatorer for glas i 1991, 1995 og 1998, hvor 1991 er sat til index 100. Bemærk at ressource- og energiindikatorerne er sammenfaldende for de 3 år.

For aluminium foreligger der kun en detaljeret materialestrømsanalyse for 1994 (se bilag C), og det er derfor ikke muligt at lave en opgørelse, hvor udviklingen følges eksempelvis fra 1991 til 1998. Det må forventes, at den øgede brug af genbrugsstationer og ordninger for indsamling af elektriske og elektroniske produkter har øget indsamlingen af aluminium, men det må samtidig forventes, at affaldsmængden er steget. Det er dog ikke uden en opdatering af den foreliggende massestrømsanalyse muligt at afspejle denne udvikling.

Afprøvningen viser, at det er meget relevant at have metallerne med, hvis de livscyklusbaserede indikatorer skal anvendes på hele affaldsområdet. Hvad angår indikatoren for ressourceforbrug må der regnes med, at en række af de øvrige metaller vil bidrage væsentligt i lighed med aluminium. Ved normaliseringen til verdens reserver for de enkelte metaller kan selv metaller, som omsættes i små mængder, men med lille genanvendelse, bidrage væsentligt til det vægtede ressourceforbrug. Hvad angår energiforbrug, er aluminium en sværvægter, og de øvrige metaller - bortset fra jern og stål - vil formentlig bidrage væsentligt mindre end aluminium.

5.4 Indikatorer med fokus på de realiserede besparelser (model B)

Forskellen mellem præsentation A og B ligger først og fremmest i, hvad præsentationen fremhæver. Mens A fokuserer på de samlede affaldsmængder, fokuserer B på de opnåede besparelser i ressourcer, energiforbrug og deponi ved den aktuelle affaldshåndtering i forhold til blot at deponere alt affaldet.

De grundliggende beregningsprincipper med hensyn til livscyklusdata og mængdedata er de samme for de to modeller. I princippet kan indikatorværdierne for præsentationsmodel B beregnes ved at tage udgangspunkt i to scenarier, hvoraf det ene er beregningen for model A, der viser indikatorværdier for den aktuelle affaldshåndtering. Derudover beregner man et alternativt affaldsbehandlingsscenarie, hvor det antages at alt affald deponeres. Indikatorværdierne til præsentation af model B finder man derefter ved at beregne forskellen mellem de to scenarier. Derved fremkommer indikatorværdier for de ressourcemæssige, energimæssige og deponerings-mæssige fordele, der er realiseret eller opnået ved den nuværende affaldshåndtering fremfor blot at deponere alt affaldet.

Endelig kan man tilføje en beregning af et 3. scenarie, hvor man antager af en optimering af affaldshåndteringen gennemføres fuldt ud. Forskellen mellem dette scenarie og den nuværende håndtering viser det potentiale, der er ved en optimering af affaldshåndteringen. Det indgår også i præsentationsmodel B i det følgende.

Beregningsmæssigt er der dog foretaget en forenkling af proceduren ved at omregne faktorerne fra model A (tabel 5.1) til et sæt faktorer for model B (tabel 5.2). Omregningen er foretaget ved for hver enkelt faktor og materiale at beregne forskellen mellem deponi og de øvrige håndteringer, og de anvendte grunddata er således de samme som beskrevet for model A. Kolonnen deponi i tabel 5.2 er 0 for alle felter, og positiv eller nul for de øvrige behandlingsformer. Det viser, at deponi altid er det ringeste alternativ i de beregnede eksempler.

Tabel 5.1
Beregnede faktorer, model b. Besparelse i forhold til deponi ved forskellige bortskaffelsesmetoder.

De anvendte enheder er:
mPR (millipersonreserver), mPE (millipersonækvivalenter) og PE (personækvivalenter)

Præsentation af data i model B matcher de data godt, der findes for affaldshåndteringen i affaldsstatistikken. Den viser først og fremmest indikatorværdier for de mængder, der indsamles til oparbejdning, mens de mængder, der deponeres, ikke bidrager til indikatoren. Hvis man ønsker at beregne potentialet ved en optimering af affaldshåndteringen, må der tilføjes nogle supplerende data fra anden statistik end affaldsstatistikken samt vurderes, hvor store mængder det er muligt at indsamle af en materialefraktion. Det diskuteres i de følgende afsnit.

5.4.1 Værdien af genanvendte materialer og de potentielle besparelser

Her diskuteres principperne for hvad der aktuelt er den optimale genanvendelse, og hvordan den kan beregnes i forbindelse med en indikatorberegning.

Hvis man eksempelvis ser på aluminium, er den almindeligste praksis i forbindelse med genanvendelse, at en række aluminiumslegeringer blandes sammen, og at der ved genanvendelsen næsten udelukkende produceres højtlegeret støbealuminium. Mulighederne for fremtidig genanvendelse af dette støbealuminium vil være væsentligt mere begrænset end genanvendelse af de lavtlegerede aluminiumstyper. Sidstnævnte udgør hovedparten af det aluminium, der i dag bortskaffes til genanvendelse. Det vil således på længere sigt være optimalt at holde aluminiumslegeringerne adskilt ved genanvendelsen.

Ved genanvendelsesprocessen bliver en del aluminium ydermere oxideret og deponeres i form af aluminiumoxid. På nogle få norske smelteværker sker der en oprensning og genanvendelse af dette aluminiumoxid. Denne proces vil i relation til ressourcebevarelse være optimal i forhold til den mere almindelige smelteproces. Den optimale genanvendelse adskiller sig således noget fra den form for genanvendelse, der i dag er mest udbredt.

Hvis der for hver bortskaffelsesform skulle foretages en detaljeret analyse af den bedst tilgængelige teknologi og indhentes data for denne, ville opgaven med dataindhentning og datavurdering imidlertid hurtigt blive meget omfattende. Det foreslås derfor, at defineringen af den optimale form for genanvendelse håndteres mere pragmatisk, således at der eksempelvis i relation til aluminium regnes med gennemsnitsdata for den europæiske genvindingsindustri hentet fra LCV-databasen. Udover at forenkle dataindsamlingen har det den fordel, at man undgår meget omfattende udredninger af beregningsforudsætninger.

Når den direkte genanvendelse som metal sammenlignes med energigenvinding ved affaldsforbrænding eller genanvendelse af aluminiumsoxid i form af slagge fra affaldsforbrænding, vil genanvendelse som metal under alle omstændigheder være det optimale.

I relation til den aktuelle genanvendelse er problemet ikke kun hvilke belastninger der er knyttet til genanvendelsen. Det kan bestemmes konkret i forhold til den faktiske genanvendelse (i det omfang data foreligger). Problemet er også at bestemme, hvad det er, som faktisk substitueres ved genanvendelsen, og hvilken kvalitet (værdi) det genvundne materiale skal tillægges.

Udgangspunktet er, at vi vil foretage en beregning, som omfatter alt det materiale, der genvindes. Hvorledes ville alt det aluminium, som i dag produceres ved genanvendelse, være blevet produceret, hvis der ikke var genanvendelse? Og hvorledes ville den fjernvarme, som i dag kommer fra affaldsforbrænding, være produceret, hvis der ikke skete energigenvinding ved forbrændingen?

Det ved vi faktisk ikke, og især på energiområdet vil udviklingen ikke kun være styret af markedsøkonomiske mekanismer. I lighed med tilgangen, som anvendes til at bestemme den optimale genanvendelsesform, vil vi derfor anvende en pragmatisk tilgang, hvor der tages udgangspunkt i nogle gennemsnitsbetragtninger. Dog har vi for varmeproduktion ved affaldsforbrænding fortaget en nærmere undersøgelse i bilag C. Det vil i tilknytning til eksemplet aluminium sige, at der regnes med de data, som i LCV- databasen repræsenterer gennemsnit for europæisk produceret aluminium. For danskproduceret kraftvarme har vi foretaget en konkret vurdering af, hvilken betydning afbrænding af affald på danske affaldsforbrændingsanlæg har for kulforbruget.

5.4.2 Potentielle besparelser ved optimering af affaldshåndteringen

Indikatorerne i beregningsmodel B har til formål at vise den realiserede og potentielle besparelse i relation til de tre parametre. Hvor den realiserede besparelse kan baseres på ret sikre mængdedata og i det hele taget er mindre diskutabel, er det nødvendigt at gøre flere antagelser med hensyn til den potentielle besparelse.

I de anvendte beregningseksempler er den potentielle besparelse beregnet som følger:

For papir&pap er der anvendt et teoretisk potentiale, hvor 87% af det samlede papirforbrug genanvendes på lignende måde, som papir&pap genanvendes i dag. Det vil ikke være muligt at nå højere indsamlingsprocenter, idet en del af papiret, der udgøres af aftørringspapir, ender i dagrenovation eller i kloaksystemet. I affaldsstatistikken (Rendan, 1998) anslås det realistiske potentiale for genanvendelse af papir til 80%. Se evt. bilag C.

Der er desuden taget højde for, at papirmaterialet mister lødighed ved genanvendelsen. Potentialet udtrykker således en teoretisk maksimumsgrænse. Der vil kunne opnås yderligere besparelser, hvis papir&pap direkte genbruges, men dette vil formentlig kun være praktisk muligt for en lille del af transportemballagen, og det er ikke forsøgt at estimere, hvor stor en andel af papir&pap der ville kunne genbruges direkte.

For glasemballage er der angivet to teoretiske potentialer. Et niveau, hvor der kun forudsættes genbrug ved vask af det glas, der genbruges i dag, og al resten genvindes ved omsmeltning. Der vil dog formentlig være en mindre mængde emballageglas, der ikke kan indsamles til genanvendelse, fordi det er forurenet på forskellig vis, så 100% genanvendelse vil i praksis ikke være mulig at opnå. Det skal bemærkes, at genbrug af flasker til øl og sodavand ikke indgår i beregningen, der omfatter andre former for emballageglas.

Ved det andet potentialeniveau regnes der med at 100% af glasaffaldet potentielt kan genbruges som flaske-/glasemballage - også det, der omsmeltes i dag. At opnå en så høj genbrugsgrad vil formentlig kræve væsentlige ændringer i anvendelsen af glas til emballage og et indsamlingssystem, hvor glassene ikke knuses (fx standard emballagetyper, som kendes fra øl og vand). I dag knuses en betydelig del ved indsamlingen. Der er således tale om et teoretisk potentiale, men det er ikke umiddelbart muligt at vurdere, hvad et realistisk potentiale udgør.

For aluminium regnes der med en 100% genindvinding. Der vil ved genanvendelsesprocessen være et tab af størrelsesordenen 5%, som er indregnet i denne proces. Der vil således løbende blive tilført nyt aluminium, og det vil være muligt at gennemføre et kredsløb uden tab, som er begrundet i materialeforringelsen ved genanvendelse. I praksis vil det med den nuværende brug af aluminium til emballage være meget vanskeligt (eller umuligt) at opnå så høje genanvendelsesprocenter, idet den del i vidt omfang ender i dagrenovationen.

De realiserede og teoretisk fastsatte potentielle besparelser med hensyn til ressourcer, energi og deponeringsbehov er vist i figur 5.13 - 5.15. Til sammenligning er vist de realiserede og potentielle besparelser, hvis de var opgjort i affaldsmængder i Figur 5.16.

Sammenlignet med papir&pap og aluminium er de realiserede besparelser ved genanvendelse af glas ret beskedne både med hensyn til ressourcer og energi. Det skal understreges, at genbrug af flasker til øl og sodavand ikke indgår i beregningen. Der er dog på energisiden et potentiale for besparelser, hvis glasemballagen direkte genbruges.

Figur 5.13
Realiserede besparelser ved den nuværende affaldshåndtering og mulige potentialer for besparelse i ressourceforbrug knyttet til behandling af tre materialefraktioner. "potentiale 2" er genbrug af alt emballage-glas ved vask.

Figur 5.14
Realiserede besparelser ved den nuværende affaldshåndtering og mulige potentialer for besparelse af primær energiforbrug knyttet til behandling af tre materialefraktioner. "potentiale 2" er genbrug af alt emballage-glas ved vask.

Figur 5.15
Realiserede besparelser ved den nuværende affaldshåndtering og mulige potentialer for besparelse i deponibehov knyttet til behandling af tre materialefraktioner. "potentiale 2" er genbrug af alt emballage-glas ved vask. Bemærk at potentialet ved øget genanvendelse af papir &pap giver øget behov for affaldsdeponi for restmateriale fra genanvendelse (den negative del af søjlen). Se også figur 5.4.

Figur 5.16
Realiserede besparelser ved den nuværende affaldshåndtering og mulige potentialer for besparelse opgjort som affaldsmængder knyttet til behandling af tre materialefraktioner. "potentiale 2" er genbrug af alt emballage-glas ved vask.

I figur 5.17 er vist udviklingen i de realiserede besparelser knyttet til bortskaffelsen af glasaffald i perioden 1991-1998. Figuren er udelukkende baseret på de beregnede faktorer og data hentet fra ISAG. Det mønster, som ses, er på en måde en spejling af mønstret, som fremgår af figur 5.12, idet det her ses, at de samlede besparelser til en vis grad er en funktion af øget affaldsmængde. Der er dog tillige er en effekt af forbedrede behandlings-metoder, da besparelsen målt i de tre indikatorer stiger mere end affaldsmængden.

Figur 5.17
Realiserede besparelser ved genanvendelse af glas i perioden 1991-1998 vist som indekserede værdier for de 3 indikatorer sammenholdt med udviklingen i mængden af glasaffald.

For aluminium vises udviklingen i den realiserede besparelse i figur 5.18. I bilag C er der angivet en metode til - på grundlag af oplysningerne fra Danmarks Statistik - at estimere mængderne af aluminium, der behandles ved genanvendelse. For at afprøve om metoden er robust og faktisk synliggør en udvikling, er de indsamlede mængder beregnet for en række år og vist som indekserede værdier i figur 5.18. Der er kun beregnet udviklingen i ressourcebesparelsen.

Figur 5.18
Realiserede ressourcebesparelser ved genanvendelse af aluminium i perioden 1991-1998.

For at illustrere, hvorledes de forskellige materialefraktioner bidrager til den samlede besparelse, er der i figur 5.19 vist data for 1991, 1995 og 1998 for energibesparelserne opnået ved den praktiserede affaldsbehandling fremfor blot at deponere alt affald. Samlet set er besparelsen øget med ca. 40% gennem 90'erne.

Figur 5.19
Realiserede energibesparelser ved genanvendelse af papir&pap, glas og aluminium i 1991, 1994/95 (Alu:1994 øvrige 1995) og 1998.

5.4.3 Afslutning

De forskellige måder at præsentere indikatorerne på sætter fokus på forskellige forhold ved affaldsbehandlingen. Et vigtigt argument for valg af præsentationsform B frem for A vil være mulighederne for indsamling og opdatering af datagrundlaget. Det undersøges i det følgende kapitel.

6 Mulighederne for at anvende indikatorerne på hele affaldsområdet

I bilag B er gennemgået forudsætningerne, og i det følgende gives et samlet overslag over tidsforbruget til 3 relevante alternativer:

6.1.1 Tidsforbrug til beregning af livscyklusbaserede faktorer

Fremskaffelse af data til beregning af de livscyklusbaserede faktorer til gennemførelse af beregningerne skal hovedsagelig ske første gang, beregningen gennemføres. Ved de løbende årlige opgørelser af de realiserede besparelser vil det ikke være hensigtsmæssigt at opdatere faktorerne, da det ville kunne resultere i, at indikatorerne i højere grad afspejler ændringer i faktorerne fremfor i udviklingen i affaldshåndteringen.

Ved vurdering af hvor tidskrævende det vil være at fremskaffe livscyklusdata for de materialer og behandlingsprocesser, som skal indgå i statusopgørelsen, er der taget udgangspunkt i en vurdering af, hvor mange materialer og affaldsbehandlingsprocesser, det kan dreje sig om. Som udgangspunkt er der tale om at langt de fleste materialer principielt vil kunne indgå i affaldet. Der vil dog være nogle, som kan udelades, fordi de indgår i ubetydelig mængder.

Hvis det antages, at der inden for hver af de 3 fraktioner metaller, plast og olie- og kemikalieaffald laves opgørelser for 7 materialer, og inden for hver af de øvrige 12 fraktioner i afsnit 6.1 laves opgørelser for 2 betydende materialer, giver det i alt ca. 45 materialer, der kan håndteres på 2-4 forskellige måder hver. Dette giver i alt 90-180 livscyklusbaserede datasæt. Heraf vil en del dog være mere eller mindre ens, f.eks. forbrænding af forskellig typer plast med samme energiindhold.

En meget stor del af disse LCA-data findes i forvejen, selvom det kan være nødvendigt med opdateringer heraf. Hvis det forudsættes, at 10-20 datasæt enten ikke eksisterer, og 10-20 skal opdateres for at kunne anvendes, vil det største arbejde med beregning af de livscyklusbaserede indikatorer udgøres af disse.

Det skal i denne sammenhæng betænkes, at det for de foreslåede indikatorer blot drejer sig om at skaffe data for ressourceforbrug, hvoraf energiforbruget kan udledes samt data for vurdering af deponibehovet i hele materialets livscyklus. Derved er opgaven begrænset betydeligt i forhold til at skaffe de relevante data. Skønsmæssigt vil arbejdet med at skaffe LCA-data kunne gøres inden for ca. 2 mandmåneder. Dette arbejde skal gennemføres, uanset om man vælger at lave den omfattende statusopgørelse (model A) eller en indikatorberegning for de realiserede besparelser (model B). Ved årlig opdatering af indikatorberegningerne må det forventes at der skal bruges ca. ½ mandmåned til opdatering af LCA-data.

6.2 Tidsforbrug til at estimere mængderne af de enkelte materialefraktioner

Mulighederne for og tidsforbruget til at lave generelle beregningsprincipper for beregning af affaldsmængderne for de enkelte materialefraktioner bliver gennemgået i bilag B og kort sammenfattet her.

De sammensatte affaldsfraktioner, som eksempelvis "dagrenovation", er sammensat af en række materialefraktioner og vil være repræsenteret i beregningen af disse materialer. Det vil sige, at der for hvert materiale også skal anslås, hvor meget af materialet der fx forbrændes via dagrenovation og storskrald.

Oplysninger om datakilder til mængdedata er gennemgået i bilag B, hvor der er en oversigt i tabel 2.1. Tabellen er ikke medtaget i hovedrapporten, da den på visse områder er ufuldstændig. For hver materialefraktion er angivet datakilder og anslået usikkerhed på data. Usikkerhederne er groft anslået af forfatterne efter bedste evne. Da de største usikkerheder knytter sig til de mængder, som ikke genanvendes, er det desuden angivet, hvor stor en andel af den samlede affaldsmængde, der indsamles til genanvendelse. Som det fremgår af tabellen, vil det for en række materialer være nødvendigt at supplere oplysningerne fra ISAG og de supplerende materialestrøms- statistikker over de samlede mængder, der bortskaffes. Desuden kan der især for metaller findes nyere massestrømsanalyser, som også vil kunne anvendes. For at være anvendelige skal undersøgelserne være gennemført inden for de seneste 5 år.

Det vurderes, at det vil være gennemførelsen af statusopgørelser, der vil udgøre den største del af tidsforbruget til opstilling af det samlede beregningsprincip og fremskaffelse af mængdedata til at gennemføre den første beregning af indikatorerne. Det samlede tidsforbrug til opdatering af statusopgørelser er i bilag B anslået til 12-30 mandmåneder. Ved beregningen kan der spares noget, hvis det vælges at bruge de eksisterende massestrømsanalyser for nogle af metallerne fra 1994 eller fra eventuelle, lignende opdaterede undersøgelser. Med det som forudsætning vil tidsforbruget til opstilling af det samlede beregningsprincip være i størrelsen 10-20 mandmåneder.

I stedet for en omfattende statusopgørelse kan der alternativt vælges en beregning af de realiserede besparelser for hele affaldsområdet samt beregning af realistiske potentialer for yderligere optimering af affaldshåndteringen (model B). Første gang vil opstilling af denne model især kræve indsamling af data koncentreret om den nuværende forbrænding eller genanvendelse af materialer. Dertil kommer en vurdering af de realistiske besparelses-potentialer. Det skønnes at ville kunne gennemføres inden for 3-5 mandmåneder - afhængigt af, hvor mange materialer det vurderes at være realistisk at genanvende.

6.2.2 Årlig beregning af indikatorer

Årlige opgørelser af de realiserede besparelser (model B) skønnes at kunne gennemføres med et tidsforbrug i størrelsesordenen 1 mandmåned til dataindsamling og selve beregningen. En væsentlig del af denne tid vil skulle bruges til at hente og kontrollere data vedrørende metaller fra Danmarks Statistik.

Udover selve opdateringen af datagrundlaget skal der afsættes nogle mand-dage til præsentation, vurdering og afrapportering af udviklingen, hvilket skønsmæssigt vurderes at tage 5-10 manddage afhængigt af formidlingskravene.

6.2.3 Samlet vurdering af opdateringens omfang

Gennemgangen af tidsforbruget til udarbejdelse af en statusopgørelse samt de løbende opdateringer af de realiserede besparelser er opsummeret i tabel 6.1. Bemærk, at der i de årlige opdateringer er medregnet tid til rapportering.

Tabel 6.1
Samlet tidsforbrug til statusopgørelse og årlige beregninger af indikatorerne

7 Diskussion

Projektet har til formål at vurdere muligheden for at udvikle nogle indikatorer for miljøbelastningen ved håndtering af alt affald. Undersøgelsen har omfattet dels fastlæggelse af formålet med indikatorerne og dels en vurdering af de tilgængelige beregningsmetoder, det relevante datamateriale samt tidsforbruget til gennemførelse af indikatorberegningen for hele affaldsområdet. I det følgende opsummeres de overvejelser, der er fremkommet i løbet af projektet.

7.1 Formålet med indikatorberegningen

Med udgangspunkt i de nuværende opgørelser af affaldshåndteringen, når undersøgelsen frem til at der kan være behov for at supplere opgørelsen med en kvalitativ vurdering af affaldsstrømmene. Formålet kan dels være en prioritering af indsatsen i forhold til de enkelte materialefraktioner, dels en prioritering mellem de forskellige behandlingsformer.

I projektet arbejdes der med to forslag til beregning af indikatorer, benævnt model A og B, som beregningsmæssigt er omtrent ens, men datamæssigt kræver lidt forskellige input.

Hvis formålet er at skaffe et overblik over de forskellige affaldsfraktioners relative bidrag til ressource- og miljømæssig påvirkning af omgivelserne, er model A mest relevant. Herved får man mulighed bl.a. for at udpege de områder, hvor affaldets miljøbelastning vil kunne reduceres ved at reducere affaldsproduktionen eller ved at fremme anvendelsen af andre materialer ved produktfremstillingen. Perspektivet er interessant, men lægger i høj grad op til forandringer i vareproduktionen og ændring af forbrugsvaner, hvilket er uden for nærværende projekts fokusområde.

Hvis ønsket derimod er at fokusere på de miljø- og ressourcemæssige gevinster og potentialer der er ved optimering af affaldshåndteringen inden for hele affaldsområdet, vil model B være tilstrækkelig. Gennemføres model B for alle affaldsfraktioner, vil det være muligt at identificere de største ressource- og miljømæssige besparelser ved affaldshåndteringen. Det vil også være muligt at supplere med beregninger, der fokuser på, hvilke fraktioner der rummer de største potentialer for yderligere besparelser. Endelig vil der være mulighed for at afgrænse opgørelsen til nogle udvalgte fraktioner, hvor man ønsker at vurdere de ressource- og miljømæssige gevinster ved valg af forskellige affaldsbehandlingsformer.

7.2 Vurderingsmetoder

Den gennemførte afprøvning, herunder den gennemførte beregning samt de fremkomne resultater, lægger op til en diskussion af, i hvilken grad de beregnede indikatorer bidrager med informationer, der ikke allerede er til rådighed. Her er der to interessante pointer.

Den ene er, at der er tale om livscyklusbaserede indikatorer, hvilket betyder, at der også indregnes forhold ved de enkelte materialer, som er forårsaget af, at materialerne har givet anledning til energiforbrug, ressourceforbrug og affaldsdeponering ved fremstillingen. Eksempelvis vil udvinding af mineraler give anledning til affald fra minedriften. Det betyder, at indikatoren for deponering af affald i flere tilfælde kan give overraskende resultater.

Samtidig indgår der også virkninger af affaldshåndteringen - fx godskrivning af energi ved forbrænding eller genanvendelse/deponi af slagge fra forbrændingen. At sådanne forhold har en betydning for vurderingen af affaldsbehandlingen har klart vist sig ved afprøvning på de tre materialer.

Den anden pointe er, at en opgørelse, hvor de 3 indikatorer anvendes, resulterer i et væsentligt anderledes billede af affaldsfraktionernes relative betydning end de rene mængdeopgørelser. Især viser beregningen, at aluminium på trods af relativt små affaldsmængder tæller betydeligt, når ressourceindikatorer anvendes. Omvendt tæller ressourcer som f.eks. sand, der udgør grundlaget for glas, næsten ikke. Dette kan give anledning til nye overvejelser om, hvilke tiltag der er mest relevante at fremme inden for affaldshåndteringen.

I afsnit 5 vurderes de enkelte indikatorer, og hvilke miljø- og ressourceforhold de sætter fokus på i forbindelse med de afprøvede affaldsfraktioner. Det ser ud til, at ressourceforbrug og energiforbrug supplerer hinanden på en hensigtsmæssig måde. Selvom der på nogen måder er tale om overlapning, fordi energi både indgår i indikatoren for ressourcer og primærenergi, så udtrykker de to indikatorer meget forskellige forhold ved energianvendelsen. Mens energi som ressource lægger vægten på de ikke-fornyelige ressourcer, så udtrykker indikatoren for primærenergi i høj grad miljøbelastning med f.eks. drivhusgasser og forsurende stoffer. Som supplement til ressourcefaktoren er energifaktoren således væsentlig. Energiforbrug som indikator har den fordel sammenlignet med de fleste miljøeffekter, at der er tale om en ret indiskutabel parameter, hvor det er relativt nemt at aggregere flere former for energiforbrug.

På grund af vægtningen af ressourcer i UMIP-metoden vil tab af en begrænset ressource, som fx kobber, syne mere end fx træ, der i princippet gendannes, hvis mængderne ikke overudnyttes. Denne dimension er et vigtigt resultat af UMIP-projektet, som gør det muligt at diskutere ressource-problematikken på en langt mere kvalificeret måde end tidligere. Fx har princippet kunnet anvendes til at vurdere, om anvendelsen af slagge er et spørgsmål om ressourcebesparelser eller snarere et spørgsmål om at reducere deponeringsbehovet. Beregningen viste, at i den store sammenhæng har reduktionen af deponeringsbehovet langt større betydning end ressource-besparelsen ved at erstatte grus.

7.2.1 Mangler ved LCA-datagrundlaget

Der er flere eksempler på at LCA-metoderne er mangelfulde, bl.a. hvad angår datagrundlaget. Med hensyn til ressourceparameteren er det afgørende, at der findes relevante oplysninger om forsyningshorisonten for de enkelte råstoffer. Et eksempel fra projektet på at der mangler bedre data er svovl, hvor der mangler en opgørelse af verdens reserver, der tager højde for udvindingen af svovl fra brændsel. Hvis man blot indregner reserver af relativt let tilgængeligt svovl, vil ressourcefaktoren for fx papir blive meget påvirket af denne ene faktor.

Med hensyn til deponeringsfaktoren må den stadig betragtes om et midlertidigt mål, indtil der i forbindelse med videreudvikling af LCA-metoderne kommer en afklaring af, hvordan de miljømæssige konsekvenser af deponering skal opgøres. Især for organiske materialefraktioner, eksempelvis papir, resulterer deponering ikke i et blivende behov for deponeringskapacitet, men vil resultere i dannelsen af bl.a. drivhusgasser. Samtidig mangler deponeringsfaktoren i rene mængder en vægtning af miljøbelastningen ved forskellige affaldsfraktioner til deponi.

Ved valget af parametre er der foretaget en forenkling, hvor miljøeffekter af praktiske årsager er skåret fra. Ved kun at afspejle ressourceforbrug, energi og deponeringsbehov kan indikatorerne give et skævt billede og lægge op til prioriteringer inden for affaldsområdet, som ville være uhensigtsmæssige ud fra et bredere miljøeffektsynspunkt. Derfor skal indikatorerne inden for fraktioner, hvor der er miljøfarlige stoffer involveret, fx tungmetaller eller persistente organiske forbindelser, suppleres med andre vurderinger af affaldsmængderne. Dette gælder fx ved vurdering af alt farligt affald, hvor de 3 indikatorværdier ikke vil kunne stå alene.

7.3 Vurdering af datagrundlaget

Ved undersøgelse af det eksisterende datagrundlag i kapitel 6 viste det sig, at en kortlægning, der opgør alle affaldsstrømme (model A), kun vil være mulig at gennemføre, hvis der samtidigt iværksættes en relativt omfattende undersøgelse af en række materialefraktioner, bl.a. ved opdateringer af eksisterende massestrømsanalyser eller materialestrømsstatistikker.

Den anden præsentationsmodel, der viser de realiserede besparelser (model B), vil med en mindre omfattende indsats kunne anvendes som en indikator, som årligt beregnes på grundlag af eksisterende affaldsstatistik suppleret med andre typer undersøgelser og statistikker. Den vil kunne vise, om de mål, der sættes på genanvendelsesområdet, nås, og vil også kunne tilføjes information om hvilke potentialer, der er for øget genanvendelse af en materialefraktion.

7.4 Konklusioner og anbefalinger

Et vigtigt omdrejningspunkt i projektets diskussioner har været, hvilke indikatorer det er muligt at beregne i forhold til ønskerne om, hvad indikatorerne skal vise. Det har resulteret i, at beregningerne er præsenteret på to forskellige måder, som hver har deres styrker og svagheder. For begge modeller gælder, at det grundet datausikkerheder og -mangler vil være tale om, at indikatorerne må betragtes som et støtteværktøj til en beslutningsproces, der inddrager flere faktorer. En løbende offentliggørelse af indikatorværdierne til en bredere kreds vil kræve formidling af en række forudsætninger og forbehold.

Indikatorberegningen jf. model A, vil kunne give en slags statusbillede for den ressource- og miljømæssige betydning af de fleste affaldsfraktioner, men er som ovenfor beskrevet ganske omfattende. Samtidig vil de resultater, der frembringes, først og fremmest kunne bruges til en diskussion af, hvor der er behov for at reducere affaldsmængderne ved indgreb i produktions- og forbrugsleddet, hvilket ligger uden for målet med nærværende projekt.

Model B vil imidlertid være egnet til at opfylde det væsentligste formål med indikatorberegningen, nemlig at udpege de mest betydelige ressource- og miljømæssige potentialer ved yderligere optimering af affaldshåndteringer.

Samtidig vil model B også kunne dokumentere, at den hidtidige indsats for miljømæssig optimering af affaldshåndteringen faktisk har givet resultater.

Model B vil kunne gennemføres inden for 8 mandmåneder første gang og vil kunne opdateres årligt med en indsats på omkring 2 mandmåneder (inkl. fremskaffelse og opdatering af LCA-data).

En væsentlig forudsætning for vurderingen af tidsforbruget er, til hvilken kreds resultaterne skal formidles. Ved præsentation af de enkelte resultater er der i afprøvningen tilstræbt en balance mellem forenkling og aggregering, der skal tilfredsstille den interesserede affaldsekspert. Derfor er en række tal blevet henvist til bilagsmaterialet. Skal resultater af en indikatorberegning for hele affaldsområdet formidles til en bredere kreds, skal der formentlig ske yderligere aggregering af de præsenterede resultater. Samtidig skal der findes en formidlingsform for den mere detaljerede dokumentation, og her vil en form for elektronisk formidling i databaseform være oplagt, da man derved kan give brugeren redskaber til at søge den ønskede information. Formidling af denne type er dog ikke med i de ovenfor nævnte projektoverslag.

8 Ordliste

8.1 Livscyklustermer

8.2 Indikatorparametre

8.3 Affaldstermer

9 Referencer

Affald 21, Miljøstyrelsen, 1999. Publiceret på www.mst.dk .

Affaldsbekendtgørelse, 2000. Bekendtgørelse om affald. Bek. 619 af 27/6-2000. Miljøstyrelsen 2000.

Affaldsinfo.dk, 2000. Glas, flasker og skår 1997. Affaldsstatistik. Affaldscenter for Affaldsminimering og Genanvendelse, Nejrup, D. 1998. + opdatering 1998 via www.affaldsinfo.dk. Videncenter for affald, 1998.

Affaldsinfo.dk, 2000. Returpapir 1997. Materialestrømsovervågning. Hansen, G. & A. Christensen, Rendan A/S, 1998 + opdatering 1998 via www.affaldsinfo.dk.

APME. 1998. Eco-profiles of the European plastics industry. Report 16. PET film production. Association of Plastics Manufacturers in Europe. Bruxelles.

Arbejdsrapport 400, 1999. Life Cycle Assesment of Packaging Systems for Beer and Soft Drinks. Refillable Glass Bottles. Miljøstyrelsen 1999.

Arbejdsrapport 478. Miljøprofiler for aluminium i LCA-perspektiv. Miljøstyrelsen, 1999.

BEK. 655, 2000. Bekendtgørelse nr. 655 af 27/06/2000: Bekendtgørelse om genanvendelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsarbejder.

DCA 1999A. Notat om PVC, imprægneret træ og asbest i bygge- og anlægsaffald. Dansk Center for Affald.

DCA, 1999B. Affaldshåndbogen. Videncenter for affald og genanvendelse, 1999.

DFF, statistik 98/1999. Årlig statistik for danske Fjernvarmeværker. Danske fjernvarmeværkers forening.

Domela, Ilonka og Nejrup, Dorte, 1999. Kompoststatistik, Videncenter for affald og genanvendelse, 1999.

DS 1996. Råstofindvindingen i Danmark 1994. Statistiske Efterretninger 1996:6.

E2, 2000. Livscyklusvurdering af dansk el og kraftvarme, LCA af dansk el og kraftvarme. E2, Elsamprojekt m.fl. 2000.

Energistyrelsen, 2000A. Energistatistik for Danmark, 1999. Energistyrelsen på www.ens.dk .

Energistyrelsen, 2000B. Energiproducentstatistik, 1999. Specialudtræk af statistik.

Eriksen, 1998. Anne Lone Eriksen. Bygge- og anlægsaffaldsstatistikken, 1996. Videncenter for affald, marts 1998.

Forbrugerstyrelsen, 1996. "Miljøbelastningen ved en families aktiviteter".

Hansen, Gert, 1999. Emballageforsyningsmængden i Danmark 1997. Videncenter for affald og genanvendelse i 1998, revideret juni 1999.

Jacobsen, F., Skov- og Naturstyrelsen. Personlig oplysning, november 2000.

Jacobsen, H. & G. Hansen. 1997. Plastemballagestatistik 1997. Videnscenter for Affald og Genanvendelse.

Jensen, J.B. 1998. Evaluering af sand, grus og stenressourcer på det danske havområde. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelser, Kbh.

Kesler, S. E. 1994. Mineral resources, economics and the environment. Macmillan, New York.

Miljøprojekt 264, Dagrenovation fra private husholdninger. Miljøstyrelsen, 1994.

Miljøprojekt 281, Miljøprioritering af industriprodukter, Miljøstyrelsen 1995.

Miljøprojekt 382, Industriprodukters miljø- og sundhedseffekter, Miljøstyrelsen 1998.

Miljøprojekt 387. Lassen, C. & E. Hansen. 1998. Økologisk råderum for brug af ikke-fornybare ressourcer. Miljøstyrelsen, 1998.

Miljøprojekt nr. 294, 1995. Miljøøkonomi for papir og papkredsløb. Dalager, S. m. fl., Miljøstyrelsen, 1995 København.

Miljøprojekt nr. 484.Lassen, C. E. Hansen, T. Kaas & J. Larsen. 1999. Aluminium – massestrømsanalyse og vurdering af mulighederne for at minimere tab. Miljøprojekt nr. 484. Miljøstyrelsen, København.

Miljøprojekt, 341, 1997. Miljøeffekter og ressourceforbrug for 3 grafiske produkter i et livscyklusperspektiv. Miljøstyrelsen, 1997.

Miljøprojekt, 473. Miljøstyrelsen, 1999: Spildevandsslam fra kommunale og private renseanlæg i 1997. Miljøstyrelsen, 1999.

Miljøprojekt, 493. Scenarier for øget genanvendelse af dagrenovation samt vurdering af arbejdsmiljø, Miljørådet for Renere Produkter; Teknologisk Institut; Econet AS; BST Århus, 1999

Miljøstyrelsen, 1998. LCV-tool.

Miljøstyrelsen, 1999. LCA af affald. Igangværende projekt af COWI, Elsamprojekt, DHI Vand og Miljø, IPU og dk-TEKNIK.

Nejrup, D. 1998. Glas, flasker og skår 1997. Affaldsstatistik. Affaldscenter for Affaldsminimering og Genanvendelse. Se også affaldsinfo.dk, 2000.

Orientering nr. 3, 1999 samt nr. 17, 2000. Affaldsstatistik 1998 og 1999, Miljøstyrelsen. Publiceret på www.mst.dk.

Schmidt, 2000. Inddragelse af arbejdsmiljø i LCA. Anders Schmidt, dk-teknik 2000 (forventes udgivet af MST senere på året).

UMIP, 1996. Miljøvurdering af produkter af Henrik Wenzel m.fl., Miljøstyrelsen, 1996.

USGS. 1999. Mineral Commodity Summaries. US Geological Survey, Washington D.C.

Vejledning nr. 2/1991. ISAG-Informationssystem for affald og genanvendelse. Terminologi og brugervejledning. Miljøstyrelsen, 1991.

Bilag

Bilag A
Screening af affaldsområdet

Referencer til bilaget findes i hovedrapporten

1 Affaldsfraktioner og miljø

Der vil i tilknytning til alle affaldsfraktioner være nogle generelle aspekter som bliver omtalt i det følgende. Ligeledes beskrives kort det statistiske grundlag, der eksisterer for affaldsområdet. I bilag B suppleres dette med en mere detaljeret vurdering af omfanget ved at skaffe relevante data for en indikatorberegning.

I relation til genanvendelse af produkter og materialer vil der blive skelnet mellem tre niveauer af genanvendelse:

Genbrug, hvor produktet anvendes igen, evt. efter rengøring (fx genbrug af ølflasker).

Direkte genanvendelse, hvor de sekundære materialers kvaliteter udnyttes fuldt ud i de nye produkter (fx omsmeltning af glas til produktion af nye flasker).

Indirekte genanvendelse, hvor materialerne anvendes igen, men hvor materialernes kvaliteter kun delvist udnyttes (fx genanvendelse af glas i form af slagger fra affaldsforbrænding). Indirekte genanvendelse svarer til det engelske "downcycling". Indirekte genanvendelse, hvor det er materialernes energiindhold der udnyttes, vil blive betegnet som energigenvinding.

Affaldsminimering ved mindskelse af affaldsmængden vil - alt andet lige - mindske miljøeffekterne i relation til behandling af affaldet. Miljøeffekter knyttet til de tidligere livscyklusfaser vil kun blive inddraget i nærværende analyse i det omfang de har indflydelse på de valg, der bliver taget i forbindelse med affaldsbehandling og genanvendelse som er projektets omdrejningspunkt.

Alle processer vil i et vist omfang kræve energi, og der vil i et livscyklusperspektiv derfor være knyttet en række energirelaterede miljøeffekter og ressourceforbrug til alle valg inden for affaldsområdet. I tilknytning til mange processer udgør energiforbruget en væsentlig del af bidraget til især drivhuseffekt og forsuring. Energiforbruget bidrager herudover også til et ressourceforbrug af såvel fornyelige som ikke-fornyelige energiressourcer.

Energiforbruget har også en væsentlig betydning i forbindelse med fx affaldsforbrænding, hvor der sker en udnyttelse af affaldets energiindhold til varme og i mindre grad elproduktion. Ved en livscyklusbetragtning af affaldsbehandlingen vil man nødvendigvis skulle inddrage de miljø- og ressourcemæssige konsekvenser af at affaldet erstatter andet brændselsforbrug. Andre behandlingsformer, fx forgasning af affaldet, udnytter også affaldets energiindhold, men bevarer desuden samtidig materialeressourcerne. Inden for nærværende projekt vil sådanne perspektiver blive inddraget, når det er relevant.

For ikke at skulle gentage ovenstående om energiforbrugets konsekvenser for alle de relevante affaldskategorier, vil der i det følgende blive angivet, når der er væsentlige forskelle i energiforbrug i tilknytning til de enkelte valg, uden at de deraf afledede miljøeffekter og ressourceforbrug vil blive uddybet. Ved at behandle energien selvstændigt vil øvrige ressource- og miljøforbrug vedrørende bestemte affaldsbehandlinger fremgå specifikt i gennemgangen.

1.1.1 Datagrundlag

Miljøstyrelsen indsamler data om affald og genanvendelse. Siden 1993 er der årligt udgivet en samlet affaldsstatistik, hvor det væsentligste datagrundlag kommer fra en lovpligtig indberetning til Miljøstyrelsen fra alle affaldsbehandlingsanlæg – det såkaldte ISAG-system.

ISAG-indberetningen dækker ikke den totale affaldsproduktion i Danmark. Fx er kulfyrede kraftværker fritaget for indberetning til ISAG, idet tallene fås ved direkte henvendelse til Elsam og Elkraft. Tilsvarende fås tal for slam fra kommunale rensningsanlæg til udspredning på landbrugsområder ved at benytte amtskommunernes indberetninger til Miljøstyrelsen om slamproduktion samt data for affald fra sukkerfabrikkerne. Endelig fås visse import- og eksportal af affald fra genvindingsindustrien og Miljøstyrelsens registreringer i forbindelse med import og eksport af affald i henhold til EUs forordning om transport af affald.

For en række områder udarbejdes der mere uddybende statistiske undersøgelser af forskellige affaldstyper. Videncenter for affald og genanvendelse (tidligere Rendan) udarbejder en række enkeltstående såvel som løbende statistiske undersøgelser af fx husholdningsaffald, emballagemængder og kompost.

For kemikalieaffald er der i 1997 vedtaget nogle væsentlige ændringer af indberetningerne til ISAG-systemet (Affaldsbekendtgørelse, 2000) idet EU kræver mere specifikation af hvad affaldet indeholder. Dette har man tidligere kunne danne et billede af ved at trække på oplysninger fra Kommunekemi, der førhen har været den eneste behandler af farligt affald i Danmark.

Med hensyn til genanvendelsesområdet har ISAG-systemet den svaghed, at det kun opfanger de faktisk sorterede fraktioner. Det betyder at fx. fraktionen papir og pap kun dækker over den mængde der udsorteres til genanvendelse. ISAG giver altså ikke et inetryk af det faktiske potentiale, da en stor del af papiret er indeholdt i den blandede kategorier "diverse brændbart" affald.

For at få et overblik over potentialerne for genanvendelige materialer og genanvendelsesprocenter for de enkelte fraktioner er man nødt til at sammenholde forsynings-statistikkens tal for fx papirforbrug med de indsamlede mængder. Dette er gjort for en række områder, og potentialerne for genanvendelsen er i vidt omfang opsummeret i regeringens affaldshandlingssplan (Affald 21, 1999) samt i de detaljerede årsopgørelser eller opgørelser fra Videncenter for affald. På en række områder - især for metallerne - er der lavet detaljerede masse-strømsanalyser, der giver et godt statusbillede af forbrug og affaldsbehandling.

1.1.2 Opdeling i kategorier

I denne screening af den nuværende og mulige behandling af de forskellige affaldsfraktioner, tages udgangspunkt i STANDAT-kodeliste niveau 1 (Vejledning 2, 1991). Opdelingen er løbende blevet tilpasset, senest med den nyeste affaldsbekendtgørelse (Affaldsbekendtgørelse, 2000). Bl.a. er opdelingen af papir og plast samt farligt affald, såsom slam, forbrændingsrester samt alt fra klinisk affald til olieaffald, blevet specificeret yderligere. Et væsentligt element i den nyeste affaldsbekendtgørelse er afstemningen med den kommende EU-lovgivning om affaldsstatistik.

Udover ISAG-systemets data er der tilføjet grupper med restprodukter og spildevandsslam. Enkelte fraktioner behandles samlet i nærværende tekst. For hver fraktion er der en kort bemærkning om hvad der er indeholdt.