| Indhold |

Miljøprojekt nr. 804, 2003

Ressourcebesparelser ved affaldsbehandlingen i Danmark

Indholdsfortegnelse

Bilag

Bilag 1, Materialemængder, potentialer og behandlingsformer

Bilag 2, Databilag (i excel-format)

Bilag 3, Resume af review gennemført af IPU.

Forord

Projektet er udarbejdet i forlængelse af metodestudiet "Affaldsindikatorer" (Miljøstyrelsen, 2002e). Her blev der opstillet tre indikatorer for ressourcer, energi og deponibehov som kan supplere de mængdemæssige opgørelser af affaldsstrømmene. Formålet med projektet har været at udarbejde en grov kortlægning af den danske affaldsbehandling samt vurdere potentialet for forbedringer ved en optimeret behandling opgjort med de 3 indikatorværdier. Projektets resultater skal indgå i diskussionen af den kommende handlingsplan på affaldsområdet som skal afløse affald 21 som er gældende frem til 2004.

Projektet er støttet af Miljørådet. Projektarbejdet har været fulgt af en styregruppe med følgende medlemmer:

Lone Lykke Nielsen, Miljøstyrelsen (formand)
Lone Kielberg, Miljøstyrelsen
Berit Hallam, Miljøstyrelsen indtil 1/8 2002
Karsten Krogh Andersen, DHI, fra 1/8 eget firma
Henning Jørgensen, RenoSam
Peter Kjær Madsen, ATS indtil august, 2002
Caroline Kirkegård, ATS fra september, 2002

Projektet er udarbejdet af:

Claus Lübeck Christensen, COWI
Erik Hansen, COWI
Elisabeth Holst Christensen, COWI
Ole Dall, COWI

Efter udarbejdelse af 2. udkast den 25/11-2002 besluttede Miljøstyrelsen at iværksætte et review af rapportudkastet. IPU har udført reviewet som gav anledning til ændringer - især i de anvendte energidata - som er indarbejdet i den endelige udgave af rapporten. IPU’s resumé af reviewrapporten er vedlagt som bilag 3.

Vi takker for de bidrag og kommentarer vi har fået undervejs – det endelige resultat er vi som projektudfører ansvarlig for. Redaktionen er afsluttet den 3. april 2003.

Resumé

Det danske affaldsbehandlingssystem har opnået store energi- og ressourcemæssige besparelser samt reduceret behovet for deponi markant. En yderligere optimering af behandlingssystemet ud fra affaldshierarkiets tankegang med øget genanvendelse frem for øget forbrænding vil stadig kunne give forøgede besparelser for en række materialer. Dog peger projektet på at det kan være nødvendigt med nærmere analyser af bestemte affaldsfraktioner, f.eks. organisk affald, da der kan være nogle delfraktioner eller specifikke materialetyper, hvor der ikke er nogen markant ressourcemæssig gevinst ved genanvendelse frem for energiudnyttelse.

Resultatet bygger på at der er sket en markant forbedring af energiudnyttelsen ved affaldsforbrænding de seneste år ved etablering af elproduktion på grundlag af energi fra affaldsforbrænding. Undersøgelsen peger samtidigt på at især øget genanvendelse af metaller kan give væsentlige ressourcemæssige besparelser. Det skal understreges at der ikke er foretaget en samlet miljøeffektvurdering, der inddrager f.eks. eutrofiering samt human- og økotoksicitet. De tre beregnede indikatorer for energi-, ressource- og deponeringsmæssige forhold udpeger materialer i affaldsstrømmene, hvor der kan være et potentiale for forbedringer af affaldshåndteringen. Men større ændringer bør foretages på baggrund af mere deltaljerede LCA-analyser som inddrager flere miljøparametre, og beslutningsgrundlaget bør suppleres med samfundsøkonomiske vurderinger af ændringerne.

Grov kortlægning af den danske affaldsbehandling

Projektet er udarbejdet i forlængelse af metodestudiet "Affaldsindikatorer" (Miljøstyrelsen, 2002e). Her blev der opstillet tre indikatorer for ressourcer, energi og deponibehov, som kan supplere de mængdemæssige opgørelser af affaldsstrømmene. Formålet med projektet har været at udarbejde en grov kortlægning af den danske affaldsbehandling samt vurdere potentialet for forbedringer ved en optimeret behandling opgjort med de 3 indikatorværdier.

Indikatorværdierne er baseret på livscyklusdata og vil ideelt set opgøre alle energi-, ressource- og deponibehov i materialernes livscyklus. Derved vil f.eks. energiforbrug til fremstilling af nye materialer til erstatning for materialer der kasseres blive indregnet, uanset om produktion og bortskaffelse sker i forskellige lande. F.eks. er der i forbindelse med fremstilling af el et stort energitab ved konvertering af brændsel til el i kraftværker, og i et livscyklus-perspektiv indregnes dette tab.

Projektets resultater skal indgå i den igangværende diskussion af en ny strategi på affaldsområdet.

Materialer, behandlingsform, potentialer samt livscyklusdata

Projektet er gennemført i 3 faser. Første fase har omfattet indsamling og opgørelse af affaldsstrømmenes materialeindhold opdelt på 27 fraktioner. Materialefraktionerne er defineret med henblik på at kunne anvende livscyklusbaserede data for forskellige materialer ved beregning af indikatorværdierne. Fase 1 omfattede ud over kortlægning af materialer og behandlingsformer i affaldsstrømmene også en vurdering af det realistiske potentiale for en optimeret affaldsbehandling.

I projektets 2. fase beregnes de livscyklusbaserede indikatorværdier for ressourcer, energi og deponibehov for både den nuværende behandlingsform og ved udnyttelse af potentialet for en optimeret behandling. De opnåede forskelle præsenteres grafisk, analyseres og vurderes.

I projektets 3. fase har IPU gennemført et review af projektet, som har givet anledning til ændring af datagrundlaget på nogle enkelte, men centrale områder, og som er indarbejdet i den endelige udgave af rapporten. Især har der været fokus på de anvendte energi- og materialefortrængninger ved forbrænding, hvilket har givet anledning til en ændret følsomhedsvurdering. Bilag 3 indeholder IPU's resumé af reviewet.

Store besparelser opnået ved affaldsbehandlingen

Projektet har kortlagt mængder og behandlingsform for 27 materialer, der indgår i affaldsbehandlingen i år 2000. Desuden er det vurderet hvilke besparelser der er opnået ved at behandle affaldet ved forbrænding, genanvendelse eller genbrug frem for at blot at deponere det uden behandling. Resultaterne viser at der er opnået store besparelser ved forbrænding, genanvendelse og genbrug.

Der er beregnet tre forskellige livscyklusbaserede indikatorværdier for besparelserne. Indikatorværdien for ressourcebesparelser viser at en væsentlig del af besparelserne er opnået ved en udnyttelse af affaldets energiressourcer ved forbrænding samt ved genanvendelse, især af metaller. Denne indikator er beregnet på grundlag af UMIP-projektets opgørelsesenhed "Personreserver" (PR, se boks), som sammenvejer forskellige ressourcer på grundlag af deres knaphed.

Indikatorværdien for energibesparelser (som er beregnet ud fra de energiholdige ressourcers brændværdi) er opgjort i personækvivalenter (PE, se boks). Resultatet viser at der er opnået store energimæssige besparelser ved behandling af papir, træ, plast og aluminium i forhold til blot at deponere affaldet.

Beregning af besparelser på deponibehov er opgjort i personækvivalenter (PE, se boks). Beregningen viser at især genanvendelse eller forbrænding af volumenaffald som papir, træ og organisk dagrenovation samt genanvendelse af beton, tegl, asfalt og jern/stål har givet store besparelser i forhold til bortskaffelse ved deponi. Det kunne synes selvindlysende, men den livscyklusbaserede indikatorværdi indregner principielt alle deponibehov ved fremstilling af materialet – ikke kun deponering af selve materialet.

Datamangler har dog begrænset beregningen af deponibehov, der således ikke er fuldt dækkende på nogle områder, hvilket kommenteres i forbindelse med præsentation af resultaterne.

Perspektiver

Perspektivet ved vurdering af affaldsbehandlingen med de tre indikatorer er at det kan være et værktøj til at inddrage alle processer, der medgår til fremstilling af et materiale. Samtidig betyder omregningen til et fælles ressourcemål at det bliver muligt at vurdere betydningen af de forskellige materialer i forhold til hinanden.

Specielt interessant er den LCA-baserede vurdering af energiudnyttelse ved affaldsforbrænding, idet det er afgørende for vurderingen af de energimæssige fordele ved affaldsforbrænding kontra genanvendelse.

Indikatorværdier peger på ikke udnyttede potentialer

I projektets første fase blev der opgjort mængder og behandlingsformer for 27 forskellige materialer i affaldsstrømmene i år 2000. Desuden blev det vurderet hvordan mængderne ville fordeles på de forskellige behandlingsformer ved en realistisk optimering ud fra affaldshierarkiet. Den nye fordeling vil især betyde øget genanvendelse for en række materialer, der i dag forbrændes.

I projektets anden fase er effekten af både den nuværende og den optimerede affaldsbehandling blevet vurderet ved beregning af indikatorværdier for ressourcer, energi og deponibehov. Her har det kun været muligt at skaffe data til at gennemføre beregningen for de 22 af de 27 materialer. Forskellen mellem den nuværende behandlingsform og den optimerede behandling er derefter vurderet. I det følgende præsenteres de mest markante resultater, og der henvises til rapportens konklusion i kapitel 9 for uddybende vurderinger.

Materialemængder, behandlingsform samt potentialer

Figur 1 viser de 27 materialer fordelt på de nuværende behandlingsformer. Ved den optimerede behandling er den samlede mængde den samme, men fordelingen på behandlingsformer ændret – dog med respekt for en vurdering af de tekniske muligheder for genanvendelse og en vurdering af de realistisk opnåelige indsamlingsprocenter. Helt overordnet betyder det en øget genanvendelse og en mindsket forbrænding for en række materialer – dvs. den øverste del af søjlen i figur 1 øges på bekostning af den næstøverste del, som er forbrænding.

Figur 1:
Behandlede materialemængder fordelt på behandlingsform og materiale (tons)

De største mængder til genanvendelse udgøres i dag af beton, tegl, asfalt (inkl. genbrug), pap og papir, slam samt jern og stål. Ved udnyttelse af potentialet er det især mængden til genanvendelse af pap og papir, plast samt madaffald der øges. Der er også indregnet en øget indsamling af f.eks. metaller – selvom det er relativt meget små mængder, der i dag ikke genanvendes.

Ressourcemæssige potentialer

Indikatorværdien for ressourcebesparelser i forhold til deponering er beregnet både ved behandlingen af affaldet i 2000 og den optimerede behandling. Figur 2 viser forskellen – altså det ikke udnyttede potentiale for ressourcebesparelser ved en optimeret affaldsbehandling.

Ressourceindikatoren er opdelt på energiressourcer og andre ressourcer. Energiressourcerne indgår også i energiopgørelsen i figur 3, men er i figur 2 vurderet på samme måde som øvrige ressourcer. Forskellen er eksempelvis at træ opgjort efter energiindhold (i figur 3) vil udgøre en betydelig værdi, mens det opgjort som ressource (i figur 2) vil vægte meget lidt, da der er tale om en vedvarende ressource. Det der vejer tungt opgjort i ressourceindikatoren er begrænsede råstoffer, og dem der vejer tungest er dem med en kort forsyningshorisont.

Se her!

Figur 2:
Ikke udnyttede potentialer for ressourcebesparelser fordelt på materialer i PR for de to ressourceindikatorer ( energiressourcer og andre ressourcer).

For flere materialer viser ressourceindikatoren besparelse ved ændret behandlingsform. De negative værdier (figur 2) for PVC, organisk dagrenovation ("madaffald"), autogummi og olie angiver at udnyttelse af potentialet giver mindre besparelse i ressourceforbruget end den nuværende behandlingsform – typisk forbrænding. For bioforgasning af organisk dagrenovation giver udnyttelse af potentialet ikke nogen ressourcemæssig besparelse. For PVC er det forudsat at en større del af miljømæssige hensyn deponeres, og dermed ikke sparer energiressourcer ved forbrænding. For autogummi kan de aktuelle genanvendelsesformer give et mindre ressourcetab i forhold til forbrænding. Oliegenbrug giver også et tab af andre ressourcer, men giver til gengæld en energimæssig fordel (figur 3). Den gennemførte følsomhedsberegning viser dog at resultatet ikke er entydigt.

For papir, træ, plastfraktioner (på nær PVC), aluminium og kobber viser figur 2 at der er mulighed for ressourcemæssige besparelser ved realisering af det ikke udnyttede potentiale. Ses plastfraktioner samlet er potentialet betydeligt. Billedet understøttes af energiparameteren (figur 3). For træ skyldes det at der er tale om forbrænding af træ frem for "genanvendelse", hvilket kan være et spørgsmål om at den nuværende registrering af behandlingsform er forkert - det meste træ afbrændes formentlig allerede i dag.

For aluminium falder resultatet i tråd med den tidligere konklusion fra metodeprojektet til nærværende projekt (Miljøstyrelsen, 2002e). Her er der et betydeligt ressourcemæssigt potentiale ved øget genanvendelse af aluminium - især emballageaffald der i dag indgår i dagrenovationen.

Energimæssige potentialer

Indikatorværdien for energibesparelser i forhold til deponering er beregnet både ved behandlingen af affaldet i 2000 og den optimerede behandling. Figur 3 viser forskellen – altså det ikke udnyttede potentiale for energibesparelser ved en optimeret affaldsbehandling.

Se her!

Figur 3:
Viser ikke udnyttede potentialer for energibesparelser fordelt på materialer i PE (1 PE=160GJ) for de to energiindikatorer (fornyelige og ikke fornyelige)

Figur 3 viser at for en række materialer er der er en energimæssig fordel ved at øge genanvendelsen, dog ikke for organisk dagrenovation, PVC og autogummi. For organisk dagrenovationsaffald viser beregningerne at udnyttelse til biogas ikke giver nogen energifordel. Følsomhedsvurderingen viser at resultatet ændres ved en halvering af energiudnyttelsen ved forbrænding. For PVC indregner potentialet en øget deponering. For autogummi er den aktuelle genanvendelsesform energimæssigt dårligere end forbrænding.

For de fleste plastmaterialer samt for glasemballage er der en energibesparelse ved en øget udnyttelse af potentialet for genanvendelse frem for forbrænding (da aluminiumsemballage typisk ikke brænder i affaldsforbrændingsanlæg). Det store potentiale for aluminium er baseret på en indsamling af emballageaffald af aluminium. Det store potentiale for træ skyldes at der er regnet med en øget forbrænding frem for deponering. At træ i opgørelsen er registret til deponi kan skyldes en fejl i statistikken, da det meste træ formentlig i forvejen forbrændes.

Rapporten viser at energiudnyttelsen af affaldet er et meget centralt element i vurderingen af affaldsbehandlingen af alle brændbare materialer. Især har det vist sig at den kraftige forøgelse af elproduktion i forbindelse med affaldsforbrænding, der er sket i løbet af 90'erne, har betydet at fordelen ved at genanvende brændbare materialer frem for forbrænding i dag er mindre end for 10 år siden. Det kræver dog mere detaljerede LCA-baserede studier at afdække om der er delfraktioner hvor forbrænding er den bedste løsning. Fordelen ved forbrænding af organisk dagrenovation frem for bioforgasning er således analyseret meget detaljeret i 2002.

Et studie vedr. plastemballage viser f.eks. at det kun er hensigtsmæssigt at genanvende rent emballageplast. På papirområdet er der igangsat et studie som evt. vil kunne give anledning til en tilsvarende differentiering.

Ved fremstilling af el af affaldsenergien opnås en reel fortrængning af energi til el-produktion i modsætning til kun at udnytte energien til opvarmning, der skal konkurrere med andre varmekilder. Følsomhedsvurdering af denne forudsætning har vist at selv hvis energiudbyttet ved affaldsforbrændingen halveres, vil det være mere fordelagtigt at genanvende de fleste brændbare materialer. De valgte forudsætninger for energigodskrivning ved affaldsforbrænding vurderes og diskuteres i rapporten.

Potentialer for besparelse i deponibehov

Se her!

Figur 4:
Ikke udnyttede potentialer for besparelser i deponibehov fordelt på materialer i 10 PE (1 PE= 403 kg) for indikatorværdien for deponi. Dvs. at de viste værdier skal ganges med 10 for at give værdien i PE.

Ændringerne i deponifaktoren ved udnyttelse af potentialet rummer måske de mest overraskende resultater, da der for flere materialer er øget deponibehov ved udnyttelse af potentialet. Resultaterne bør fortolkes med forsigtighed, da indikatoren sammenfatter mange forskellige typer fast affald uden at foretage en deltaljeret klassificering og afvejning af miljøfarlighed.

For beton, tegl, PVC og slam skyldes de øgede mænger at der ved fastlæggelse af potentialet er taget højde for krav om øget frasortering af forurenet materiale til deponi i forhold til situationen i 2000. Her er der sket en ændring fra genanvendelse til deponi.

For glasemballage, aluminium og i mindre grad for de fleste andre materialer, vil udnyttelse af potentialet give en besparelse i deponeringsbehovet. Følsomhedsberegning med halveret energiudbyttet ved forbrænding viser at der også kan være en besparelse i deponeringsbehovet ved øget genanvendelse af papir. Det skyldes at beregningen forudsætter at affald fra papirgenanvendelsen genanvendes til cementproduktion (og dermed ikke bidrager til deponi), hvorimod forbrænding potentielt kan give øget slaggemængde fra papirets indhold af fyldstoffer.

1 Indledning

Baggrund og formål: Projektet har to overordnede formål – dels en grov kortlægning af materialestrømme i den nuværende affaldsbehandling, dels en beregning af LCA- baserede indikatorværdier for affaldsbehandlingen – både nu og ved en optimeret behandling. Projektet er udarbejdet i forlængelse af et metodestudie om affaldsindikatorer, men i forhold hertil udvidet til hele den danske affaldsbehandling, dog afgrænset til et begrænset antal materialer. Projektet er afgrænset til at beregne indikatorværdier for de opnåede og potentielle besparelser ved behandling af de forskellige materialetyper. Projektets resultater skal indgå i den igangværende diskussion af en ny strategi og handlingsplan på affaldsområdet.

Metoden til opgørelsen har først været en opdeling af de registrerede affaldsmængder i 27 materialefraktioner og en vurdering af behandlingsformen i 2000. Kilderne til denne opgørelse har dels været ISAG og dels en række materiale- og massestrømsanalyser suppleret med handelsstatistikkens tal, kontakt til brancheforeninger samt skøn. I forlængelse af kortlægningen af affaldsbehandlingen er det samtidig vurderet hvordan en optimeret behandlingsform realistisk set kunne være.

I andet trin er der ved hjælp af LCA- baserede faktorer beregnet ressource- energi- og miljøgevinst ved hhv. den nuværende affaldsbehandling og ved en optimeret affaldsbehandling. Beregningerne er foretaget ud fra en opgørelse af hvad der spares ved hhv. forbrænding, genanvendelse og genbrug i forhold til at deponere materialet. Besparelserne opgøres i UMIP- projektets enhedsprocesser for materialer og processer, og princippet har været at alle materialer der forsvinder ud af kredsløbet, skal erstattes.

Ved anvendelse af livscyklusbaserede indikatorer opnås desuden at medregne ressourceforbrug, energiforbrug samt deponibehov i hele materialets livscyklus, men dog kun i det omfang det indgår i UMIP-databasens enhedsprocesser.

Læservejledning. Til kapitel 3-4 om affaldsmængder, behandlingsformer og potentialer er knyttet bilag 1, der mere detaljeret redegør for de anvendte kilder og vurderinger. Kapitel 2 definerer de anvendte begreber som vedrører kortlægning.

Kapitel 5-7 redegør for den anvendte metode og det anvendte datagrundlag til opgørelse af indikatorværdier. Kapitlerne referer til det tidligere gennemførte metodestudie (Miljøstyrelsen, 2002e), UMIP- projektet og opdateringer heraf samt bilag 2-3 med alle de anvendte datasæt.

I kapitel 8 præsenteres resultaterne for hver materialefraktion sammen med de væsentligste forudsætninger. I kapitel 9 sammenfattes resultaterne for alle materialer. Kapitel 10 indeholder resultaterne fra en følsomhedsberegning der refereres til i kapitel 9.

Referencelisten bagest indeholder referencer til hele projektrapporten inkl. bilag.

2 Definitioner

Der anvendes i rapporten en række udtryk for forbrugs- og affaldsmængderne. Figur 2.1 skitserer disse betegnelser.

Figur 2.1
Betegnelser for forbrugs- og affaldsmængder

2.1.1 Forbrug

Forbruget består af de totale "nye" mængder af et materiale, som omsættes på det danske marked. Forbrugsmængden af et materiale er typisk højere end de genererede affaldsmængder af materialet, men dette afhænger bl.a. af produkternes levetid. F.eks. er byggematerialers levetid lang, mens emballagers levetid er kort. Forbrugsmængden vil på et tidspunkt blive til affald.

2.1.2 Affaldsmængde

Affaldsmængden er de totale mængder affald af et bestemt materiale der genereres i Danmark. Mængden omfatter også dansk produceret affald, som eksporteres til udlandet. Mængden omfatter ikke importeret affald. I visse tilfælde er affaldsmængden lig med forbruget.

Affaldsmængden for de enkelte materialer findes ved hjælp af ISAG-statistikken (Miljøstyrelsen, 2002h), materialestrømsanalyser samt undersøgelser af materialer, som er rapporteret i Miljøprojekter og en række andre kilder. I mange tilfælde indgår der skøn i bestemmelsen af affaldsmængden.

2.1.3 Genanvendelsespotentiale

Genanvendelsespotentialet er lig med det teoretiske genanvendelsespotentiale. I visse tilfælde, hvor det er muligt at genanvende hele affaldsmængden, er genanvendelsespotentialet lig med affaldsmængden. Det gælder f.eks. for glasemballage.

2.1.4 Ikke genanvendeligt affald

Omfatter den del af affaldsmængden, som ikke kan indsamles eller genanvendes og består typisk af affald som er forurenet, således at genanvendelse ikke er mulig med de genanvendelsesteknologier man kender i dag. Det kan f.eks. dreje sig om toiletpapir og beskidte aviser.

2.1.5 Teoretisk genanvendelsespotentiale

Ved teoretisk genanvendelsespotentiale forstås i denne rapport den mængde som kan genanvendes med kendte teknologier.

Det teoretiske genanvendelsespotentiale består af den del af affaldet der bliver genanvendt i dag og den del der teknisk set kan genanvendes, hvis det kunne indsamles. Eksempelvis vil den del af et materiale der indgår i produkter sammen med andre materialer, f.eks. aluminium i juicekartoner, ikke være omfattet af det teoretiske genanvendelsespotentiale, da det ikke er muligt at separere aluminium fra den type produkter med almindelig anvendt teknologi.

2.1.6 Realistisk genanvendelsespotentiale

Det realistiske genanvendelsespotentiale er baseret på dels hvad der er teknisk muligt at genanvende, dels hvad der er realistisk at indsamle. For at vurdere det realistiske genanvendelsespotentiale skal det således undersøges hvor stor del af det forbrugte materiale, det er muligt at indsamle til genanvendelse. Hertil er det nødvendigt at kende den mulige indsamlingseffektivitet.

For at opgøre den praktisk mulige indsamlingseffektivitet kan det ofte være nødvendigt at opgøre affaldsmængderne på de kilder som bidrager med affaldet. F.eks. er det nemmere at opgøre den praktisk mulige indsamlingseffektivitet for papir og pap fra henholdsvis husholdninger, institutioner og virksomheder. For andre materialer kan det antages at hele affaldsmængden stammer fra én kilde. Det gælder f.eks. for betonaffald, der kan antages at stamme fra bygge- og anlægsaffald.

Ofte er det ikke muligt ud fra litteraturen at opdele affaldsmængderne på kilder. Det gælder f.eks. for metaller, der findes i stort set alle affaldsfraktionerne. I sådanne tilfælde må den praktisk mulige indsamlingseffektivitet baseres på skøn.

2.1.8 Genanvendes i dag

De affaldsmængder der genanvendes i dag, fremgår enten af indberetninger til ISAG, materialestrømsanalyser eller oplysninger fra Danmarks Statistik.

2.1.9 Forsyningsmængde

Forsyningen af et givet materiale beregnes generelt på følgende måde:

Generelt for emballager gælder følgende beregningsgang (Miljøstyrelsen, 2002i):

*) Import og eksport af fyldte emballager fremgår ikke af handelsstatistikken. For nogle materialer kan man skønsmæssigt antage at import og eksport af fyldte emballager udgør samme mængder.

2.1.10 Genbrug

Enhver handling, hvor et produkt i sin levetid kan genbruges i sin oprindelige form en eller flere gange. F.eks. kan der være tale om emballage, der efter vask og rensning kan genpåfyldes eller genbruges til samme formål, som den er udformet til.

2.1.11 Genanvendelse

Genanvendelse defineres som oparbejdning af affald, hvor et materiale i affaldet oparbejdes, så det bliver muligt at genanvende dette. F.eks. kan glasskår smeltes om til nye flasker. Forbrænding med henblik på energiudnyttelse defineres ikke som en genanvendelse, hvilket f.eks. betyder at de mængder slam der forbrændes for at udnytte energien heri, i denne rapport registreres som affald til forbrænding med energiudnyttelse.

2.1.12 Containerplads

En containerplads – kaldes også genbrugsplads - er en centralt placeret opsamlingsplads for affald. På pladsen sorteres affaldet i en række materialefraktioner, f.eks. plast, jern og metal, pap, papir mv. og i brændbart og ikke brændbart. Containerpladser drives som regel af kommuner eller affaldsselskaber.

2.1.13 Hente-/bringeordninger

Henteordninger henviser til at affald afhentes ved kilden, mens bringeordninger henviser til at brugeren selv skal bringe sit affald til centralt placerede opsamlingssteder (containerplads, kuber).

2.1.14 Forbrænding

Anvendelse af brændbart affald til energifremstilling ved direkte forbrænding.

2.1.15 Pulterkammereffekten

Betegnelse for tendensen til at materialer i forbrugsgoder, bygninger m.m. der ikke længere anvendes, men som af en eller anden grund ikke er bortskaffet med affaldssystemet, akkumuleres i samfundet. Typisk er der tale om forbrugerprodukter, der efter anvendelse ophobes i husstande (heraf "pulterkammer"), såsom elektriske og elektroniske produkter, møbler, papirer mv. Derimod medregnes de produkter der stadig indgår i det daglige forbrug ikke i pulterkammereffekten, men benævnes blot ophobning, f.eks. i forbrugsgoder eller bygninger.

3 Materialemængder og behandlingsform

I projektets første fase blev der indsamlet mængdedata for materialefraktioner i affaldsbehandlingen. Affaldsbehandlingen omfatter de mængder der registreres i ISAG-systemet. Indledningsvis blev der foretaget en screening af affaldsmængder og en vurdering af hvilke data, der vil være hhv. enkle eller vanskelige at skaffe. Formålet med screeningen var at kunne prioritere arbejdsindsatsen med at skaffe data om behandlingsformen fordelt på de respektive materialer samt i samarbejde med projektets styregruppe at udarbejde nedenstående liste over de materialetyper der skal medtages i opgørelsen.

Det er tilstræbt at anvende data for år 2000, men i nogle tilfælde har det været nødvendigt at tage udgangspunkt i ældre undersøgelser som er opdateret. For fremskrivningen udarbejdes et scenarium for en optimeret behandling af den samme affaldsmængde – det vil sige at der ikke foretages en vurdering af de fremtidige materialemængder, men blot en ændret behandlingsform. I næste kapitel er redegjort for de fremkomne potentialer.

I bilag 1 til rapporten er der redegjort for kilderne og vurderingerne, der ligger bag tallene i Tabel 3.1 samt potentialerne i kapitel 4, Tabel 4.2.

3.1 Hvad er med i opgørelsen, og hvad mangler

Opgørelsen af de 27 materialer i affaldsstrømmene i tabel 4.1 bygger på ISAG-data (Miljøstyrelsen, 2002h) suppleret med en række andre undersøgelser. De 27 materialer udgør i alt ca. 6,9 mio. tons af de relevante ISAG-kategorier som udgør 8,6 mio. tons. De relevante ISAG-kategorier omfatter ikke sekundært affald (slagger og restprodutker fra røggasrensning), haveaffald, jord & sten, industriaffald samt farligt affald (herunder sygehusaffald) jf. projektets afgrænsninger.

De relevante ISAG-kategorier indeholder ca. 1,7 mio. tons mere end opgørelsen, som er registreret i de 3 ISAG-kategorier "andet brændbart", "andet ikke-brændbart" og ""andet genanvendeligt". Se bilag 1, kapitel 24 for en mere detaljeret opgørelse.

Af de resterende ca. 1,7 mio. tons udgør ca. 1,3 mio. tons andet brændbart, og ca 0,5 mio. tons andet ikke-brændbart. Det drejer sig dels om materialer, der enten ikke er med i opgørelsen (f.eks. tekstil), eller materialer som er med i opgørelsen, men hvor opgørelsens mængder er for lave (f.eks. plast og metaller). Noget af de manglende 1,7 mio. tons kan også skyldes forskydninger i den akkumulerede mængde i samfundet.

Opgørelsen vurderes af styregruppen at ligge inden for den forventede præcision af en grov kortlægning af affaldsmængderne, og mængderne i tabel 4.1 lægges derfor til grund for arbejdet med indikatorberegningen.

Tabel 3.1:
Viser de opgjorte materialemængder og behandlingsformer i 2000. Der henvises til bilag 1 for nærmere redegørelse for mængderne.

4 Potentialer

4.1 Fastlæggelse af potentialer for bedre affaldsbehandling

Ved fastlæggelsen af potentialet for en optimeret behandling af materialerne i affaldsmængden, foretages for hvert enkelt materiale først en vurdering af hvilke behandlingsformer der er mest optimale. Det gøres jf. affaldshierarkiet ud fra en vurdering af muligheden for genbrug, genanvendelse, forbrænding og deponi. Det vurderes først hvad der er teknisk muligt at genanvende, og derefter hvad der er praktisk muligt at indsamle. Ud fra de kortlagte mængder for den nuværende behandlingsform foretages ny fordeling af materiale-mængderne. Den fordeling på de 4 behandlingsformer skal være en realistisk vurdering af en optimeret affaldsbehandling. Til vurdering af det realistiske potentiale er taget udgangspunkt i nedenstående Figur 4.1.

Figur 4.1:
Betegnelser for forbrugs- og affaldsmængder.

*) Forholdet mellem det realistiske og det teoretiske genanvendelsespotentiale bestemmes af indsamlingseffektiviteten - altså hvor meget man i praksis kan indsamle af det teoretiske potentiale. De anvendte begreber er mere uddybende forklaret i kapitel 2.

Nogle materialer indgår i produkter, der genbruges som produkter med samme funktion som den oprindelige. Det gælder f.eks. dæk, træ og glasemballage. Potentialet for genbrug tager udgangspunkt i de praktiske erfaringer hermed. En række produkter går til genbrug og registreres dermed ikke i ISAG, da det ikke er affald - f.eks. pantflasker, og derfor indgår de heller ikke i nærværende undersøgelse. Men f.eks. vinflasker der indsamles til genbrug er med i ISAG, og det skal derfor også vurderes om andelen til genbrug kan øges i forhold til den eksisterende praksis.

Fastlæggelse af potentialet for genanvendelse gøres ud fra en vurdering af, hvilken procent af det samlede forbrug af materialet det er ønskeligt og muligt at genanvende. Det vurderes dels ud fra det "teoretiske potentiale", der er en vurdering af materialets tekniske egnethed til genanvendelse, dels ud fra erfaringer med hvad det er muligt at indsamle her, benævnt "indsamlingseffektivitet". Ved at gange de to procenter med hinanden opnås det realistiske genanvendelsespotentiale for materialet.

For hvert materiale bestemmes først en teoretisk værdi for genanvendelses-potentialet. Her vurderes hvilke mængder der rent teknisk kan genanvendes, forudsat at de kan indsamles. Eksempelvis kan toiletpapir og andet meget snavset papir ikke genanvendes som papir. For flere materialer er det teoretiske genanvendelsespotentiale nær 100% af affaldsmængden, da det i princippet vil være muligt at genanvende alt materiale, hvis det kan indsamles. Selvom nogle typer, f.eks. spejlglas, blyglas og laminatglas kræver særlig behandling/anvendelse for at kunne genanvendes, er det i princippet muligt.

For stoffer hvor anvendelsen er under udfasning, er genanvendelse ikke ønsket. Det gælder f.eks. cadmium. Potentialet sættes derfor til nul. Blandt de materialer som indgår i undersøgelsen er det kun bly der er et faldende forbrug af på grund af forbud mod anvendelse til en lang række formål, fx som stabilisator i PVC. Men da der stadig er en række anvendelsesområder, f.eks. til akkumulatorer, er bly stadig værdifuldt at indsamle til genanvendelse, og potentialet er derfor ikke nul for bly.

Når den teoretiske genanvendelsesprocent er fastlagt, vurderes det hvor meget det er praktisk muligt at indsamle til genanvendelse. For at gøre det må man fastlægge den praktisk mulige indsamlingseffektivitet, som er den procentdel af det teoretisk genanvendelige materiale, der rent faktisk kan indsamles ved eksisterende ordninger. Det realistiske genanvendelsespotentiale er således den teoretiske genanvendelsesprocent gange indsamlingseffektiviteten.

Vurderingen af den realistiske genanvendelsesprocent inddrager også økonomien, men det forenkles til en opdeling i realistisk eller ikke realistisk økonomi. Vurderingen baseres på om genanvendelsen praktiseres i dag, da økonomien så vurderes som realistisk, selvom det ikke nødvendigvis er den billigst mulige behandlingsform.

Det er således den eksisterende praksis - i Danmark såvel som udlandet - der lægges til grund for fastlæggelsen af procenten. Imidlertid er det ofte vanskeligt at finde frem til de bedste konkrete eksempler. Der vil også ofte være et samspil mellem den praktiske mulige indsamlingsprocent og den tekniske udnyttelsesgrad. Typisk vil en høj indsamlingsprocent fordre et simpelt sorteringssystem, der til gengæld kan stille større krav til den tekniske håndtering af affaldet. For eksempel kan man indsamle en stor del af plastfraktionen i form af blandet og ikke rengjort plast, men dermed bliver kvaliteten så dårlig, at kun en mindre del kan genanvendes.

En væsentlig forudsætning for at kunne fastlægge indsamlingseffektiviteten vil være informationer om, hvilke affaldskilder materialerne findes i samt identifikation af emner (det kan f.eks. være vanskeligt at vurdere om et emne er lavet af PVC eller andet plast, ligesom det kan være vanskeligt at skelne mellem ubehandlet og imprægneret træ). Identifikationen har ikke været mulig for alle materialer ved den gennemførte kortlægning.

Det vil således ofte være nødvendigt at basere vurderingen på et skøn ud fra erfaringer med lignende materialer fra forskellige kilder. Skønnet opdeles i vurdering af den teknisk mulige genanvendelsesprocent samt den praktisk mulige indsamlingsprocent. Dertil knyttes kommentarer om hvor og hvordan systemet praktiseres, og hvad der er grundlag for skønnet.

Endelig er der flere materialer, hvor der ikke er relevante behandlingsformer med ressourcemæssige, energimæssige og deponeringsmæssige fordele, selvom der kan være andre miljømæssige årsager til ændret behandling.

For de materialer der ikke kan genbruges eller genanvendes, vurderes først om materialet er egnet til forbrænding. Dette er i tråd med affaldslovgivningen, der forudsætter at alt brændbart affald skal forbrændes, medmindre der er særlige miljøforhold der betyder at materialet skal deponeres. I de tilfælde hvor materialet kun kan forbrændes på særlige anlæg, bør det i forbindelse med indikatorberegningen vurderes hvor stor energiudnyttelsen er.

Fra materialer der forbrændes vil der være en slaggerest, som evt. skal deponeres. Dette indregnes i LCA- opgørelsen og indgår i den beregnede indikatorværdi for deponibehov.

Den resterende mængde der hverken kan genbruges, genanvendes eller forbrændes, skal bortskaffes ved deponering på kontrolleret losseplads - uanset om det sker i Danmark eller udlandet. Affald der deponeres midlertidigt, f.eks. til senere forbrænding eller genanvendelse, regnes hertil og ikke som deponering. For nogle materialer vil der i forbindelse med genanvendelsen blive frasorteret en rest til deponering. Ved en øget genanvendelse forudsættes at det fortsat vil være nødvendigt at deponere samme restmængde. Det gælder f.eks. frasorteret glas i forbindelse med genanvendelse af skår, hvor mængden til deponi fremgår af den anvendte statistik.

Fra materialer der forbrændes vil der være en slaggerest, som skal deponeres. Dette indregnes i LCA-opgørelsen og bliver et resultat af indikator-beregningen. Eksempelvis optræder der slagge til deponi fra forbrænding af papir som resultat af beregningen, selvom der ikke deponeres papir.

4.1.5 Anvendte værdier og referencer

For hvert enkelt materiale fastlægges en procent for det teoretiske potentiale og indsamlingseffektiviteten. I Tabel 4.1 er angivet procenterne for hhv. det teoretiske potentiale, indsamlingseffektiviteten samt det resulterende realistiske potentiale. I Tabel 4.2 vises de potentielle mængder i 1.000 tons for hvert materiale. I bilag 1 gennemgås hvert materiale, og der gives oplysninger om hvordan værdierne for potentialerne er fremkommet. Desuden er fordelingen af mængder ved den nuværende behandlingsform og den optimerede behandlingsform angivet for hvert materiale sammen med resultaterne i kapitel 8.

Tabel 4.1:
Viser de anvendte procenter for teoretisk potentiale, indsamlingseffektivitet og realistisk potentiale – se tabelnote.

Tabel 4.2:
Viser de potentielle materialemængder ved en optimeret affaldsbehandling – totalmængderne er de samme som ved den nuværende behandlingsform i Tabel 3.1. Bilag 1 indeholder referencer til skemaet, og indeholder baggrunden for de ændringer der er sket ved den optimerede behandling i forhold til den nu værende behandlingsform i Tabel 3.1.

5 Metode til indikatorberegning

5.1 Metodeprojektet

Vurdering af affaldsbehandlingen ved beregning af livscyklusbaserede indikatorer bygger på det tidligere gennemførte metodeprojekt "Affaldsindikatorer" (Miljøstyrelsen, 2002). I projektet blev der foreslået 2 lidt forskellige metoder til at beregne indikatorværdier for affaldsbehandlingen.

Resultaterne blev præsenteret dels som en absolut værdi (model A) for hele affaldsmængden, der tog udgangspunkt i at alt affald blev deponeret, og dels som en relativ værdi (model B) for den del af affaldet der rent faktisk er genanvendt, genbrugt eller forbrændt. Efterfølgende er model B valgt som grundlag for nærværende projekt. I det følgende opsummeres den anvendte metode, og de videreudviklinger der er sket i forhold til metodeprojektet.

5.2 Principper for indikatorberegning

Den grundliggende tanke for den anvendte metode er konsekvent at tage udgangspunkt i hvad der er sparet ved en behandlingsform i forhold til deponi. Hvis eksempelvis stål genanvendes i stedet for at blive deponeret, spares der fremstilling af nyt stål, og der spares plads til deponering. Besparelserne beregnes for materialer i form af halvfabrikata, som f.eks. pladestål.

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. I afsnit 5.3 diskuteres betydning af materialernes lødighedstab ved genanvendelse (f.eks. tab af styrke).

Der er med andre ord regnet på dele af livscyklussen for produkter - nemlig de dele der vedrører materialefremstilling og affaldsbehandlingen. Fremstillingen af produkter indregnes kun, hvis produkterne genbruges, mens brugen af produkterne ikke er relevant at indregne.

I det omfang at materialerne forbrændes med energiudnyttelse eller erstatter andre materialer, inden de går til grunde ved forbrænding eller deponi, indgår en reduktion af andre materialeforbrug. F.eks. vil forbrænding af papir skulle indregnes som erstatning for anden energi.

Se her!

Figur 5.1:
Viser det afgrænsede system der indgår i beregningerne.

Der regnes altså kun på den del der er med fuldt optrukne streger.

Denne model kan selvfølgelig diskuteres. Men rimeligheden af at anvende den afhænger især af hvad beregningsresultatet skal bruges til. I dette projekt er formålet at opgøre hvad man har opnået med affaldsbehandlingen, samt hvad man ville kunne opnå ved en optimering. Dermed er det tilstrækkeligt at regne på hvilke besparelser der opnås i forhold til deponering. Man kan også sige, at den valgte model kun tilskriver affaldet værdi, hvis det bliver genanvendt eller forbrændt i praksis.

Hvis formålet havde været at vurdere hvilken "værdi" alt affaldet repræsenterer ("model A" i metodeprojektet), 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 at 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 – hvilket er et spørgsmål om lødighed i LCA-studier.

5.3 Lødighed ved genanvendelse samt systemgrænser

Ved beregningen af den energi- og ressourcemæssige værdi af de sparede materialer skal det vurderes om der er et lødighedstab ved genanvendelsen af materialet, da man ellers ville tilskrive hele materialemængden i affaldet samme værdi som primært materiale. Ved genanvendelse af nogle materialer kan der f.eks. ske et tab af styrke, hvor der skal kompenseres med øget materialeforbrug.

I et screeningsprojekt som omfatter hele samfundets affaldshåndtering, skal materialeudnyttelsen vurderes i et system der omfatter de relevante grænser for omsætning af energi- og materialer. Forbrænding af materialer med energiudnyttelse påvirker eksempelvis samfundets øvrige behov for energiproduktion. Spørgsmålet er typisk hvilke energiformer der spares ved forbrændingen. Problemstillingen kompliceres af at man ved vurdering af fremtidige ændringer nødvendigvis må inddrage en vurdering af hvilke fremtidige energiforsyningsformer der påvirkes.

Ved at anlægge en udvidet systembetragtning, som omfatter hele den danske produktions- og forbrugssfære, skal man for hvert enkelt materiale vurdere om genanvendelse, genbrug eller forbrænding rent faktisk betyder forbrug af mindre primært materiale, og hvilke der rent faktisk spares.

For de materialer hvor efterspørgslen af genanvendt materiale er højere end den mængde systemet kan levere til genanvendelse (hvilket er tilfældet for de fleste af de materialer der indgår i projektet), kan man antage at genanvendelsen betyder en besparelse af primært, dvs. nyt materiale. Man skal da vurdere om det genanvendte materiale faktisk erstatter nyt materiale af samme slags eller helt andre primære materialer. Hvis genanvendelses-materiale bliver anvendt som erstatning for andre materialer, så godskrives det der erstattes. F.eks. vil genanvendelse af beton ved nedknusning erstatte sand og grus – ikke beton.

For materialer som papir og plast der ved genanvendelse erstatter en mængde nyt papir og plast, kan det være vanskeligt at skelne mellem forskellige materiale-kvaliteter. Generelt må det antages at der anvendes de billigste tilgængelige materialer til et givent formål. Det betyder at hvis der er et lødighedstab ved f.eks. genbrug af papir, kan det genanvendte papir indgå i andre produkter end det primære papir. Der findes imidlertid ikke detaljerede undersøgelser over sådanne nedklassificeringer af forskellige materialer. Det kan derfor være umuligt at foretage en direkte måling af det reelle lødighedstab.

Lødighedstabet vurderes derfor skønsmæssigt for de materialer der ved genanvendelse erstatter primære materialer. For papir og plastmaterialer skønnes det at være 10 %, og for metaller 0 % på bekostning af et materialetab på ca. 5 % ved raffinering. Det samme er tilfældet for glas, mens beton, tegl og andre mineralske materialer erstatter f.eks. lavt forarbejdede materialer som grus og sten og altså ikke ny beton eller tegl. Dette er udtryk for et betragteligt lødighedstab, men kan beskrives direkte i en systemmodel uden at lødighedstabet skal specificeres. Usikkerhederne ved de anvendte LCA- data taget i betragtning har dog betydet at det ikke er fundet relevant at indregne lødighedstab. Ved vurdering af resultaterne for papir og plast diskuteres betydningen heraf. Derimod er procestab ved genanvendelses-processerne generelt indregnet, hvis de er relevante, hvilket afspejles i at de anvendte LCA-data konverteres fra at være outputorienterede til at være inputorienterede (se afsnit 7.1.5).

5.4 Godskrivning af energi

På tilsvarende vis kan værdien af affaldsforbrænding findes ved at udvide systembetragtningen til at omfatte hele energiforsyningssystemet for el og fjernvarme. Man må med andre ord vurdere hvilke systemmæssige besparelser de leverede MJ energi giver anledning til, hvilket gøres ved en konkret vurdering af hvilke energiressourcer der vil blive reduceret brug af som følge af affaldsforbrændingen. Det er imidlertid ikke helt så enkelt at afgøre i praksis.

Først må det vurderes hvad der rent faktisk kommer ud af at brænde affald af. UMIP-databasen regner med ca 75% forbrændingseffektivtet for affaldsforbrændingsanlægget isoleret set - dvs. at hvis man forbrænder papir med en brændværdi på 15 MJ, vil der komme ca 11.25 MJ energi ud til levering fra affaldsforbrændingsværket. I afsnit 7.1.2. vises hvordan brændværdier og nettoenergien er lagt ind i beregningen for hvert materiale.

Igennem de sidste 10 år er der sket den væsentlige ændring på affaldsforbrændingsanlæggene, at hvor varmen før gik 100 % til varmeproduktion, leveres der nu ca. 23 % som el på nettet og 77 % som fjernvarme. Det er altså % - fordelingen for leveret energi. Dvs. at tabet ved forbrænding af affaldet, som kan være betydeligt, ikke medregnes. I afsnit 5.4.2 begrundes dette valg, og det vurderes hvorvidt det er aktuelt at anvende i den kommende affaldsplansperiode.

Det er imidlertid et centralt spørgsmål hvad der rent faktisk spares, da beregningen af besparelsen har afgørende indflydelse på det samlede resultat af kortlægningen. Som det blev vist i metodeprojektet (Miljøstyrelsen, 2002), så kan det diskuteres om den leverede varme overhovedet sparer noget. I hvert fald kan der i mange tilfælde være tale om at varme fra affaldsforbrænding indgår i fjernvarmenettet, hvortil der også er koblet store kulfyrede kraftvarmeværker. I den situation kan varmen fra affaldsforbrændingen resultere i et større køletab fra forsyningssystemets øvrige kraftvarmeværker, der for at producere den nødvendige el må øge udledningen af varme til havet.

I det gennemførte review af projektet (bilag 3) er det desuden vurderet at den reelle (langtids-)marginal for elproduktion inden for de næste ca. 10 år er el produceret på naturgas. Det begrundes i at overholdelse af Kyotoprotokollens begrænsning af CO₂- udslip vil kræve en yderligere udbygning af elforsyningen med vindkraft og kraftvarme. Herved vil der samtidigt være et behov for en øget udbygning med spidslastværker (til brug i vindstille perioder), som billigst kan etableres på basis af naturgas, da kul ikke indgår i produktionen af såkaldt prioriteret produktion (Elsam/Elkraft, 2000). Biomasse regnes ikke som marginal, da den kan forventes at blive en begrænset ressource.

I hovedscenariet regnes der derfor med at der fortrænges naturgasproduceret el og varme, jf. de data som stammer fra elværkerne (E2, 2000) for naturgasfyrede anlæg.

Den marginale godskrivning af el- og varmeproduktion er sandsynligvis rigtig for de kommende tiår, men ikke nødvendigvis rigtig på endnu længere sigt. Bl.a. kan man forestille sig en kraftig udbygning med bæredygtig vedvarende energi, samt betydelige effektiviseringer i el-systemet, bl.a. ved udnyttelse af brændselsceller og varmepumper. Det betyder at man vil spare mindre brændsel ved forbrænding af affald. Derfor (og sammen med begrundelserne i afsnit 5.4.2) er der lavet en følsomhedsberegning med et halveret energiudbytte i forhold til grundscenarier med naturgas.

De anvendte data for naturgasproduceret el og varme er fra elværkernes LCA-studie for elproduktion i 1997, opgjort ud fra "energikvalitetsmetoden" (E2, 2000). Følsomhedsscenarier viser blot hvad der sker, hvis energien fra affaldsforbrændingen kun erstatter halvt så meget som antaget i grundscenariet.

I det følgende redegøres for procentfordelingen af el og varme der i dag leveres fra danske affaldsforbrændingsanlæg og som anvendes ved vurdering af affaldsforbrændingen inden for næste affaldsplanlægningsperiode.

For 2001 tallene (Energistyrelsen, 2002) er der en del naturgas, som giver en øget samlet elproduktion fra værkerne. Noget af naturgassen anvendes til at hæve temperaturen på dampen, inden der laves el i turbiner (combined cycle) men den største del bruges til drift af selvstændige naturgasturbiner. I statistikken er det umiddelbart kun muligt at udskille gasforbruget i selvstændige turbiner på Odense Kraftværk. Til beregningen af el-andelen ved affaldsforbrænding er ovennævnte statistik suppleret med Grønt regnskab for Odense Kraftvarmeværk for 2001 (Elsam, 2001), hvorved de neden for beregnede procenter kun indeholder naturgas anvendt i anlæg med combined cycle turbiner.

Ser man på det samme tal for elproduktionen i 2001 som 1999 (el-produktion divideret med el-produktion + varmeleverance), som i 1999 var 19,8 %, er dette tal i 2001 steget til 21,2%. Fratrækkes egenforbruget på de elproducerende anlæg er el-andelen i 2001 19,4%.

Denne el produceres i 2001 på affaldsforbrændingsanlæg, som behandler 74 % af affaldet. Selvom andelen af affald der forbrændes med eludnyttelse er steget fra 67 til 74 % på de 2 år, er potentialet stadig ikke udnyttet - der er stadig 26 % affald der forbrændes uden samtidig produktion af el. Miljøstyrelsen vurderede i 2001 (Orientering 11, 2001) at det vil være muligt i 2008 at nå op på at 95% af affalds-forbrændingen vil ske ved samtidig udnyttelse af el og varme. Dvs. at det stadig er muligt at producere 25-30 % mere el fra affaldsforbrænding i forhold til situationen i 2001. Den opnåede andel af el-energi leveret fra affaldskraftvarmeanlæg vil således kunne nå op på ca. 25 %.

I projektet er der i hovedscenariet forudsat en el-udnyttelse på 23 %, da den forventes realiseret inden for den periode hvor den nye affaldshandlingsplan er i kraft (fra 2005 og en årrække frem). I projektet er der foretaget en følsomhedsanalyse, hvor energiudnyttelsen til både el og varme er halveret i forhold til hovedscenariet. Begrundelsen for halveringen bunder, ud over fremtidsscenariet beskrevet i afsnit 5.4.1, også i allerede gældende systemovervejelse omkring hvilke typer energikilder der rent faktisk spares (korttidsmarginaler) ved øget udbygning med affaldsforbrænding. Bl.a. vil der hyppigere opstå konflikter med vindkraftproduktion (hvor andelen også øges), hvorved gevinsten ved elproduktion fra affaldskraftvarme reduceres. På tilsvarende vis vil øget udbygning med kraftvarmeanlæg give stigende problemer med varmeudnyttelsen fra affaldsforbrændingen. Da varmen fra affaldsforbrændingen er prioriteret kan det medføre en bortkøling af varme fra kraftvarmeanlæg baseret op kul i perioder med overskudproduktion af varme. En afklaring af disse forhold kræver dog en nærmere analyse af el- og varmeforsyningen i de kommende år.

5.5 Indikatorværdierne

I metodeprojektet (Miljøstyrelsen, 2002) blev det undersøgt hvilke miljømæssige parametre det er relevant at inddrage ved vurdering af affaldsbehandlingen. Samtidig blev det undersøgt hvilke parametre det er muligt at skaffe data for. Der blev peget på 3 indikatorer som er mulige, nemlig "ressourcer" (opgjort i PR - se nedenfor), "bruttoenergi" (opgjort i PE) samt "deponibehov" (opgjort i PE). De tre indikatorer skal ses som supplement til de nuværende opgørelser i mængder og behandlingsformer.

I metodeprojektet blev der samtidig peget på at det er relevant at vurdere miljøbelastning med miljøfarlige stoffer. Både direkte påvirkning af mennesker og virkninger på det omgivende miljø er relevant at inddrage. Men på grund af datamangel indgår disse parametre ikke i indikatorværdierne. De beregnede indikatorværdier for affaldshåndteringen skal derfor suppleres med vurdering af indholdet af miljøfarlige stoffer - hvilket selvfølgelig især gælder for farligt affald.

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 materialer 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 tilgængelige mængde pr. person i regionen. Principperne følger UMIP-projektets opgørelsesmetoder (UMIP, 1996).

Energiforbrug (i PE - personækvivalenter, 1 PE=160GJ)

Enheden for energiforbruget er brændværdien af en danskers årlige energiforbrug, 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, 1 PE= 403 kg)

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.

I forbindelse med projektet er det diskuteret hvad der indgår i beregningerne. Især har det været diskuteret om det som ved udenlandske beregningsmetoder kaldes "skjulte strømme" indgår. Emnet behandles i kapitel 6. Principielt indregner LCA-metoder alt der direkte kan knyttes til de enkelte produkters livsforløb - men datamangel sætter ofte grænser for hvad der medtages.

6 Skjulte affaldsstrømme

Som en del af opgaven med kortlægning og vurdering af affaldsbehandlingen er det vurderet i hvilket omfang alle stofstrømme er medtaget i LCA- beregningen, herunder de såkaldte "skjulte materialestrømme", som foranlediges af materialeproduktionen. Formålet med undersøgelsen har været at vurdere om der mangler noget ved den livscyklusbaserede indikator-beregning, og i givet fald undersøge hvordan det kan inddrages i opgørelsen.

6.1 Wuppertals definition

De "skjulte materialestrømme" anvendes om de samlede stofstrømme af Wuppertalinstituttet i Tyskland (Wuppertal, 2002), og beregnes i tons ved hjælp af en MI-faktor i tons pr. ton materiale. Eksempelvis har et ton primær aluminium som halvfabrikat givet anledning til en skjult materialestrøm på 85,38 tons, hvoraf de 76,93 tons vedrører energifremstilling. Inkluderet i de skjulte materialestrømme er jord, malm og råmateriale, som flyttes i forbindelse med udvinding og fremstilling af materialet, dog ikke vand.

Opgørelsen af de skjulte materialestrømme anvendes mest som indikator i økonomiske modeller der på et makroøkonomisk niveau forsøger at opgøre enkelt landes forbrug af materialer. For at inkludere udenlandske miljø- og ressourcebelastninger er det vigtigt at medregne produktionsleddet for importerede råvarer og halvfabrikata. Styrken er således at det er et enkelt system til at give en screeningsmæssig pejling på nogle områder, der ellers er vanskelige at opgøre.

Svagheden ved systemet er den manglende vurdering af de forskellige typer materialestrømmes betydning for ressourceforbrug og miljøbelastning. Vand udelades af opgørelserne, da det ellers ville blive den mest dominerende faktor – men med samme begrundelser kunne f.eks. overfladejord udelades, hvis det ikke er forurenet.

Tilhængere af systemet peger på at der er en vis sammenhæng mellem ressourcers sjældenhed og behovet for at fjerne overfladejord og udvinde store malmmængder, hvilket typisk gælder for sjældne metaller. Men andre ressourcer, f.eks. olie, vægter på den måde meget lidt, da man typisk fjerner meget lidt jord ved indvinding af sådanne ressourcer, uanset hvor knappe de måtte være i lyset af det store forbrug i verden. Omvendt vil kul kræve fjernelse af noget mere jord – og dermed få en højere faktor end olie, uanset at kulreserverne i verden er mere rigelige end olie.

Opgørelsen af de skjulte materialestrømme bør således kombineres med en vurdering af betydningen, da resultatet af beregningen på grundlag af MI-faktorer åbner for en række fortolkningsmuligheder – specielt hvis de anvendes i forbindelse med mindre systemer, som f.eks. fraktioner af den danske affaldsbehandling.

6.2 LCA og skjulte massestrømme

I princippet kan alle stofstrømme som er knyttet til et produkt eller en aktivitet indgå i en livscyklusbaseret vurdering. I praksis udelades ofte en række stoffer og processer – det vigtige er at systemet er velbeskrevet og afgrænset på en relevant måde i forhold til den vurdering der skal foretages. Især ved sammenlignende LCA-opgørelser er det en ofte anvendt genvej at udelade vurdering af stofstrømme, som forventes at være ens ved de to systemer.

6.2.1 Datagrundlag og vurdering

Når vurderingsopgaven er så bred som hele affaldsområdet, vil der nødvendigvis være en række områder hvor der er datamangel – enten i forhold til data for stofstrømme i hele materialets fremstillingskæde – eller i forhold til vurdering af de stofstrømme, der indgår i LCA-opgørelsen. UMIP-metoden til vurdering af ressourcer og udledninger til luft, vand og jord, har hidtil været dårligt udviklet med hensyn til vurdering af miljøeffekten af forskellige affaldstyper.

Et igangværende opdateringsprojekt (COWI, 200x) har til formål at opstille principper for en sådan vurdering. I mangel af bedre har det hidtil været praksis i UMIP at opgøre fast affald i de 4 kategorier: Farligt affald, volumenaffald, slagge samt radioaktivt affald. Affald i forbindelse med udvinding af råstoffer er dårlig dækket i UMIP-databasens opgørelsesdel, og vurderingen af de forskellige affaldstyper er også mangelfuld.

På et vigtigt område er alle materialestrømme dog medtaget i LCA- datagrundlaget, nemlig ved udvinding af kul til dansk elforsyning. Her har elværkerne udført et større kortlægningsprojekt (E2, 2000), der inddrager alle stofstrømme ved el- og varmefremstilling og distribution, herunder også overfladejord i forbindelse med kulminedrift. Denne jordmængde medtages i opgørelserne som "volumenaffald". I forbindelse med udvinding af metaller er opgørelserne generelt mangelfulde i UMIP- basen (Miljøstyrelsen, 2002y), men der er dog for flere metaller taget udgangspunkt i "grovsorteret" malm, og affaldet fra udsmeltningen af metallet medregnes som slagge. Men egentligt mineaffald og overfladejord indgår typisk ikke i UMIP-databasen.

Opgørelserne af affald, herunder de skjulte strømme i form af f.eks. ovenfor nævnte mineaffald, påvirker indikatorværdien for deponi. I forbindelse med opgørelsen af deponibehov er det valgt at samle alle affaldstyper til deponi som en "deponifaktor". Herved lægges alle typer affald sammen. Hvis der ikke er tale om deponering af fx overfladejord fra udgravning af grus og sand, men blot tilbagelægning af overfladejord for landskabsrestaurering, skal det overvejes om dette overhovedet skal medregnes som affald. I de anvendte LCA- er det gjort f.eks. for affald fra kuludvinding, mens slagge fra f.eks.forbrænding går til genanvendelse som fyldmateriale. Ved gennemgang af de anvendte LCA-data, må det konstateres, at der en manglende konsekvens i vurdering af affaldet. Det betyder at den opgjorte deponifaktor for nogle materialer kan være usikker, hvilket også påpeges i reviewraporten (bilag3).

Det tilstræbes ved gennemgangen af resultaterne i kapitel 8 at nævne de væsentligste bidrag til de opgjorte indikatorer fra skjulte massestrømme – hvilket måske især er relevant for deponifaktoren.

7 LCA-data

For at beregne indikatorværdierne skal de materialemængder der er fundet i kapitel 3 og 4, ganges med et sæt af faktorer for hhv. ressourcer, energi og deponibehov. Til fastlæggelse af de LCA-baserede faktorer til beregning af indikatorværdier tages udgangspunkt i UMIP-projektets datagrundlag, som suppleres med andre relevante datakilder.

Kapitlet gennemgår hvor de anvendte data stammer fra og peger på eventuelle mangler. Kapitlet skal således give læseren mulighed for at finde frem til det anvendte datagrundlag, hvilket dog kræver anskaffelse af de nævnte referencer.

Desuden gennemgås hvordan allokeringer er foretaget eller undgået. Bilag 2 rummer en oversigt med referencer til alle de anvendte data for hver affaldsbehandlingsproces.

7.1 Datakilder

De tre vigtigste datakilder er UMIP-databasen (Miljøstyrelsen, 2002y), papirdata fra KCL-Eco (KCL, 2003) og Fefco (Fefco, Ondulé & Kraft, 2003) samt Elværkernes LCA-data for el- og varmeproduktion (E2, 2000). Derudover er der anvendt data, som IPU har anvendt i forbindelse med LCA-vurdering af plastgenanvendelse (Miljøstyrelsen, 2002g). Andre data er vurderet, bl.a. metaller fra Sima Pro (PRE, 2002), men de blev ikke anvendt i projektet, da det viste sig at de ikke afspejlede danske forhold.

Arbejdet med indsamling af LCA-data blev igangsat i forbindelse med projektets opstart med henblik på at identificere problemområder og for at koordinere denne del af projektet med et igangværende opdateringsprojekt for UMIP-databasen. Opdateringsprojektet er imidlertid endnu ikke afsluttet, og data herfra er ikke tilgængelige før projektafslutning.

UMIP-databasen er udgivet i forbindelse med UMIP PC-værktøj, hvor version 2.11 med enkelte opdateringer har været tilgængelig siden 1998. I august 2002 blev version 3.0 med en opdateret database frigivet. Sidstnævnte har været hovedkilden til nærværende projekt, og i bilag 2 refereres der direkte til UMIP-programmets numre for de anvendte enhedsprocesser (i kolonnen "IPU_nummer").

For enkelte processer er der imidlertid anvendt data fra version 2.11, som stort set er identisk med det datagrundlag som indgik i projektet om miljøbelastning ved familiens aktiviteter (Forbrugerstyrelsen, 1996). For disse processer refereres der også til enhedsprocesser i UMIP-databasen, men dog med den modifikation at bogstavbetegnelsen i starten af nummeret er fjernet og erstattet med et minustegn. I bilag 2 er f.eks. "–32391" et datasæt fra UMIP- basen version 2.11 mens "B32638T98" stammer fra UMIP-basen version 3.0. Ønsker man at kende baggrund og detaljer for de anvendte datasæt, kan man således direkte slå enhedsprocesserne op i de to programmers database.

For en række materialer mangler der gode data for genanvendelsesprocesser. Eksempelvis har vi kun fundet data for genanvendelse af PE/PP - plast, som indeholder data for omsmeltnings-processen, og disse er anvendt for alle plasttyper, da der ikke vurderes at være store forskelle i energiforbruget hertil.

Ifølge energiproducentstatistikken (Energistyrelsen, 2002) vil energien fra affaldsforbrænding give anledning til produktion af el- og varmefremstillingen i forholdet 23/77, hvilket er fordelingen på den leverede energi fra affaldsforbrænding i Danmark. Det vil sige at 23% af den leverede energi fra affaldsforbrænding erstatter elproduktion med scenariet for marginal elfremstilling i Danmark (benævnt CC-ELKNF i bilag 2), og 77% sparer varmeproduktion for scenariet for marginal fjernvarmeproduktion i Danmark (benævnt CC-VKNF i bilag 2) - begge scenarier opgjort i energikvalitet. Derudover er der et stort tab internt på affaldsforbrændings-anlægget, men det er der taget højde for i UMIP-basens angivelser for leveret energi, der er opgjort som leveret energi fra affaldsforbrændingsanlægget for hver materialetype. Se også afsnit 5.3.2.

UMIP-data for affaldsforbrænding indeholder oplysninger om hvor mange MJ energi der kan leveres, fx ved forbrænding af 1 kg materiale - internt energiforbrug på affaldsforbrændingsanlægget er fraregnet. Ved beregningerne er det antaget at der fortrænges el og varme som anført ovenfor. I det anvendte beregningsprogram indsættes den sparede energi som en godskrivningsproces, angivet i Wh. I bilag 2 angives i kommentarfeltet f.eks. "energi 11,13/3,6 Wh*1000". Tallet 11,13 er MJ pr. kg papaffald, som UMIP-basen godskriver, og det er regnet om til Wh ved at dele med 3,6 og gange med 1000. Resultatet, "3090 Wh" står i kolonnen "Mgd".

Ved review af projektet er der peget på at de anvendte data fra UMIP-databasen vedr. papir ikke er repræsentative for det danske papirforbrug. I stedet er der skaffet data fra det finske papirforskningsinstitut KCL (KCL, 2003) samt Fefco (Fefco, 2003), der er den Europæiske brancheforening for bølgepapproducenter. Der er sammensat et dansk gennemsnitspapir, som bedre repræsenterer det danske papirforbrug, hvilket indgår i beregningerne af indikatorværdierne for papir. IPU har forestået sammenstilling af indtastning af datagrundlaget i UMIP- databasen.

Tabel 7.1 viser fordeling af papir/pap kvaliteter på papir/pap typer i Danmark på grundlag af projektets undersøgelser (se bilag 1). Papir/pap typerne er navngivet i forhold til den type af pulp de er fremstillet af.

Kraft og sulphat er i princippet det samme, men kraft er en særlig sulphat- kvalitet der benyttes til bølgepap. Disse typer er kendetegnet ved at kun træets fibre, som udgør ca. halvdelen af træet, udnyttes til papir men den anden halvdel udnyttes til gengæld til energi, især varme, således at papirværket er relativt uafhængigt af energi udefra. Der benyttes en stor del kemikalier til udtræk af fibrene. TMP (Thermo-Meckanikal Pulp) udnytter næsten al træet til papir, dvs. fibre, lignin (træets "bindemiddel") og ikke nedbrudte træpartikler. Derved bliver papirværket næsten helt afhængigt af energi udefra, der især er el. TMP benytter næsten ingen kemikalier. CTMP (Chemical Thermo-Mechanical Pulp, også kaldet semi-chemical pulp) kan siges at være en mellemting mellem TMP og sulphat pulp. Man får en relativt høj udnyttelse af træet, knap så høj som TMP, og er derfor afhængig af energi udefra, men brug af kemikalier nedsætter energiforbruget i forhold til TMP.

Tabel 7.1:
Viser hvilke papirkvaliteter og fremstillingsmetoder der skønsmæssigt indgår I det gennemsnitlige danske papirforbrug I år 2000.

Papirtyperne er ifølge antagelsen om undgået primær produktion ved systemudvidelse regnet som primære kvaliteter, selvom mange af typerne delvist eller helt er fremstillet af genvundet pulp. Der ligger altså for nogle typer en antagelse om hvad den primære papirtype ville være, såfremt produktet ikke blev fremstillet ved genvinding.

Aftørringspapir fremstilles således stort set udelukkende af genvundet pulp, og antagelsen af sulphat pulp som primært materiale er derfor det bedste bud. Tilsvarende forholder det sig for indpakningspapir og andet papir, selvom disse nok i højere grad er blandinger af primært og genvundet papir end aftørringspapir.

Bølgepap fremstilles af pulptyperne "kraftliner", "testliner" og "andre linere" samt "fluting af CTMP" eller "wellenstoff". Kraftliner kan defineres som et primært produkt (selvom der i praksis benyttes en mindre andel genvundet pulp). Testliner og andre linere er fremstillet af genvundet pulp, men den mest sandsynlige primære pulp ville være kraftpulp. Wellenstoff er fremstillet af genvundet pulp, hvor den mest sandsynlige primære pulp er CTMP. Selve bølgepapfremstillingen fra disse papirprodukter er ikke medregnet, da den heller ikke indgår i data for papirgenvinding.

På baggrund af fordelingen beregnet i tabel 7.1 er der sammenstillet et gennemsnitligt scenarie for undgået produktion af primært papir ved genvinding af dansk papir. Data for de enkelte papirtyper er skjult i gennemsnittet for ikke at komme i konflikt med ophavsrettigheder til de enkelte data.

Data er købt af KCL Eco ( KCL, 2003) og bearbejdet af IPU. Der er benyttet data for integrerede værker, dvs. at den fremstillede pulp går direkte til papir/pap produktion uden mellemtørring og genopløsning, hvilket i denne sammenhæng er den mest konservative antagelse, da genvinsten ved genvinding derved bliver mindre. Der indgår en del processer i KCL Eco’s data, der ikke er leveret data for, og her er der især benyttet data fra UMIP- databasen. Dette gælder typisk el og termisk energi. Her er der valgt marginal energi, som for el antages produceret i naturgasturbiner der kan anses for den mest sandsynlige marginal i Norden. Der er anvendt data fra elværkernes LCA-studie (E2, 2000).

Med hensyn til brændsel er der foretaget en systemudvidelse for det træ der anvendes til energi, idet der er antaget en energifordeling af 50 % olie og 50 % naturgas som marginal. Begrundelsen herfor er at træ på længere sigt må forventes at blive en begrænset energiressource, bl.a. i lyset af Koyoto-aftalen; men også på grund af pris, hvorved papirværkernes store forbrug af træ til energiformål tvinger andre brugere til at bruge fossilt brændsel. Det vil sige at der er indregnet træ som ressource i det omfang det indgår i det endelige papirprodukt, mens træ der anvendes som energi til papirfremstillings-processen, indregnes som lige dele olie/naturgas.

Data for papir/pap genvinding var også købt af KCL Eco, men i mangel af data for repulpningen er i stedet benyttet data fra (Fefco, Ondulé & Kraft, 2003). Disse data gælder fremstilling af testliner for bølgepap, men der er ingen principiel forskel på hvorledes papir/pap finder sted, bortset fra fremstilling af støbepap. Energiforbruget for den anvendte proces er en smule højere end data fra KCL Eco, hvilket er logisk, da de inkluderer re-pulpningen. Energiforskellen ser rimelig ud i forhold til andre producenters fortrolige oplysninger. Yderligere er energiniveauet af samme størrelsesorden som den ældre UMIP- proces for papirgenvinding.

LCA- beregningsprogrammet SimaPro indeholder flere databaser fra forskellige dataleverandører, bl.a. ETH og BUWAL. I tabel 7.1 er der vist de kilder vi har fundet til data for de manglende processer. Disse data er blevet undersøgt og forsøgt anvendt til gips, tin og zink. SimaPro data er ikke anvendt, da det ved nærmere undersøgelse har vist sig at de ikke afspejler danske forhold.

For de manglende enhedsprocesdata (blanke felter i bilag 2) vil det i forbindelse med præsentationen af resultater blive vurderet om udeladelsen har væsentlig betydning for resultatet. Bemærk at de fundne data i Tabel 7.1 ikke er anvendt, hvis det er vurderet at bidraget er ubetydeligt. Hvilke der er medregnet fremgår af bilag 2 og kommenteres ved resultatpræsentationen i kapitel 9.

Tabel 7.2:
Viser de data der ikke stammer fra UMIP-basen (version 3.0), med henvisning til de anvendte eller vurderede alternative datakilder.

Bioforgasning af organisk husholdsaffald praktiseres i dag 3 steder i landet - derudover indsamles organisk affald flere steder til kompostering. Forgasning af affaldet sker det på anlæg, der også behandler gylle mv. fra landbrug. Der er netop ved at blive udarbejdet en samlet rapport om de praktiske erfaringer fra de 4 anlæg (Miljøstyrelsen, 2002y). Inputdata fra denne rapport er grundlag for de anvendte data for biogasproduktion, kvælstofindhold og brændværdi, og der er fundet rimelig god overensstemmelse mellem resultaterne, nemlig at biogas energimæssigt har svært ved at konkurrere med en effektiv affaldsforbrænding med produktion af el.

Det anvendte tal for forgasning af organisk affald er en gasproduktion på 92 M3 ren methan pr. tons affald. Brændværdi er 0,082*40,5 GJ/kg = 3,7 MJ pr. kg organisk affald.

De anvendte tal for kvælstof er 7,4 g kvælstof pr. kg biomasse. Kvælstofgødning koster energimæssigt ca 25 MJ pr. kg kvælstofgødning (Miljøstyrelsen, 1993d).

Da der er ca. 25 % kvælstof i kvælstofgødning, giver det 0,1 MJ pr. 1 g kvælstof, hvilket svarer til 0,74 MJ sparet energi til fremstilling af kvælstof pr. kg biomasse.

Det samlede energiindhold i biogassen (biogas og kvælstof), i alt 4,5 MJ, er godskrevet med 0,9 kg naturgas jf. UMIP-proces herfor.

Brændværdien af organisk affald er ca. 4 MJ pr. kg efter forbrændingstab. Askeproduktion udgør ca. 32 g pr. kg (3, 2%) biomasse (Miljøstyrelsen, 2003).

7.1.6 Korrektion for input/output

I bilag 2 er der i kommentarfeltet nævnt nogle korrektioner for input/output -mængdedata. Det er en rent teknisk omregning, idet UMIP's enhedsprocesser er angivet pr. kg produceret materiale. Men f.eks. ved papirgenbrug anvendes der 1,13 kg papiraffald til at fremstille 1 kg genbrugspapir.

Projektets beregninger tager udgangspunkt i affaldsmængden, og derfor skal procesmængderne omregnes til kg input, hvilket for papir gøres med faktoren 1/1,13=0,87.

Men netop for papir har det i forbindelse med reviewet, hvor der er blevet inddraget nye datakilder for papirgenbrug, været vanskeligt at få oplyst den aktuelle tabsprocent ved de nye data for genanvendelsesprocessen. De indregnede 13 % kan således være for højt, men er bibeholdt i den endelige udgave af projektet, da det evt. blot kompenserer for den manglende indregning af lødighedstab (se afsnit 5.3).

For en række enhedsprocesser er der ikke foretaget en korrektion af input/output, da UMIP-databasen ikke altid indeholder oplysninger herom, eller fordi forskellen er ubetydelig.

8 Resultater

De beregnede indikatorværdier er baseret på en række forudsætninger, dels om materialemængder, dels om LCA- data. Forudsætningerne er afgørende for resultaterne, ligesom eventuelle mangler i datagrundlaget kan være det. I det følgende præsenteres de væsentligste forudsætninger og datamangler for indikatorberegningen sammen med resultatet.

8.1 Resultater og forudsætninger for hvert enkelt materiale

Gennemgangen af de enkelte afsnit følger samme struktur, idet der først er en opsummering af de materialemængder og fordelingen på behandlingsformer – både de nuværende og de potentielle mængder, som er nærmere beskrevet i bilag 1.

Det anvendte LCA-data grundlag er kort beskrevet med henvisning til detaljer og referencer i bilag 2. De vigtigste antagelser og mangler er nævnt, og for hvert materiale vises de anvendte faktorer i tabellen under den første figur (f.eks. figur 8.1). Faktorerne viser besparelserne pr. ton for de relevante behandlingsformer set i forhold til hvis 1 ton affald blev deponeret. Faktorerne viser altså høje værdier, når der er en stor besparelse. Ved at gange disse faktorer med affaldsmængderne (f.eks. tabel 8.1), fås indikatorværdien for hhv. den nuværende behandling og den optimerede behandling opgjort i 5 indikatorværdier (som kan summeres til de 3 indikatorer "ressourcer", "energi" og "deponibehov"). Indikatorværdierne viser besparelsen ved ikke at deponere affaldet.

Ved læsning af figurerne må man være opmærksom på at de anvendte indikatorværdier ikke alle er direkte sammenlignelige. Således kan man kun sammenligne ressourceindikatorerne for energiressourcer og andre ressourcer med hinanden, energiindikatorerne for fornyelige og ikke fornyelige kan også sammenlignes, mens deponifaktoren skal læses for sig. Man kan også sige at de tre indikatorværdier for hhv. "ressourcer", "energi" og "deponi" skal læses hver for sig, men de to første er underopdelte. I kapitel 9 er de sammenlignelige indikatorværdier vist i samme søjle, hvilket præsentationsteknisk ikke har været muligt i kapitel 8.

Resultaterne kommenteres, og der peges på hvad der er de mest afgørende faktorer for resultatet. Til supplement for de viste figurer er der i bilag 3 vist de vigtigste enkeltbidrag til resultatet.

Konklusionen opsummerer hvad indikatorberegningen peger på som det væsentligste potentiale ved optimering af behandlingsformen for materialet.

8.2 Papir og pap

Papir og pap indgik sammen med glasemballage og aluminium som beregningseksempler i metodeprojektet. Ligheder og forskelle fra den tidligere beregning kommenteres.

Problemstillingen omkring "skjulte materialestrømme" diskuteres i forbindelse med indikatorberegningen for papir og pap, idet indikatorberegningerne for papir og pap næsten kun rummer el, træ og vand, hvor stort set alle skjulte materialestrømme er medregnet.

Tabel 8.1 viser affaldsmængderne for papir og pap i 2000 samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.1:
Affaldsmængder af papir og pap.

1) Det realistiske potentiale for deponi svarer til 78.000, idet slam er medtaget under deponi i det realistiske potentiale.

Af tabel 8.1 fremgår det, at der er et potentiale for forøgelse af papirmængden til genanvendelse. Det forudsætter især en øget indsamling af erhvervsaffald. Mængden til deponi indeholder også papir, som ender som spildevandsslam.

Figur 8.1 viser besparelserne ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse af 1 ton papir og pap, set i forhold til hvis 1 ton papir og pap blev deponeret. De fem søjler for hver behandlingsform viser således besparelserne for energiressourcer, andre ressourcer, bruttoenergi og deponi af affald. Det gælder således at jo højere søjlerne er, des større besparelse opnås der i forhold til en deponiløsning. Søjlerne for energiressourcer og andre ressourcer kan sammenlignes for de to behandlingsformer, ligesom bruttoenergi, fornyelig og ikke fornyelig energi kan sammenlignes. De to søjler besparelser for deponi af affald kan også sammenlignes.

Figur 8.1
Viser besparelser ved behandling af 1 ton Papir og pap ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse. Værdierne er:
mPR pr. ton for de to ressourcefaktorer,
mPE pr. ton (1 PE=160GJ) for de to energiindikatorer samt
10 mPE (1 PE= 403 kg)pr. ton for deponifaktoren (grafens værdi på 250*10mPE*403 kg for sparet deponering svarer til knap 2,5 PE/ton, hvilket igen svarer til ca. 1007,5 kg/ton affald hvilket jo er rigtigt på nær afrundinger)

Det ses således af figur 8.1 at der opnås den største besparelse i fornybar bruttoenergi ved genanvendelse af 1 ton papir og pap, frem for forbrænding, hvilket også afspejles i indikatoren for energiressourcer. For de øvrige 3 indikatorer er besparelsen ved genanvendelsen marginal.

En vigtig forudsætning for denne konklusion er den anvendte godskrivning af energien fra affaldsforbrænding, hvilket diskuteres i afsnit 9.3. Følsomhedsberegningen der forudsætter det halve energiudbytte ved forbrænding viser en øget besparelserne ved genanvendelse. Begrundelse for at energifordelen ved forbrændingen kan blive mindre i fremtiden, er at det må forventes at effektiviteten ved det samlede elproduktionsystem til stadighed forbedres og i stigende grad baseres på vedvarende energi.

Figur 8.2 viser de nuværende besparelser og besparelser ved udnyttelse af potentialet for de 5 beregnede indikatorer. Indikatorværdierne er fremkommet ved at gange mængderne i tabel 8.1 med faktorerne i figur 8.1.

Udnyttelse af potentialet ved øget genanvendelse af papir vil give en øget besparelse i fornyelig energi - for de øvrige indikatorer vil stigningen være marginal.

Indikatorværdien for andre ressourcer er ændret væsentligt i forhold til metodeprojektet. Det skyldes at den anvendte værdi for normalisering af svovl (anvendt til papirfremstilling) i metodeprojektet var for høj. Svovl er ikke så knap en ressource som antaget, da den i dag indvindes ved afsvovling af olie, gas og kul, og ressourcerne derved må betegnes som rigelige.

Figur 8.2:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af papir og pap i 2000, samt potentialet for papir og pap. (i PR eller PE. For deponifaktoren er værdien angivet i 10 PE, dvs. at søjlens højde ganges med 10 (så værdien er ca. 3.100.000 PE).

I forhold til beregningen i metodeprojektet (og tidligere udførte sammenligninger af forbrænding og genbrug) er der indregnet en kraftig forbedret udnyttelse af energien ved affaldsforbrænding, idet der nu skelnes mellem produceret varme og el. Men samtidig er datagrundlaget for papirfremstilling opdateret, hvilket for papir som gennemsnit har betydet at det må regnes for mere energi- og ressourcekrævende at fremstille nyt papir end tidligere antaget. Især betydningen af energiforbruget til fremstilling af nyt papir - enten som træ eller anden energi giver højere forbrug end en genanvendelsesproces. Resultatet er måske overraskende i lyset af den teknologiudvikling der givetvis er sket det sidste 10-år, men afspejler også at der er sket en væsentlig udvikling i data og metoder til livscyklusvurdering af produktionsprocesserne.

Der er imidlertid betydelige forskelle på de energi- og miljømæssige fordele ved genanvendelse af forskellig papirtyper. Især mangler der en samlet vurdering af hvad de enkelte returkvaliteter i praksis erstatter. Analysen er igangsat og resultaterne vil kunne give et differentieret billede af hvilke papirkvaliteter der kan genanvendes med størst energi- og miljømæssige fordel. Undersøgelsen vil evt. kunne udpege nogle papirkvaliteter i affaldet hvor forbrænding ud fra en bredere vurdering kan være hensigtsmæssig. Umiddelbart vurderes at det især vil drejer sig om papir der idag forbrændes efter anvendelse som f.eks aftørringspapir og indpakningspapir.

8.3 Træ

Tabel 8.2 viser affaldsmængderne for træ i 2000 samt det realistiske potentiale for de forskellige behandlingsformer.

Tabel 8.2:
Affaldsmængder af træ 1).

Ved vurdering af potentialet for træ har det afgørende spørgsmål været hvilken behandlingsform der rummer et miljømæssigt potentiale? Som udgangspunkt brændes træaffald i dag – dog på nær en del som genanvendes. Det der registreres til genanvendelse hugges enten til flis, som sælges til forbrænding eller anvendes som stabiliseringsmateriale i kompost. Vi har valgt at definere potentialet som en 100% udnyttelse af træet som brændsel - hvad enten dette sker ved indsamling og forbrænding centralt eller i private brændeovne.

Da der ikke er noget oplagt alternativ til eksisterende praksis med forbrænding af træ til energiformål. Dog er der noget dag der i dag laves til flis som tilsættes kompost – dog uden modregning af gødningsværdien eller benyttes til jorddække. "Genanvendelsen" af træ som flis indgår i et vist omfang i den nuværende behandlingsform, mens potentialet er 100 % udnyttelse ved forbrænding.

Figur 8.3:
Viser besparelser ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse af 1 ton træ, set i forhold til deponi af 1 ton træ (i mPR, mPE og 10 mPE).

Det ses af figur 8.3 at forbrænding af 1 ton træ er at foretrække frem for kompostering (genanvendelse). Som nævnt er denne betragtning dog lavet uden hensyntagen til gødningsværdien i komposten.

Figur 8.4 viser besparelserne i forhold til deponi for affaldsbehandlingen for træ i 2000 og for det relative potentiale for træ, som består af 100% forbrænding.

Figur 8.4:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af træ i 2000 og det relative potentiale for træ (i PR, PE og 10 PE).

Figur 8.4 viser, at potentialet for 100% forbrænding giver en umiddelbar energigevinst i forhold til kombinationen af genanvendelse og forbrænding, der var praksis i 2000. Denne vurdering er dog forudsat at det genanvendte materiale, komposten, ikke rummer en meget stor gødningsværdi, som ikke er med i beregningen.

Med mindre der kan skaffes overbevisende data for gødningsværdier ved kompostering af træflis (for den del der ikke er forurenet, f.eks. med maling), må det antages at praksis med forbrænding af træaffald er den bedste måde at behandle træaffaldet.

Muligheden for at anvende træflis til f.eks. ukrudtsbekæmpelse er ikke undersøgt i projektet. Det kunne evt. udgøre et potentiale for øget genbrug af træaffald, men det vil dog også kunne resultere i en negativ effekt målt på energi- og ressourceindikatorerne – da affaldstræet i dag fortrænger anvendelse af fossilt brændsel. Omvendt vil det kunne give betydelige besparelser i forhold kemikalieforbrug til ukrudtsbekæmpelse.

8.4 Imprægneret træ

Der henvises til bilag 1, kapitel 4 for nærmere definition af imprægneret træ.

Tabel 8.3 viser affaldsbehandlingen og affaldsmængder fra 2000 for imprægneret træ samt det realistiske potentiale for behandling af imprægneret træ.

Tabel 8.3:
Affaldsmængder af imprægneret træ.

Hele historien om træ i foregående afsnit (8.3) kunne gentages her, hvis det ikke var fordi imprægneret træ i dag ikke forbrændes pga. indholdet af miljøbelastende stoffer.

Potentialet med øget forbrænding eksisterer ikke p.t., selvom der arbejdes på at udvikle processer til "afgiftning" af imprægneret træ inden energiudnyttelse. På længere sigt er der et betydeligt energimæssigt potentiale i at imprægneret træ kan forbrændes som andet træ.

8.4.2 LCA-data

Figur 8.5 viser besparelserne ved henholdsvis forbrænding og genbrug af et ton imprægneret træ, set i forhold til hvis samme mængde deponeres. Der findes ikke LCA-data, der kan illustrere processen til fjernelse af imprægneringsmiddel, så figur 8.6 viser intet potentiale, blot status quo.

Figur 8.5:
Viser besparelserne ved behandling af 1 ton imprægneret træ ved henholdsvis forbrænding og genbrug. Besparelserne er set i forhold til deponering af et ton imprægneret træ (i mPR, mPE og 10 mPE)

Det ses af figur 8.5 at besparelserne for det samlede ressourceforbrug (energiressourcer og andre ressourcer) er større ved forbrænding end ved genbrug af et tons imprægneret træ. Lægges de to indikatorer "fornyelig" og "ikke fornyelig energi" sammen, ses en lille fordel for genbrug. Besparelsen for mængden af affald der skal deponeres er næsten ens for de to behandlingsformer. Men forbrænding af imprægneret træ vil først blive aktuel, hvis man kan fjerne de miljøbelastende stoffer inden eller i forbindelse med forbrændingen.

Figur 8.6 viser besparelserne ved affaldsbehandlingen af imprægneret træ i 2000, samt for potentialet.

Figur 8.6:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af imprægneret træ i 2000 samt potentialet for imprægneret træ (i PR, PE og 10 PE).

Resultatet for imprægneret træ er det samme nu som for potentialet, da der p.t. ikke praktiseres andre behandlingsmetoder end deponi og lidt genbrug.

8.4.4 Konklusion

På længere sigt vil det formentlig være muligt at forbrænde imprægneret træ, hvis det lykkes at udvikle processer der effektivt fjerner miljøbelastende stoffer inden eller i forbindelse med forbrændingen. Imprægneret træ der ikke indeholder miljøfarlige stoffer vil evt. kunne genbruges, hvilket kun sker i ringe omfang.

8.5 Beton

Tabel 8.4 viser affaldsmængderne og affaldsbehandlingen af beton i 2000, samt det realistiske potentiale for beton.

Tabel 8.4:
Affaldsmængder af beton.

Al beton genanvendes i dag som vejfyld. Øgede krav til renhed af det genanvendte materiale vil formentlig betyde at en del fremover skal sorteres fra og deponeres - f.eks. hvis det er forurenet med tjærestoffer.

For både beton, tegl og asfalt gælder det at alt genanvendes ved knusning, og der findes ikke data for denne proces. Potentialet er negativt, da der er udsigt til at en større del skal frasorteres og deponeres af forureningshensyn.

Figur 8.7 viser besparelsen ved genanvendelse af 1 ton beton, set i forhold til deponering af samme affaldsmængde. Genanvendelse er eneste behandlingsform, der er medtaget, idet genanvendelse var eneste behandlingsform for beton i 2000. Det har ikke været muligt at medtage data for nedknusning af betonaffaldet samt transport, hvorfor det kun er indikatorværdien for deponi, der indgår i figur 8.7. Samtidigt er der dog heller ikke indregnet udvinding og transport af sand og grus, som spares ved genanvendelse af knust beton. Tilsammen vil udeladelserne tendere til at ophæve hinandens virkning.

Figur 8.7:
Figuren viser besparelsen ved genanvendelse af 1 ton beton, set i forhold til deponering af 1 ton beton (i 10 mPE).

Figur 8.8 viser at opfyldelse af det realistiske potentiale vil være årsag til et lille fald i den opnåede besparelse for deponi. Der mangler data for genanvendelse af bindejern (og ikke mindst for mængden der findes i beton fra nedrivninger), hvilket vil kunne vise en energi- og ressourcemæssig fordel ved genanvendelse af beton.

Figur 8.8:
Indikatorværdien: Deponi af affald for affaldsbehandlingen for beton i 2000 og det realistiske potentiale (i 10 PE).

Beton behandles i dag stort set optimalt, medmindre der f.eks. opfindes metoder til udnyttelse af beton til andet end fyld i stedet for grus og sten. Det kunne f.eks. være nedknusning og anvendelse som fyldstof i en slags mursten, hvorved der muligvis vil kunne spares noget energi.

8.6 Tegl

Tabel 8.5 viser affaldsmængderne for tegl og behandlingsformen i 2000 samt det realistiske potentiale for de forskellige behandlingsformer.

Tabel 8.5:
Affaldsmængder af tegl. 1)

1) En ukendt mængde forventes at kunne gå til genbrug.

I dag genanvendes størstedelen af teglaffald ved knusning og genanvendelse som fyld til bygge- og anlægsprojekter. Som ved beton kan det evt. forventes at der vil komme øgede krav til renhed ved anvendelse som fyld - og dermed en lidt større andel, der skal deponeres.

Besparelsen af affaldsmængden til deponi ved genanvendelse af teglaffaldet ses i figur 8.9.

Figur 8.9:
Besparelse ved genanvendelse af et ton tegl, set i forhold til deponering af samme mængde (i 10 mPE).

Som ved beton og asfalt indgår der ikke energi til knusning af tegl inden anvendelse som fyld. Omvendt indgår heller ikke energi til udvinding af sand og sten - hvilket skal modregnes i den opstillede beregning. Resultatet må forventeligt blive nær 0.

Figuren viser ganske enkelt at der spares 2,5 PE (= 1 tons) affald til deponi, hver gang et ton tegl genanvendes som fyldmateriale.

Figur 8.10 viser besparelsen af affald til deponi ved henholdsvis affaldsbehandlingen af tegl i 2000 og det realistiske potentiale, set i forhold til deponering af hele affaldsmængden for tegl.

Figur 8.10:
Indikatorværdien for genanvendelse af tegl i 2000 samt potentialet for tegl - besparelserne er set i forhold til deponering af affaldsmængden (i 10 PE).

Resultatet bliver med de anvendte forudsætninger kun et mindre fald i den sparede deponimængde grundet den øgede frasortering af forurenet materiale inden genanvendelsen.

Et øget genbrug af tegl - ved indsamling, sortering og afrensning vil evt. kunne øge besparelsen på energisiden, hvilket dog ikke er undersøgt her, da det kun praktiseres i meget begrænset omfang i dag.

8.7 Asfalt

I tabel 8.6 ses mængderne af asfaltaffald i 2000 og behandlingen af disse mængder. Derudover viser tabellen det realistiske potentiale for asfalt.

Tabel 8.6:
Affaldsmængder af asfalt.

Den viste skelnen mellem genanvendelse og genbrug bunder i at asfalt - der behandles på mobile anlæg og umiddelbart efter optagning lægges ud som asfalt efter iblanding af mere bindemiddel - ikke skal registreres som genanvendelse (fordi det aldrig har været affald). Om behandlingen kaldes genbrug eller genanvendelse har ingen betydning ved opgørelsen. Det forventes ligesom ved beton og tegl at nye krav til renhed ved genanvendelse som asfalt eller andet kan give en lille øgning i mængden til deponi.

Der er ikke fundet data for genanvendelse ved bortkørsel og oparbejdning eller genbrug ved mobile anlæg. Hvis der er en forskel, vil den givetvis være lille, da det typisk drejer sig om nærtransport. Figur 8.11 viser derfor kun indikatoren for deponi af 1 ton affald for henholdsvis genanvendelse og genbrug. Besparelsen i forhold til deponi af 1 ton asfaltaffald er ens for genbrug og genanvendelse, idet genbrug og genanvendelse i denne situation giver anledning til samme håndtering.

Figur 8.11:
Besparelse ved genbrug og genanvendelse af 1 ton asfalt-affald, set i forhold til deponering af samme mængde (i mPE).

Da det realistiske potentiale og affaldsbehandlingen stort set svarer overens, opnås samme besparelse af affald til deponi for henholdsvis genbrug og genanvendelse.

Figur 8.12:
Indikatorværdien for deponi af affald for genanvendelse og genbrug af asfalt i 2000, samt for det realistiske potentiale for asfalt (i 10 PE).

8.7.4 Konklusion

Materialefraktionen asfalt er på det foreliggende grundlag ikke fundet interessant som potentiale for en optimeret affaldsbehandling. Der indgår ikke sparet bitumen i beregningen, men inddragelse af LCA- data herfor vil ikke ændre billedet.

8.8 Mineraluld

Mineraluld genanvendes i dag internt hos mineraluldsproducenterne. Der eksperimenteres med indsamling af byggeaffald fra nybyggeri, mens mineraluld fra nedrivninger deponeres 100 %. Det er derfor vurderet at der pt. ikke kan skaffes data til en vurdering af potentialet, og materialet udgår fra undersøgelsen.

8.9 Gips

Tabel 8.7 viser affaldsbehandling og affaldsmængder i 2000 samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.7:
Affaldsmængder af gips.

Gips kan indsamles, knuses og genanvendes til gipsplader. Der er et stort potentiale for genanvendelse af gipsplader. Der vil være en ca. 20% materiale, som kasseres og deponeres grundet forurening.

Ved genanvendelse af gips kan der evt. spares der en del energi til fremstilling ny gips. Der mangler dog danske LCA- data for fremstillingen og genanvendelses-processen, som kan adskille sig meget fra udenlandske forhold, idet dansk gipsproduktion er baseret på afsvovlingsprodukter fra kraftværker.

Genanvendelse af gips er godt på vej til at være i system, siden opgørelsen blev lavet for 2000 - og potentialet formentlig på vej til at blive realiseret. Det har imidlertid ikke været muligt at regne på materialet grundet manglende LCA-data.

8.10 Glasemballage

Tabel 8.8 viser affaldsmængderne for glasemballage i 2000 samt behandlingen af mængderne. Derudover ses det realistiske potentiale.

Tabel 8.8:
Affaldsmængder af glasemballage.

I metodeprojektet indgik en foreløbig indikatorberegning for glasemballage. Her er potentialet revurderet, dog forventes der ikke et øget genbrug af glasemballage. En tidligere undersøgelse fra Miljøstyrelsen (2000b)har vurderet et potentiale ved øget genbrug, men niveauet er allerede opnået i tallene for 2000. Der vurderes at være et vist potentiale i indsamling af glasemballage til genanvendelse.

I figur 8.13 ses besparelserne for de fem indikatorer ved henholdsvis forbrænding, genanvendelse og genbrug af et ton glasemballage. Besparelserne er opgjort i forhold til deponering. I forhold til metodeprojektet er der anvendt nye LCA-data for genanvendelse og forbrænding af glasemballage. Datagrundlaget for vask af emballage ved genbrug er det samme. Fordelen ved genanvendelse og genbrug af glas ligger i mindre energiforbrug og deponeringsbehov.

Figur 8.13:
Besparelser ved forbrænding, genanvendelse og genbrug af 1 ton glasemballage, i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE og 10 mPE).

Figur 8.13 viser generelt at der opnås de største besparelser ved genbrug af glasemballage. Dette gælder for alle indikatorer med undtagelse af "fornyelig bruttoenergi", som er lig nul for alle tre behandlingsformer. Genanvendelse giver anledning til besparelse af cirka samme mængde affald til deponi, men bruttoenergien ligger væsentligt lavere, hvilket skyldes det høje energiforbrug forbundet med produktion af nyt glas ud fra glasemballageaffaldet.

Ved forbrænding ses en marginal negativ besparelse (-1 i figurtabellen) for henholdsvis "ikke fornyelig bruttoenergi" og "affald til deponi". Dette skyldes at forbrænding af glasemballage kræver energi og ikke skaber energi.

Figur 8.14:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af glasemballage i 2000 samt potentialet for glasemballage (i PR, PE og 10 PE).

Ved udnyttelse af potentialet for glasemballage er det især en øget genanvendelse, der giver anledning til en lille energibesparelse - og ikke mindst en besparelse på deponi af slagge fra affaldsforbrænding.

Hvis potentialet for glas skal udnyttes fuldt ud, bør genbruget af emballageglas øges betydeligt, hvilket dog ikke er skønnet at være realistisk i nærværende projekt.

8.11 Planglas

Tabel 8.9 viser affaldsmængderne og behandlingen for planglas i 2000 samt det realistiske potentiale. Der er et potentiale for øget genanvendelse af planglas som i dag deponeres, svarende til cirka 30%.

Tabel 8.9:
Affaldsmængder af planglas.

Der er anvendt de samme LCA-data for behandlingsformer for planglas som for emballageglas. Dog er der ikke medregnet energi til vaskeproces ved genbrug. Figur 8.15 viser besparelserne for de fem indikatorer ved henholdsvis forbrænding, genanvendelse og genbrug af 1 tons planglasaffald, set i forhold til deponering af samme mængde.

Figur 8.15:
Besparelser ved henholdsvis forbrænding, genanvendelse og genbrug af et ton planglas i forhold til deponering af mængden (i mPR, mPE og 10 mPE).

Resultatet for behandling af 1 ton planglas er det samme som for emballageglas, idet der anvendes samme data. Der opnås således de største besparelser ved genbrug.

Figur 8.16:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af planglas i 2000 samt potentialet for planglas (i PR, PE og 10 PE).

Udnyttelse af potentialet for øget genanvendelse af planglas giver især en øget besparelse på deponisiden.

8.12 PE

8.12.1 Mængder og behandlingsform for alle plasttyper

Tabel 8.10 indeholder data for alle afsnit om plastmaterialer. PE udgør langt den største mængde.

Tabel 8.10:
Mængder og behandlingsform for plast

Potentialet for indsamling og afsætning af genanvendeligt plast er forsigtigt skønnet - da der er store usikkerheder om hvor meget der vil kunne opnås. Meget plast indgår i emballage som er vanskeligt at indsamle og genanvende. De gennemførte livscyklusstudier (Miljøstyrelsen, 2002g), der bl.a. inddrager rengøring af plastmaterialet inden aflevering til genanvendelse, har peget på at potentialet er begrænset.

Figur 8.17 viser besparelserne for de fem indikatorer ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse af 1 ton polyethylen i forhold til deponering af samme mængde.

Figur 8.17:
Besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et ton polyethylen (PE ikke at forveksle med figurens enhed der er mPE - personekvivalenter) i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE og 10 mPE).

I forhold til forbrænding er der en ressourcemæssig og energimæssig besparelser ved genanvendelsen. Modsat er der lidt mindre besparelse på deponifaktoren ved genanvendelse. Det skyldes et vis mængde affald fra genanvendelsesprocessen, som i beregningen forudsættes deponeret.

Figur 8.18:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af polyethylen i 2000 samt ved udnyttelse af det realistiske potentiale (i PR, PE og 10 PE).

8.12.4 Konklusion

Genanvendelse af polyethylen giver en energimæssig besparelse. Et mere detaljeret livscyklusstudie (Miljøstyrelsen, 2002g) viser at det energimæssigt kun kan betale sig at indsamle det rene plastaffald fra husholdninger. Hvis plasten skal vaskes inden indsamling vil energiforbruget blive højere end ved forbrænding. Ved fastlæggelse af indsamlingspotentialet er der kun forudsat indsamling af rent plast. Konklusionen er dog følsom for de anvendte forudsætninger for energigodskrivning (se kapitel 10). Følsomhedsanalysen viser ikke overraskende at fordelen ved genanvendelsen er større ved mindre udbytte fra affaldsforbrænding. Energigevinsten ved afbrænding bliver således afgørende for vurderingen af hvilke plastfraktioner det kan betale sig at genanvende.

I rapporten er der foretaget en opdeling i de 6 plastfraktioner som er vist i tabel 8.10. Ovenstående konklusionen for PE gælder formentlig for de fleste af de følgende plasttyper udtagen PVC og til dels for blandet plast. Ved vurdering af relevansen af en indsats for genanvendelse i forhold til andre materialer, bør man derfor se de 4 nævnte fraktioner under et, ligesom forskellige papirtyper også præsenteres samlet.

8.13 PP

Se samlet tabel 8.10 for plastmaterialer i afsnit 8.12. Potentialet for genanvendelse af PP er vurderet at være i samme størrelsesorden som PE, og der er her ikke skelnet mellem behandlingen af det to plasttyper.

UMIP-basen har kun data for genanvendelse af PE, som derfor er anvendt for alle plasttyper. For fremstilling af plast og forbrænding er der anvendt forskellige data for hver enkelt plasttype. I figur 8.19 ses besparelserne for de fem indikatorer ved forbrænding og genanvendelse af et ton PP.

Figur 8.19:
Besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et ton PP i forhold til deponering (i mPR, mPE og m10 PE).

De den ressourcemæssige besparelser ved genanvendelsen er lidt højere end ved forbrænding. Der er en energimæssig besparelse ved genanvendelsen, men der er en lidt mindre besparelse på deponifaktoren ved genanvendelse. Det skyldes dannelse af noget affald ved genanvendelsesprocessen.

Figur 8.20:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af PP i 2000 samt potentialet for PP (i PR, PE og 10 PE).

Genanvendelse af polypropylen giver en energimæssig besparelse. Et mere detaljeret livscyklusstudie (Miljøstyrelsen, 2002g) viser at det energimæssigt kun kan betale sig at indsamle det rene plastaffald fra husholdninger. Hvis plasten skal vaskes inden indsamling vil energiforbruget blive højere end ved forbrænding. Ved fastlæggelse af indsamlingspotentialet er der forudsat indsamling af rent plast.

For at opnå en mere præcis indikatorberegning af potentialet skal der flere data og detaljer til om typen og omstændighederne ved genanvendelsen, bl.a. om behov for vask og indsamlingssystemet. Se også konklusionen for PE, afsnit 8.13.

8.14 PVC

Se samlet tabel 8.10 for plastmaterialer i afsnit 8.12.

Potentialet for genanvendelse er vedtaget mellem miljøstyrelsen og plastbranchen. Formålet med indsamling og genanvendelse af PVC er ikke at spare ressourcer, men mindske udledningen ved forbrænding af PVC samt ved udslip af de anvendte hjælpestoffer, der indgår i PVC.

8.14.2 LCA-data

Figur 8.21 viser besparelserne ved forbrænding og genanvendelse af et tons PVC.

Figur 8.21:
Besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et tons PVC, set i forhold til deponering af mængden (i mPR, mPE og m10 PE).

Figur 8.22 viser at besparelsen for de totale ressourcer (energiressourcer og andre ressourcer summeret) og for bruttoenergiforbruget er højest ved genanvendelse. Som ved de øvrige plasttyper har det ikke været muligt at skaffe specifikke data for genanvendelse af PVC, og der er anvendt PE-data for genanvendelse. Derfor er der som ved PE også indregnet en betydelig mængde affald ved genanvendelsen, og rigtigheden heraf bør undersøges nærmere for de specifikke plastmaterialer til genanvendelse. Der spares noget deponiplads ved genanvendelse af PVC, da forbrænding giver anledning til dannelse af en stor mængde røggasrensningsprodukter til deponi.

Resultatet af indikatorberegningen er derfor at der er en væsentlig energi- og deponimæssig besparelse ved genanvendelse PVC regnet pr. ton.

Figur 8.22:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af PVC i 2000 samt det realistiske potentiale for PVC (i PR, PE og 10 PE).

Når resultatet af indikatorberegning viser et fald ved udnyttelse af potentialet for genanvendelse af PVC, skyldes det alene at det samtidig er politisk vedtaget at PVC ikke må forbrændes men i stedet skal deponeres. Det er begrundet i andre miljømæssige forhold ved forbrændingen af PVC, som ikke indgår i indikatorberegningen. Når ophør af forbrænding indregnes i potentialet, giver det selvfølgelig anledning til en mindre energiudnyttelse.

8.14.4 Konklusion

For at opnå en mere præcis indikatorberegning af potentialet skal der flere data og detaljer til om typen og omstændighederne ved genanvendelsen. Det væsentlige for PVC er imidlertid ikke om der er en energi- og ressourcemæssig gevinst ved genanvendelsen, men at PVC er miljømæssigt problematisk. Desuden skal forbrænding undgås, da det kan give anledning til en miljømæssig belastning der ikke indgår i LCA- beregningen.

8.15 PS/EPS

Se tabel 8.10 for mængder og potentialer for alle plastmaterialer.

Figur 8.23 viser besparelserne ved forbrænding og genanvendelse af PS/EPS.

Figur 8.23:
Besparelserne ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse af et ton PS/EPS i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE og m10 PE).

Figur 8.23 viser at den samlede ressourcebesparelse er højere ved genanvendelse end forbrænding, når energiressourcer og andre ressourcer summeres. Bruttoenergibesparelsen er betydelig højere ved genanvendelse end ved forbrænding af et ton PS/EPS, mens besparelsen på affald til deponi er lidt højere ved forbrænding.

Som ved de øvrige plasttyper har det ikke været muligt at skaffe specifikke data for genanvendelse af PS/EPS, og der er anvendt PE-data for genanvendelse, hvilket dog vurderes ikke have afgørende betydning for resultatet.

Figur 8.24:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af PS/EPS i 2000 samt potentialet for PS/EPS (i mPR, mPE og m10 PE).

For at opnå en mere præcis indikatorberegning af potentialet skal der flere data og detaljer til om typen og omstændighederne ved genanvendelsen. Se også konklusionen for PE, afsnit 8.13.

8.16 PET

Se tabel 8.10 for mængder og potentialer for alle plastmaterialer.

Figur 8.25 viser besparelserne for de fem indikatorer ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse af et ton PET.

Figur 8.25:
Besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et ton PET i forhold til deponering af affaldsmængden (i mPR, mPE og m10 PE).

Figur 8.25 viser at den samlede ressourcebesparelse er lidt højere for genanvendelse, når energiressourcer og andre ressourcer summeres. Bruttoenergibesparelsen er betydelig højere ved genanvendelse end ved forbrænding af et ton PET, mens besparelsen på affald til deponi er stort set ens ved forbrænding og genvinding.

Som ved de øvrige plasttyper har det ikke været muligt at skaffe specifikke data for genanvendelse af PET, og der er anvendt PE-data for genanvendelse, hvilket dog vurderes ikke have afgørende betydning for resultatet.

Figur 8.26 viser besparelserne for henholdsvis affaldsbehandlingen af PET i 2000 og det realistiske potentiale for PET.

Figur 8.26:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af PET i 2000 samt potentialet for PET (i PR, PE og 10 PE).

Energiforbruget til fremstilling af PET er lidt højere end for andre plasttyper, så besparelserne ved genanvendelse er højere end ved de øvrige plastmaterialer. For at opnå en mere præcis indikatorberegning af potentialet skal der flere data og detaljer til om typen og omstændighederne ved genanvendelsen. Se også konklusionen for PE, afsnit 8.13.

En mulighed for f.eks. PET-flasker kunne være øget genbrug der formentlig giver det laveste energi- og ressourceforbrug.

8.17 Blandet plast

Se tabel 8.10 for mængder og potentialer for alle plastmaterialer. Blandet plast indeholder en del hærdeplaster. Da det ikke har været muligt at vurdere sammensætningen for denne gruppe plastmaterialer, er det derfor ikke forsøgt at beregne indikatorværdier for behandlingen.

8.18 Organisk dagrenovation/madaffald

Organisk dagrenovation omfatter biomasse der normalt indsamles fra husholdninger til kompostering eller forgasning. Det omfatter især rester fra tilbedredning af fødevarer, derfor i nogen sammenhænge benævnt "madaffald" som her bruges i flæng – en nærmere definition gives i bilag 1.

Tabel 8.11 viser affaldsmængderne og behandlingsformen for madaffald i 2000 samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.11:
Affaldsmængder af madaffald.

Det vanskeligste ved vurdering af potentialet for en optimeret behandling har været at finde ud af hvad alternativet til forbrænding er (som udgør 80% af behandlingen i dag). Nogle peger på kompostering enten på centrale anlæg eller ved hjemmekompost, andre mener biogas er en løsning.

I praksis er det kompostering hjemme eller på centrale anlæg som har fungeret, og de senere år er der også kommet erfaringer med forgasning af husholdningsaffald sammen med gødning fra landbruget. Som potentiale er der forudsat forgasning af den del der realistisk set vil kunne indsamles fra husholdninger. Bioforgasning er i beregningen benævnt genanvendelse.

I kapitel 7 gennemgås de anvendte LCA- data for biogasproduktion. Der godskrives 4.5 MJ pr kg organisk affald, som naturgas. Dette tal indeholder både gassens forbrændingsværdi og værdien af kvælstofgødningen i den afgassede biomasse. Værdien af biomassen som jordforbedrende materiale kan være betydelig, men vanskelig at kvantificere og er ikke indregnet.

Ved forbrænding af det organiske affald regnes med en udnyttelse på 4 MJ som godskrives som øvrig energi fra affaldsforbrænding, dvs. med en vis andel som elproduktion (se kapitel 9.3).

Genbrug af madaffald er ikke indregnet, da det i 2002 er blevet forbudt at anvende madaffald som dyrefoder, og dermed er der ikke noget potentiale heri.

Figur 8.27 viser besparelserne ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse (bioforgasning).

Figur 8.27:
Besparelser ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse til biogasfremstilling af et ton madaffald, i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE eller 10mPE) .

Det ses af figuren at genanvendelse ved bioforgasning giver lidt mindre energiudbytte end forbrænding.

Balancen påvirkes derfor også af den anvendte forudsætning om energiudnyttelse fra affaldsforbrændingsanlæg. Følsomhedsberegningen i kapitel 10, hvor energiudnyttelsen fra affaldsforbrænding er halveret giver derfor en besparelse ved biogas frem for forbrænding.

Der er dog flere forhold der ikke indgår i beregningen – dels slagge og aske fra forbrændingsprocessen dels de jordforbedrende egenskaber ved udnyttelse af afgasset biomasse fra biogasanlæg.

Figur 8.28:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af madaffald i 2000 samt potentialet for madaffald (i PR, PE eller 10 PE)

Af figur 8.28 ses resultatet af at det organiske dagrenovationsaffald bioforgasses (genanvendes) giver lidt mindre energibesparelse end forbrænding. Det forudsætter dog at udbyttet ved afbrænding er så højt som forudsat, idet følsomhedsberedningen med det halve energiudbytte ved forbrænding giver det omvendte resultat.

Det netop afsluttede LCA-studie for behandling af madaffald bl.a ved forbrænding og bioforgasning (Miljøstyrelsen, 2003) viser samme tendens. Der er dog regnet med lidt forskellige forudsætninger, bl.a. om energiudnyttelsen. Dette projektets beregning er baseret på at energiudnyttelsen ved forbrænding på 4 MJ/kg, som anvendes til produktion af el og varme. Men ændres forudsætningerne for udbyttet af forbrændingen, vil billedet ændres.

8.19 Slam

Tabel 8.12 viser affaldsmængderne og behandlingen for slam i 2000 samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.12:
Affaldsmængder af slam (20% TS).

Potentialet for slam ligger i en øget genanvendelse som gødning. Begrænsningen for udnyttelsen er slammets indhold af miljøbelastende stoffer. Ved fastlæggelse af potentialet er det antaget at alt slam som overholder grænseværdierne for miljøskadelige stoffer anvendes som gødning.

Der mangler der data for godskrivning af slammets gødningsværdi. Ved forbrænding af slam regnes forbrændingsprocessen energineutral. Det skyldes det høje indhold af vand, og slammet skal i modsætning til organisk husholdningsaffald derfor tørres inden forbrænding.

Figur 8.29 viser besparelserne for deponi af affald ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse.

Figur 8.29:
Besparelse ved forbrænding og genanvendelse af et ton slam, set i forhold til deponering af samme mængde (10 mPE).

Det ses at der opnås en stor besparelse i deponibehovet ved genanvendelse, hvilket skyldes at slammængden indeholder ca. 50 % slagge/aske til deponi hvis det slammet forbrændes. Ved genanvendelse bliver denne slaggemængde også genanvendt – hvilket også sker med slagge aske fra forbrændingsanlæg, med mindre den er forurenet. Deponifaktoren er i dette tilfælde ikke detaljeret nok til at give et dækkende billede af hvad der sker ved de to forskellige behandlingsformer.

Figur 8.30:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af slam i 2000 samt potentialet for slam (i 10 PE)

8.19.4 Konklusion

Det er således især øget aske fra forbrændingen der er giver sig udslag i den foretagne opgørelse, hvor udnyttelse af "potentialet" (mindre kompostering og mere forbrænding grundet høje indhold af toksiske stoffer i slamme) resulterer i. Dertil kommer tab af gødningsværdi som ikke har kunnet indregnes pga. manglende data. Beregningen kan ikke bruges til at vurdere om forbrænding eller genanvendelse er mest fordelagtigt, da det især afhænger af toksiske reststoffer i slammet.

8.20 Autogummi

I tabel 8.13 ses mængderne af dæk for 2000 samt det realistiske genanvendelsespotentiale.

Tabel 8.13:
Affaldsmængder af dæk.

Genanvendelse af dæk består i en granulering af dækkene og udnyttelse som underlag, f.eks. på legepladser og andre steder hvor der ønskes et underlag, som ikke er for hårdt. Nogen steder erstatter det således andre gummimaterialer, men ofte ville alternativet være f.eks. træflis. Der er således tale om en væsentlig nedklassificering af gummimaterialet, hvor egenskaberne ikke udnyttes som ved anvendelse som dæk.

Den væsentligste fordel ved genanvendelsen er genvinding af stålindlægget, som er rustfrit stål, der er ressourcemæssigt værdifuldt. I beregningen indregnes dette derfor som den væsentligste fordel ved granulering af dæk, mens anvendelsen som underlag reducerer deponibehovet.

Der er ikke fundet LCA-data for granuleringsprocessen, som derfor ikke indgår i beregningen. Den indregnede fordel stammer således fra genanvendelsen af stålindlægget, og den sparede deponering af dæk. For genbrug spares der fremstilling af nyt gummi, hvilket er indregnet med LCA-data for butadiengummi.

Figur 8.31:
Besparelser ved forbrænding, genanvendelse og genbrug af et ton autogummi i forhold til deponering af mængden (i mPR, mPE, 10mPE).

Figur 8.31 viser at der opnås de største besparelser pr. ton ved forbrænding og genbrug. Især opnås der ved disse to behandlingsformer en væsentlig besparelse for energiressourcer og bruttoenergi. Ligeledes bør det bemærkes at besparelsen for energiressourcer, andre ressourcer og bruttoenergi er ganske beskedne ved genanvendelse.

Figur 8.32:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af autogummi i 2000 samt potentialet for autogummi (i PR, PE, 10PE)..

Det ses, at den øgede genanvendelse som underlag reducerer den energimæssige besparelsen der opnås ved afbrænding. Besparelsen for andre ressourcer ser dog ud til at øges ved genanvendelsen, da man får udnyttet stålindlægget. I beregningen er der imidlertid ikke taget højde for, at det stål der havner i forbrændingsasken i praksis opsamles og udnyttes.

Genanvendelse af gummi er ikke mulig efter vulkanisering, da dækkene ikke kan formes igen. Kun ved genbrug af selve dækket ved regummiering opnås en betydelige energi- og ressourcegevinst. Men det kræver f.eks. at der kan skabes øget afsætning for denne dæktype, hvilket altid har været vanskeligt.

8.21 Olie

Tabel 8.14 viser affaldsmængderne og behandlingen for olie i 2000 samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.14:
Affaldsmængder af olie (Miljøstyrelsen, 2001c) 1)

Siden opgørelsen i 2000 er genanvendelse af olie frem for energiudnyttelse ved forbrænding blevet udbygget, således at potentialet i tabel 8.14 faktisk er opnået på nuværende tidspunkt.

Den energi- og ressourcemæssige fordel ved genraffineringen af spildolie ligger i den sparede indvinding af råolie, afsvovling samt raffinering. Til gengæld koster genanvendelsen ca. 25 % ekstra energi i forhold til raffinering af råolie. Der findes LCA-data for disse specifikke processer, som er anvendt til begningerne.

Figur 8.33 viser således en lille besparelser ved genanvendelse af spildolien, men usikkerhed på data taget i betragtning er der ikke afgørende forskel.

Figur 8.33:
Besparelser ved henholdsvis forbrænding og genanvendelse af 1 ton olie.

Figur 8.34 viser, at med den anvendte godskrivning af energi fra affaldsforbrænding af olie, er der en lille energimæssig fordel ved at genanvende olien. Følsomhedsberegningen i kapitel 10, viser at hvis energiudnyttelsen ved affaldsforbrænding halveres vil genanvendelse af olie energimæssigt være klart bedst energi- og ressourcemæssigt betragtet.

Figur 8.34:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af olie i 2000 samt potentialet for olie.

Beregningen tyder på en energi og ressourcemæssig fordel ved genanvendelsen af olie. Datagrundlaget for genanvendelsen er imidlertid ikke fuldstændigt, og bør suppleres med mere præsice data for genanvendelseprocessen. Det afgørende spørgsmål er om genvendelses-processen er mere eller mindre energikrævende end udvinding af råolie. Dertil bør lægges en vurdering af øvrige miljøpåvirkninger ved de to alternativer.

8.22 Aluminium

Tabel 8.15 viser affaldsmængder og behandlingen for aluminium i 2000 samt det realistiske potentiale for aluminium.

Tabel 8.15:
Affaldsmængder af aluminium.

Aluminium indgik i afprøvning af metodeprojektet. Mængdedata er opdateret til 2000-niveau, og potentialet er vurderet, så det angiver et realistisk potentiale.

I forhold til de tidligere anvendte energidata er den væsentligste forandring at aluminium ikke vurderes at afgive energi ved forbrænding. For at aluminium kan forbrænde skal det være tyndere valset end normalt i husholdningsaffald. Til gengæld dannes der heller ikke så meget aluminiumoxid der gav anledning til en stor mængde restprodukter ved affaldsforbrændingen. I figur 8.35 ses besparelserne ved genanvendelse og forbrænding af aluminium.

Figur 8.35:
Besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et ton aluminium, set i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE, 10mPE).

Af figur 8.35 ses det at der ved genanvendelse af aluminium spares væsentligt på indikatoren "andre ressourcer", ligesom der spares bruttoenergi og affald til deponi. Forbrændingsløsningen giver ikke nogen besparelse, hvilket som nævnt skyldes at forbrænding af aluminium ikke vurderes at give et energiudbytte. Tværtimod vil der blive brugt lidt energi til forbrændingen, som afspejles i værdien -1.

8.22.3 Resultater

Figur 8.36 viser besparelserne ved at ændre affaldsbehandlingen i 2000 til det realistiske potentiale.

Figur 8.36:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af aluminium i 2000 samt potentialet for aluminium (I PR, PE og 10PE).

På trods af ændringerne viser potentialet for øget genanvendelse af aluminium nu en øget besparelse for alle 5 indikatorværdier.

8.22.4 Konklusion

Vurderingen af det realistiske potentiale for øget genanvendelse er den væsentligste forudsætning. Indsamling af aluminium fra husholdninger vil være nødvendigt for at opnå dette.

8.23 Bly

Tabel 8.16 viser affaldsmængderne og behandlingen for bly samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.16:
Affaldsmængder af bly.

Tabel 8.16 viser kun et lille potentiale for øget genanvendelse. Allerede i dag genanvendes bly i vidt omgang (især akkumulatorer), og potentialet ligger især i øget udnyttelse af bly fra elektronik og mange småprodukter. Der kan dog mangle noget bly i opgørelsen, hvilket den igangværende massestrømsanalyse for bly evt. vil kunne vise.

Generelt mangler der gode LCA-data for bly, og det har ikke været muligt at foretage en beregning af indikatorværdierne for bly.

Det meste bly bliver allerede genanvendt i dag, bl.a. fra akkumulatorer.

Selv en mindre mængde bly til genanvendelse vil formentlig kunne give en betydelig ressourcemæssig besparelse, da bly som en relativt begrænset ressource vejer tungt opgjort i PR ligesom deponeringsbehovet til mineaffald fra udvinding af bly vil blive reduceret.

Den væsentligste begrundelse for øget indsamling af bly er imidlertid blyets giftighed ved udledning til omgivelserne. Den igangværende opdatering af massestrømsanalysen for bly vil kunne dokumentere hvilke produkter der indeholder bly.

8.24 Tin

Tabel 8.17 viser mængder og behandling af tin i 2000, samt det realistiske potentiale for behandling af tin.

Tabel 8.17:
Affaldsmængder af tin.

Datagrundlaget for opgørelse af tin er baseret på en massestrømsananlyse, der havde til hovedformål at opgøre mængden af organisk bundet tin – og som ikke systematisk har opgjort metallisk tin. Mængderne er derfor usikre. Potentialet for øget indsamling af tin til genanvendelse er begrundet i at tin bl.a. indgår i elektroniske og elektriske produkter, der i dag indsamles til genanvendelse.

Datagrundlaget for LCA-vurdering til beregning af indikatorværdierne for tin har vist sig at være forældede og usikre, og indikatorværdierne har ikke kunnet beregnes. Energiforbruget til fremstilling af nyt tin er betydeligt, og mængden af affald til deponi er stor i kraft af en stor slaggemængde fra den malm som tin udvindes af. Tin er desuden en begrænset ressource, så PR-indikatorværdien vil givetvis blive høj uanset om der er tale om et begrænset potentiale.

8.25 Zink

Tabel 8.18 viser affaldsmængderne og behandlingen for zink samt det realistiske potentiale.

Tabel 8.18:
Affaldsmængder af zink.

Mængden af zink til genanvendelse er opgjort ud fra handelsstatistikken for zinkskrot. Det betyder at der kan være zink i en række andre produkter, som ikke indgår i opgørelsen, f.eks. galvaniseret jern. En massestrømsanalyse for zink vil kunne afdække området.

Det har ikke været muligt at skaffe pålidelige LCA-data for zink. Energi og ressourcemæssigt må det forventes at selv små potentialer vil give relativt høje indikatorværdier for ressourcer, da zink er en begrænset ressource.

For at vurdere potentialet for zink skal der først udarbejdes en massestrømanalyse for anvendelsen af zink i Danmark.

8.26 Rustfrit stål

Tabel 8.19 viser affaldsmængder og behandling af rustfrit stål i 2000 samt det realistiske potentiale for rustfrit stål.

Tabel 8.19:
Affaldsmængder af rustfrit stål.

Rustfrit stål er en værdifuld ressource – såvel økonomisk som ressourcemæssigt i kraft af indholdet af metaller som nikkel, mangan og krom.

Der er dog dårligt overblik over anvendelsen af rustfrit stål ligesom for jern og metal i øvrigt (se afsnit 8.27).

Der er gode LCA-data til beregningen af primært og sekundært rustfrit stål. Dog er der det forbehold at rustfrit stål kan være mange forskellige legeringer, og indholdet af de sjældne metaller som vil påvirke indikatorværdien kan variere betydeligt. En mere præcis sammensætning vil kunne kvalificere indikatorberegningen.

Figur 8.37 viser de beregnede besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et ton rustfrit stål.

Figur 8.37:
Besparelser ved forbrænding og genanvendelse af et ton rustfrit stål, i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE og 10mPE).

Det ses af figur 8.37 at det er mest fordelagtigt at genanvende et ton rustfrit stål, idet der ved forbrænding af et ton rustfrit stål ikke opnås besparelser på ressourcer og bruttoenergi, hvilket også er tilfældet for de øvrige undersøgte metaller.

Figur 8.38 viser indikatorværdierne for affaldsbehandlingen i 2000 samt det realistiske potentiale.

Figur 8.38:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af rustfrit stål i 2000, samt potentialet for rustfrit stål (i PR, PE og 10PE).

Figur 8.38 viser kun en lille besparelse ved udnyttelse af potentialet, hvilket især skyldes at potentialet allerede er næsten fuldt udnyttet.

Kun en systematisk opgørelse af anvendelse og bortskaffelse af rustfrit stål i Danmark vil kunne kvalificere indikatorberegningen yderligere – gerne med en specifik opgørelse af forskellige legeringer, da det kan have betydning for indikatorberegningen.

8.27 Jern og stål

Tabel 8.20 viser affaldsmængderne fra 2000 for jern og stål samt det realistiske potentiale for fraktionen.

Tabel 8.20:
Affaldsmængder af Jern og stål 1)

Mængden af jern og stål i affaldsmængderne udgør muligvis kun en mindre del af de omsatte mængder i Danmark. Ved en screening af handelsstatistikken samt miljøstyrelsens produktdatabase (Miljøstyrelsen, 1995d) er der potentielt fundet langt større mængder. En betydelig del akkumuleres i produkter i samfundet. F.eks. vil bygning af et skib på et dansk skibsværk kunne bruge ligeså meget stål som der årligt indgår i affaldsstatistikken. Potentialet kan således være betydeligt på længere sigt.

8.27.2 LCA-data

Der findes gode data for primært og sekundært jern og stål, og figur 8.38 giver derfor et billede af besparelserne ved genanvendelse af et ton jern og stål.

Figur 8.39:
Besparelserne ved forbrænding og genanvendelse af et ton jern og stål, i forhold til deponering af samme mængde (i mPR, mPE og 10mPE).

Det ses at der ved genanvendelse opnås en høj besparelse for affald til deponi, ligesom der spares på de samlede ressourcer og ikke fornyelig bruttoenergi. Ved forbrænding er der tilsyneladende ingen besparelse, hvilket ikke er korrekt. I praksis vil jern og stål der havner i forbrændingsanlæg bliver sorteret fra slaggen og blive genanvendt. Hvis det var indregnet vil der optræde en besparelse ved forbrænding i omtrent samme størrelsesorden som ved genanvendelse.

Figur 8.40 viser at potentialet er fuldt udnyttet.

Figur 8.40:
Besparelser ved affaldsbehandlingen i 2000 og det realistiske potentiale for jern og stål (i PR, PE og 10PE).

8.27.4 Konklusion

For at kvalificere vurderingen af potentialet for jern og stål bør der gennemføres en massestrømsanalyse, bl.a for at kunne vurdere hvor meget jern og stål der akkumuleres i samfundet i forskellige produkter, anlæg og bygningsværker. Jern er dog ikke en sjælden ressource, så besparelsen ved øget genvinding vil især være på indikatorværdierne for energi- og deponibehov.

8.28 Kobber

Tabel 8.21 viser affaldsmængderne for kobber i 2000 samt det realistiske potentiale for kobber.

Tabel 8.21:
Affaldsmængder af kobber 1)

Kobber er en relativt begrænset ressource, som vejer tungt ved indikatorberegningen for ressourcer. Samtidig er det et kostbart materiale, som i høj grad indsamles og genanvendes. Med den øgede indsamling af elektronisk og elektrisk udstyr vil genanvendelsen af kobber givetvis kunne øges en del.

Der findes gode LCA-data for primært og sekundært kobber, som er anvendt ved beregningerne. Figur 8.41 viser derfor besparelserne ved genanvendelse af et ton kobber.

Figur 8.41:
Besparelserne ved forbrænding og genanvendelse af et ton kobber, i forhold til deponering (i mPR, mPE og 10mPE).

Figuren viser at der er væsentlige besparelser for indikatoren "andre ressourcer" forbundet med genanvendelsen af et ton kobber.

Figur 8.42:
Indikatorværdierne for affaldsbehandlingen af kobber i 2000 samt potentialet for kobber (i PR, PE og 10PE).

Ressourcemæssigt vil en forøget genanvendelse af selv en mindre mængde give en betydelig besparelse på ressourceindikatoren.

8.28.4 Konklusion

Anvendelsen af kobber er rimeligt godt kortlagt, og indikatorberegningen viser at genanvendelse af det sidste potentiale vil give en betydelig ressourcemæssig besparelse.

9 Konklusion

Projektet består af to hovedaktiviteter, som dels har været en grov kortlægning af materialestrømme i den nuværende affaldsbehandling, dels en beregning af LCA-baserede indikatorværdier for affaldsbehandlingen – både nu og ved en optimeret behandling. Beregningen og præsentationen af indikatorværdierne viser i alle figurer hvad der er sparet ved hver behandlingsform i forhold til 100% deponi af et materiale, som er endt til affaldsbehandling.

I nærværende kapitel sammenfattes resultaterne fra gennemgangen af de enkelte materialer i kapitel 8. Først vises den nuværende behandlingsform (afsnit 9.1) for alle materialer. Derefter gennemgås indikatorberegningen, der viser den opnåede besparelse beregnet på de tre indikatorværdier: Sparede ressourcer, sparet energi samt sparet deponibehov. I afsnit 9.2 vises det uudnyttede potentiale - altså forskellen mellem den nuværende behandling og det realistiske potentiale.

Afsnit 9.3 opsummerer de væsentligste datamangler for beregningen, og hvad det betyder for resultatet. Desuden vurderes de energimæssige godskrivninger for affaldsforbrændingen. Ved vurderingen inddrages resultaterne af en følsomhedsberegning hvor der forudsættes en halvering af energiudbyttet ved forbrænding (se kapitel 10). Resultaterne af følsomhedsberegningen inddrages i diskussionen af projektets resultater i kapitel 8 og 9.

Figur 9.1 viser affaldsbehandlingen, som den så ud i 2000 opgjort i mængder og fordelt på deponi, affaldsforbrænding, genanvendelse og eventuelt genbrug. Dette genbrug gælder ikke pantbelagte genbrugsemballager (returflasker, transportkasser etc.), der ikke registreres som affald før de går i stykker.

Figur 9.2, 9.3 og 9.4 viser de opnåede besparelser i ressourceforbrug, energiforbrug og deponibehov ved affaldsbehandlingen i 2000 set i forhold til den ringeste mulighed for affaldsbortskaffelse, deponi.

Se her!

Figur 9.1:
Behandlede materialemængder fordelt på behandlingsform og materiale (tons). Slam er angivet som 20% tørstof indhold.

Af figur 9.1 fremgår det, at de største materialemængder, der i dag deponeres er inden for fraktionerne: papir og pap (2000 tal, hvilket kan have ændret sig siden), imprægneret træ samt gips. Papir og pap, træ og madaffald samt de mange bidrag fra forskellige plastmaterialer udgør de største mængder til forbrænding. De største mængder til genanvendelse udgøres af beton, tegl, asfalt (inkl. genbrug), pap og papir samt jern og stål. Dette billede er formentlig velkendt af affaldsbehandlere.

Se her!

Figur 9.2:
Opnåede ressourcebesparelser fordelt på materialer i PR for de to ressourceindikatorer ( energiressourcer og andre ressourcer).

Figur 9.2 viser ressourcebesparelserne opgjort i PR, og den viser at det især er metallerne, som bidrager til de opnåede besparelser der er ved den omfattende genanvendelse. Bemærk at bly, tin og zink ikke fremgår, da der mangler LCA-data. En skønsmæssig vurdering er at ressourcebesparelser for bly, tin og zink vil være på niveau med de øvrige metaller, da der er tale om ressourcer med relativ kort forsyningshorisont, og derved vejer de tungt opgjort i PR.

Papir, træ og plast (samlet set for de 6 fraktioner) bidrager især til besparelse på de energirelaterede ressourcer da de ved afbrænding erstatter energiråstoffer til el- og varmeproduktion.

Gipsaffald er ikke vurderet grundet manglende LCA-data for dansk produktion af gips og for genanvendelsesprocessen. Der er nogle materialer (fra figur 9.1), som ikke optræder på figuren, fordi de opnåede ressourcebesparelser er nul i beregningen. Dette gælder f.eks. for beton, tegl og asfalt, hvor genanvendelsen erstatter sten og sand, som ressourcemæssigt opgjort i PR er ubetydelige.

Se her!

Figur 9.3:
Opnåede energibesparelser i år 2000 fordelt på materialer i PE (1 PE=160GJ) for de to energiindikatorer (fornyelige og ikke fornyelige)

Indikatorværdien for energibesparelserne ved den nuværende (år 2000) affaldshåndtering viser et lidt andet billede end ressourceparameteren. Her fremtræder de fleste forbrændingsegnede materialer med de største besparelser - hvilket afspejler at et væsentligt element i den nuværende affaldshåndtering er forbrænding med energiudnyttelse. Især de sidste 10 års udbygning med elproducerende affaldsforbrændingsanlæg bidrager væsentligt til de opnåede besparelser ved affaldsbehandlingen.

Ved udnyttelse af varmen fra affaldsforbrænding til erstatning for ren fjernvarme er gevinsten lille - i nogle situationer næsten nul - i modsætning til hvis energien fra affaldsforbrænding erstatter elproduktion, som det i stigende grad er tilfældet i dag (se afsnit 9.3). Ved forbrænding af affald med el-produktion til følge erstattes naturgas og andre fossile brændsler med affald, hvorved affaldets ressourcemæssige værdi går tabt - helt eller delvist.

Se her!

Figur 9.4:
Opnåede besparelser af deponibehov fordelt på materialer i 10 PE (1 PE= 403 kg). Dvs. at de viste værdier skal ganges med 10 for at give værdien i PE. F.eks. viser figuren ca. 300000*10*403 kg sparet deponibehov for papir, hvilket er ca. 1.2 mio. tons.

Indikatorværdien for sparet deponibehov ved den nuværende affaldshandling afspejler at den nuværende affaldsbehandling sikrer at der er store mængder affald, som ikke skal deponeres på kontrollerede deponier. Her er der selvfølgelig et vist sammenfald med figur 9.1 (der viser mængden af affald), hvis man ser bort fra det der i dag forbrændes eller genanvendes.

Pointen med indikatorværdien for deponibehov er imidlertid, at i det omfang der er tilgængelige data også indgår "skjulte materialestrømme" som eksempelvis kan være deponiaffald i forbindelse med udvinding af nye materialer til erstatning for de deponerede materialer. Det ændrer dog ikke væsentligt ved billedet i forhold til de vægtmæssige opgørelser af affaldet i figur 9.1. Det skyldes at der indgår både besparelser og forøgelse af deponimængderne ved de forskellige behandlingsformer.

For de fleste kostbare metaller er deponibehovet i forbindelse med udvinding af malm betydeligt. De skjulte materialestrømme er generelt ikke indregnet i opgørelsen pga. datamangel, men indgår f.eks. i data for udvinding af kul til elfremstilling. Hvis materialemængderne til deponi ved udvinding af metallerne blev indregnet, ville øget genanvendelse give en betydelig besparelse i deponibehov for de fleste metaller.

9.2 Potentialer

Ved vurdering af de realistiske potentialer for en optimeret affaldsbehandling i forhold til den nuværende behandlingsform, er der generelt taget udgangspunkt i at det skal være tilstræbt at skifte til et miljømæssigt bedre alternativ i henhold til affaldshierarkiet. Desuden skal det være praktisk muligt at gennemføre ændringerne. Begge dele har sat nogle kraftige begrænsninger på potentialet. Forskellene kan derfor for nogle materialer være små eller fraværende.

Da der samtidig er tale om "flytning" fra én behandlingsform til en anden - typisk fra forbrænding til genanvendelse - kan der ikke vises en enkelt figur over de ændrede mængder. Derimod kan resultatet, beregnet i indikatorværdierne for ressourcer, energi og deponibehov, opgøres i samme enheder (PE og PR), som umiddelbart kan modregnes ved de to scenarier for hhv. behandlingen i 2000 og ved fuld udnyttelse af potentialet. I det følgende præsenteres forskellen således at indikatorværdierne ved den optimerede behandling fratrækkes indikatorværdierne for den nuværende behandlingsform. Resultaterne præsenteres i figur 9.5 - 9.7 med kommentarer om forudsætninger (hvad optimeringen består i) og mangler.

Resultatet er således positivt, hvis der er opnået en besparelse. Resultaterne viser at nogle af de valgte ændrede behandlingsformer ikke altid giver besparelser for alle de anvendte indikatorer, hvilket er angivet ved negative værdier. Bemærk at materialerne beton, tegl, asfalt og mineraluld ikke indgår i 9.5 og 9.6, da energi- og ressourcebesparelsen ved udnyttelse af potentialet er 0. Metallerne bly, zink og tin indgår ikke i 9.5, 9.6 og 9.7 på grund af datamangel, hvilket også gælder gipsaffald.

Indikatorværdien for ressourcebesparelser i forhold til deponering er beregnet både ved behandlingen af affaldet i 2000 og den optimerede behandling. Figur 9.5 viser forskellen – altså det ikke udnyttede potentiale for ressourcebesparelser ved en optimeret affaldsbehandling.

Ressourceindikatoren er opdelt på energiressourcer og andre ressourcer. Energiressourcerne indgår også i energiopgørelsen i figur 9.6, men er i figur 9.5 vurderet på samme måde som øvrige ressourcer. Forskellen er eksempelvis at træ opgjort efter energiindhold (i figur 9.6) vil udgøre en betydelig værdi, mens det opgjort som ressource (i figur 9.5) vil vægte meget lidt, da der er tale om en vedvarende ressource. Det der vejer tungt opgjort i ressourceindikatoren er begrænsede råstoffer, og dem der vejer tungest er dem med en kort forsyningshorisont.

Se her!

Figur 9.5:
Ikke udnyttede potentialer for ressourcebesparelser fordelt på materialer i PR for de to ressourceindikatorer ( energiressourcer og andre ressourcer).

For flere materialer viser ressourceindikatoren besparelse ved ændret behandlingsform. De negative værdier (figur 9.5) for PVC, organisk dagrenovation ("madaffald"), autogummi og olie angiver at udnyttelse af potentialet giver mindre besparelse i ressourceforbruget end den nuværende behandlingsform – typisk forbrænding. For bioforgasning af organisk dagrenovation giver udnyttelse af potentialet ikke nogen ressourcemæssig besparelse. For PVC er det forudsat at en større del af miljømæssige hensyn deponeres, og dermed ikke sparer energiressourcer ved forbrænding. For autogummi og olie kan de aktuelle genanvendelsesformer give et mindre ressourcetab i forhold til forbrænding - men giver til gengæld en energimæssig fordel (figur 9.6). Den gennemførte følsomhedsberegning viser dog at resultatet ikke er entydigt.

For papir, træ, de øvrige plastfraktioner, aluminium og kobber viser figur 9.5 at der mulighed for yderligere ressourcemæssigt besparelser ved realisering af det ikke udnyttede potentiale. Billedet understøttes af energiparameteren (figur 9.6). For træ skyldes det at der er tale om forbrænding af træ frem for "genanvendelse", hvilket kan være et spørgsmål om at den nuværende registrering af behandlingsform er forkert - det meste træ afbrændes formentlig allerede i dag.

For aluminium falder resultatet i tråd med den tidligere konklusion fra metodeprojektet til nærværende projekt (Miljøstyrelsen, 2002e). Her er der et betydeligt ressourcemæssigt potentiale ved øget genanvendelse af aluminium - især emballageaffald der i dag indgår i dagrenovationen.

Indikatorværdien for energibesparelser i forhold til deponering er beregnet både ved behandlingen af affaldet i 2000 og den optimerede behandling. Figur 9.6 viser forskellen – altså det ikke udnyttede potentiale for energibesparelser ved en optimeret affaldsbehandling.

Se her!

Figur 9.6:
Viser ikke udnyttede potentialer for energibesparelser fordelt på materialer i PE (1 PE=160GJ) for de to energiindikatorer (fornyelige og ikke fornyelige)

Figur 9.6 viser at for en række materialer er der er en energimæssig fordel ved at øge genanvendelsen, dog ikke for organisk dagrenovation, PVC og autogummi. For organisk dagrenovationsaffald viser beregningerne at udnyttelse til biogas ikke giver nogen energifordel. Følsomhedsvurderingen viser at resultatet ændres ved en halvering af energiudnyttelsen ved forbrænding. For PVC indregner potentialet en øget deponering. For autogummi er den aktuelle genanvendelsesform energimæssigt dårligere end forbrænding.

For de fleste plastmaterialer samt for glasemballage er der en energibesparelse ved en øget udnyttelse af potentialet for genanvendelse frem for forbrænding (da aluminiumsemballage typisk ikke brænder i affaldsforbrændingsanlæg). Det store potentiale for aluminium er baseret på en indsamling af emballageaffald af aluminium. Det store potentiale for træ skyldes at der er regnet med en øget forbrænding frem for deponering. At træ i opgørelsen er registret til deponi kan skyldes en fejl i statistikken, da det meste træ formentlig i forvejen forbrændes.

Rapporten viser at energiudnyttelsen af affaldet er et meget centralt element i vurderingen af affaldsbehandlingen af alle brændbare materialer. Især har det vist sig at den kraftige forøgelse af elproduktion i forbindelse med affaldsforbrænding, der er sket i løbet af 90'erne, har betydet at fordelen ved at genanvende brændbare materialer frem for forbrænding i dag er mindre end for 10 år siden. Det kræver dog mere detaljerede LCA-baserede studier at afdække om der er delfraktioner hvor forbrænding er den bedste løsning. Fordelen ved forbrænding af organisk dagrenovation frem for bioforgasning er således analyseret meget detaljeret i 2002.

Et studie vedr. plastemballage viser f.eks. at det kun er hensigtsmæssigt at genanvende rent emballageplast. På papirområdet er der igangsat et studie som evt. vil kunne give anledning til en tilsvarende differentiering.

Ved fremstilling af el af affaldsenergien opnås en reel fortrængning af energi til el-produktion i modsætning til kun at udnytte energien til opvarmning, der skal konkurrere med andre varmekilder. Følsomhedsvurdering af denne forudsætning har vist at hvis energiudbyttet ved affaldsforbrændingen halveres, vil være yderligere fordelagtigt at genanvende de fleste brændbare materialer. De valgte forudsætninger for energigodskrivning ved affaldsforbrænding vurderes og diskuteres i rapporten.

Se her!

Figur 9.7:
Ikke udnyttede potentialer for besparelser i deponibehov fordelt på materialer i 10 PE (1 PE= 403 kg) for indikatorværdien for deponi. Dvs. at de viste værdier skal ganges med 10 for at give værdien i PE.

Ændringerne i deponifaktoren (figur 9.7) ved udnyttelse af potentialet rummer måske de mest overraskende resultater, da der for flere materialer er øget deponibehov ved udnyttelse af potentialet. Resultaterne bør fortolkes med forsigtighed, da indikatoren sammenfatter mange forskellige typer fast affald uden at foretage en deltaljeret klassificering og afvejning af miljøfarlighed.

For beton, tegl, PVC og slam skyldes de øgede mænger at der ved fastlæggelse af potentialet er taget højde for krav om øget frasortering af forurenet materiale til deponi i forhold til situationen i 2000. Her er der sket en ændring fra genanvendelse til deponi.

For glasemballage, aluminium og i mindre grad for de fleste andre materialer, vil udnyttelse af potentialet give en besparelse i deponeringsbehovet. Følsomhedsberegning med halveret energiudbyttet ved forbrænding viser at der også kan være en besparelse i deponeringsbehovet ved øget genanvendelse af papir. Det skyldes at beregningen forudsætter at affald fra papirgenanvendelsen genanvendes til cementproduktion (og dermed ikke bidrager til deponi), hvorimod forbrænding potentielt kan give øget slaggemængde fra papirets indhold af fyldstoffer.

9.3 Energi fra affaldsforbrænding

Gennemgangen viser at energiudnyttelsen ved forbrænding af affaldet er et meget centralt element i vurderingen af affaldsbehandlingen af alle brændbare materialer.

For at vurdere betydningen af denne centrale parameter er der gennemført en følsomhedsanalyse, hvor godskrivningen af varme- el er halveret i forhold til de resultater der indgår i rapporten. Resultatet af følsomhedsvurderingen fremgår af kapitel 10. Det ses at med denne ændring af forudsætningen, vil det også være en energi- og ressourcemæssig gevinst at genanvende mest muligt at langt de fleste materialer. Resultatet viser at ændring i energigodskrivningen er en afgørende faktor for de energi- og ressourcemæssige fordele ved genanvendelsen.

Endelig skal det igen understreges at når man skal vurdere genanvendelse i forhold til forbrænding er der flere forhold som skal indregnes, før der kan gives et dækkende billede for de forskellige materialetyper. F.eks. rummer indikatorberegningerne ikke vurdering af udledningen af toksiske stoffer med røggas, slagge eller spild fra genanvendelsesprocesser.

Med hensyn til deponibehov ved forbrænding og genanvendelse er det f.eks. afgørende hvor meget slagge og slam der kommer ud af processerne, hvilket igen kræver kendskab til hvilke specifikke materialer der faktisk genanvendes. I beregningerne er hovedvægten f.eks. lagt på pap og papir uden eller med lavt indhold af kridt, ligesom det er forudsat at der er tale om en ren plastfraktion uden væsentligt indhold af deponeringskrævende stoffer.

10 Følsomhedsberegning

10.1 Baggrund for følsomhedsberegning

Den mest afgørende forudsætning for balancen mellem energibesparelsen ved forbrænding og genanvendelse er for alle de brændbare materialer spørgsmålet om udnyttelsesgraden af energien ved affaldsforbrænding.

Der er de sidste 10 år sket en kraftig udbygning med elproduktion af energien fra affaldsforbrænding. Som nævnt i hovedrapporten er andelen af leveret energi som el fra affaldsforbrænding steget fra o % i starten af 90'erne til 23 % i 2001 (Energistyrelsen, 2002). I hovedrapporten er der regnet med 23%, men i kapitel 5.4 diskuteres denne forudsætning. For at vise betydningen af forudsætningen præsenteres her en beregning, hvor eneste ændring i forhold til hovedscenariet er en halvering af energiudbyttet fra affaldsforbrænding med kombineret el- og varmeproduktion. Halveringen gælder både el- og varmeudnyttelsen. Valget er begrundet i afsnit 5.4.

10.2 Resultat af følsomhedsberegning

Se her!

Figur 10.1
Viser det ikke udnyttede potentiale for besparelse af ressourcer (i PR), forudsat at energiudbyttet ved affaldsforbrænding er halveret i forhold til resultatet som vist i figur 9.5.

Figuren 10.1 forstærker den tendens der er i hovedscenariet i figur 9.5 for de fleste materialer. Kun for madaffald vender resultatet til en fordel ved genanvendelse (bioforgasning) frem for forbrænding.

Se her!

Figur 10.2
Viser det ikke udnyttede potentiale for besparelser af energi (i PE) forudsat at energiudbyttet ved affaldsforbrænding er halveret i forhold til hovedresultatet som vist figur 9.6

Figuren 10.2 forstærker den tendens der er i hovedscenariet i figur 9.6 for de fleste materialer. Kun for madaffald er vender resultatet til en fordel for genanvendelse (bioforgasning) frem for forbrænding.

Se her!

Figur 10.3
Viser det ikke udnyttede potentiale for sparet deponibehov (i PE) forudsat at energiudbyttet ved affaldsforbrænding er halveret i forhold til hovedresultatet i som vist figur 9.7.

Figur 10.3 viser også samme tendens som hovedscenariet i tabel 9.7. Dog er der en væsentlig højere besparelse i deponibehovet ved udnyttelse af papirpotentialet ved øget genanvendelse. Det skyldes at der er både plusser om minuser på deponisiden ved både genanvendelse og forbrænding hvor resultatet er, at papirgenbrug også i forhold til deponifaktoren, er en fordel.

11 Referencer

Affaldsinfo. 1999: Ren Viden nr. 5, 1999. Videncenter for affald, Virum.

Affaldsinfo. 2001: Ren Viden nr. 1, 2001. Videncenter for affald, Virum.

Affaldsinfo. 2002a: Imprægneret træ. Viden om serien: Kilder til affald, affaldstyper og –fraktioner. http://www.affaldsinfo.dk, juli 2002. Videncenter for affald, Virum.

Affaldsinfo. 2002b: Affald fra bygge- og anlægsvirksomhed. Viden om serien: Kilder til affald, affaldstyper og –fraktioner. http://www.affaldsinfo.dk, juli 2002. Videncenter for affald, Virum.

Association of Plastics Manufacturers in Europe (APME). 2002: An analysis of plastics consumption and recovery in Western Europe 2000 - Summarises the findings of a quantitative survey of plastics consumption, waste and recovery in Western Europe. APME, Brussel. http://www.apme.org (under "Literature" à "General papers")

Bech, Carl Erik. 2002: Personlig reference, juli 2002. Danogips A/S, Hobro.

Bonde, Mads. 2002: Personlig reference, juni 2002. Scanglas, Saint-Gobain Glass Nordic.

Christensen, Thomas Højlund. 1998: Affaldsteknologi. Institut for Miljøteknologi, Danmarks Tekniske Universitet. Teknisk Forlag A/S, København.

CEPI. 2001: Annual Statistics 2000. Confederation of European Paper Industries, Brussels. Rapporten kan hentes fra organisationens hjemmeside på http://www.cepi.org under publications.

COWI. 2002: Analyse af virkemidler for farligt affald. Under udarbejdelse for Miljøstyrelsen. Forventes udgivet 2003.

COWI. 200x: LCA af affald. Igangværende - Erik Hansen.

DAKOFA. 1999: Efter søgning på DAKOFA’s hjemmeside (for medlemmer), juli 2002. Referat fra DAKOFA-konference 22/3-1999 om farligt affald, samt DAKOFAs nyhedsbrev nr. 1, 1999. http://www.dakofa.dk.

Dall, Ole. 2002: Personlig reference. Udtræk fra database til rapporten om Familiens Miljøbelastning. COWI A/S, Vejle.

Danmarks Statistik, 2000a: Udenrigshandel fordelt på varer og lande 2000. Danmarks Statistik, København.

Danmarks Statistik, 2000b: Varestatistik for industri. Danmarks Statistik, København.

Danmarks Statistik, 2000c: Søgning pr. juni 2002 på http://www.statistikbanken.dk efter husstandstallet i Danmark for år 2000, som er opgjort til 2.434.112 husstande.

Danmarks Statistik, 2000d: Søgning pr. juni 2002 på http://www.statistikbanken.dk efter folketallet i Danmark for år 2000, som i 4. kvartal er opgjort til 5.345.168 personer.

Dansk Center for Affald. 1999: Notat om PVC, imprægneret træ og asbest i bygge- og anlægsaffald. Rendan A/S. Dansk Center for Affald og Genanvendelse, Teknologisk Institut, Taastrup.

Dansk Imprægneringskontrol. 2001: Dansk Imprægneringsstatistik 2001. Årlig statistik. Dansk Imprægneringskontrol, Teknologisk Institut (sekretariat), Taastrup.

Dækbranchens Miljøfond. 2002: Statistiske oplysninger om indsamling af dæk fremgår af Dækbranchens Miljøfonds hjemmeside på adressen http://www.dmf-tyres.dk (juni 2002).

Duales system, 2000. http://www.gruener-punkt.de/

Eltra/Elkraft, 2001. Håndtering af eloverløb og elmangel i det danske elsystem.

ELSAM, 2001. Grønt regnskab, Odense Kraftvarmeværk, 2001 (www.elsam.com)

Energistyrelsen, 2000 – energiproducentstatistik for 1999. Specialudtræk for fjernvarmenet tilkoblet affaldsforbrændingsanlæg.

Energistyrelsen, 2002 – energiproducentstatistik for 2001 vedr. affaldsforbrændingsværker.

E2, 2000. LCA af dansk el- og varmeproduktion. Elværkerne, 2000.

Eriksen, Anne Lone. 1998: Bygge- og anlægsaffaldsstatistik 1996 - materialestrømsovervågning. Rendan A/S, Videncenter for Affaldsminimering og genanvendelse.

Eriksen, Søren Skibstrup. Hansen, Klaus. Krogh, Hanne. 2000: Erfaringer fra nedrivning af boligblok i Rødbyhavn. SBI-meddelelse nr. 120, 2000. Statens Byggeforskningsinstitut, Hørsholm. http://www.sbi.dk.

Esbensen, 1999: Miljø- og arbejdsmiljøvenlig bygningsisolering af fåreuld og hør. Esbensen A/S, Rådgivende Ingeniører F.R.I, Fa. Sonnerup Eco Adviser, Fa. HBC A/S. Hentet fra By og Byg’s hjemmeside (Statens Byggeforskningsinstitut), juli 2002. http://www.sbi.dk.

Europa-Parlamentet og Rådets direktiv 94/62/EF af 20. december 1994 om emballage og emballageaffald. http://europa.eu.int/smartapi/cgi/sga_doc?smartapi!celexapi! prod!CELEXnumdoc&lg=DA&numdoc=31994L0062&model=guichett.

Fefco, Ondulé & Kraft, 2003. Fefco, Ondulé & Kraft (2003). European Database for Corrugated Board Life Cycle Studies 2000. Fefco, Groupement Ondulé & Kraft Institute (se www.fefco.org)

Folketinget, 2001. Miljø- og planlægningsudvalget. Beretning nr. 5, 30/5-2001.

Frees, Niels. 2002: Personlig reference, juni 2002. Danmarks Tekniske Universitet (Institut for Produktudvikling), Kgs. Lyngby.

Gips Recycling. 2002: Gips Recycling A/S, Thisted. Data hentet fra firmaets hjemmeside, juli 2002. http://www.gipsrecycling.dk.

Hansen, Bjørn Malmgreen. 2002: Det "besværlige" affald. Teknologisk Institut. Artikel i Ren Viden nr. 1, marts 2002. 10. årgang. Videncenter for Affald, Virum. http://www.affaldsinfo.dk

Henriksen, Keld Holm. 2002: Personlig reference, august 2002. Teknologisk Institut, Træteknik, Taastrup.

IPU, 2002. Personlig kommunikation, Niels Frees, 2002.

Isaksen, Vagn. 1998: Affald & Miljø 98-99 - en håndbog. Videncenter for Affaldsminimering og Genanvendelse. Rendan A/S, Søborg.

Isover, 1999: Genbrug af glasuldaffald. Lasse Sall, Glasuld a/s og Karsten Ludvigsen, RGS 90 A/S.

Isover. 2002a. Miljøredegørelse 2001. Saint-Gobain Isover a/s, Vamdrup.

Isover. 2002b. Produktdata – Isover 39 og 42 ruller. Saint-Gobain Isover a/s, Vamdrup.

Jensen, Bjarne. Johansen, Jens. Karbæk, Kjeld. Kjærsgård, Peter. Rasmussen, Allan B. Rasmussen, Tommy B. 2000: Plastteknologi. Erhvervsskolernes Forlag, Odense.

Kaysen, Ole. 2002: Personlig reference, juni 2002. Econet A/S, Lyngby.

KCL, 2003. KCL Centallaboratorium, AB, Finland. www.KCL.fi/eco - datamodul.

Kristensen, Karen B. 2002: Hvordan sikrer vi fuldskala anlæg for nye affaldsbehandlingsmetoder? Affaldscentret. Artikel i Ren Viden nr. 2, maj 2002. Videncenter for Affald, Virum. http://www.affaldsinfo.dk

Krogh, Hanne. 1999: Problematiske stoffer i byggematerialer. SBI-meddelelse nr. 122, 1999. Statens Byggeforskningsinstitut, Hørsholm. http://www.sbi.dk.

Krogh, Hanne. 2002: Miljøvurdering af vinduer - notat om planglasaffald. Projektet er finansieret af Projekt Vindue under Energistyrelsen og er endnu ikke offentliggjort. Statens Byggeforskningsinstitut, Hørsholm. http://www.sbi.dk.

Lassen, Carsten. 2002: Personlig reference, 2002. Offentliggøres med opdatering af massestrømsanalyse for bly. Forventes publiceret i 2003.

Lauritzen, Erik K.: Genanvendelsesindsatsen i bygge- og anlægssektoren 1986-1995. DEMEX Rådgivende Ingeniører A/S. Orientering nr. 10, 1996. Miljøstyrelsen, København.

Lauritsen, Martin. 2002: Personlig reference, juni 2002. Saint-Gobain Isover a/s, Vamdrup.

Lübben, Karen. 2002: Personlig reference, juli 2002. Vejle Kommune, Affald- og genbrugsafdelingen.

Mayne, Neil. 2002: Personlig reference, juni 2002. Association of Plastics Manufacturers in Europe (APME). Har blandt andet rettet henvendelse til TN-Sofres angående mere specifikke tal for plast for danske forhold. APME, Brussel. Neil.Mayne@apme.org

Miljøministeriet, 1986. Bekendtgørelse nr. 883 af 11. december 1986 om kommunal indsamling af madaffald fra storkøkkener.

Miljøministeriet, 1997a. Bekendtgørelse nr. 569 af 30. juni 1997 af lov om råstoffer.

Miljøministeriet, 1997b. Bekendtgørelse nr. 638 af 3. juli 1997 om biomasseaffald.

Miljøministeriet, 2000a. Bekendtgørelse nr. 111 af 5. februar 2000 om gebyr og tilskud til nyttiggørelse af dæk.

Miljøministeriet, 2000b. Bekendtgørelse nr. 619 af 27. juni 2000 om affald.

Miljøministeriet, 2000c. Bekendtgørelse nr. 1012 af 13. juli 2000 om forbud mod import og salg af produkter, der indeholder bly.

Miljøstyrelsen, 1990a: Anvendelse af rent, sorteret bygningsaffald til bygge- og anlægsformål. Skrivelse fra Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1990b: Prognose for bygge- og anlægsaffald - hovedrapport. Miljøprojekt nr. 150, 1990. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1991a. Christiansen, Kim (Danmarks Tekniske Højskole). Andersen, Tom (Danmarks Tekniske Højskole). Ringgard, Jørgen (Miljøsamarbejdet i Århus). Holtse, Cyrill (B. Højlund Rasmussen). Velk, Anette Hvidbjerg (Rambøll og Hannemann A/S). Stilling, Ole (COWIconsult A/S): Renere teknologi – Bygge og anlægsaffald. Kortlægning af materialestrømme og miljøvurdering af byggematerialer. Miljøprojekt nr. 180, 1991. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1991b. Kjeldgaard, Karl: Livscyklusanalyse af stål i forskellige anvendelsessituationer. Instituttet for Produktudvikling, IPU, Sektionen for Almen Procesteknik. Danmarks Tekniske Højskole. Arbejdsrapport nr. 10, 1991. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1992a. Christensen, Erik Lund. Jørgensen, Peter J. Knudsen, Mogens. Madsen, Susanne: Håndbog i genanvendelse. Miljønyt nr. 6, 1992. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1992b. Reeh, Ulrik: Lokal kompostering i tæt lav bebyggelse. Miljøprojekt nr. 195, 1992. Forskningscentret for Skov og Landskab. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1993a. Nielsen, Axel: Byggeriets materialeforbrug – registrering af bygningsdele og byggematerialer, som har en særlig betydning for indførelsen af renere teknologi. Carl Bro A/S, Statens Byggeforskningsinstitut. Miljøprojekt nr. 221, 1993. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1993b: Anvendelse af ISAG på virksomheder, der bortskaffer affald. Vejledning nr. 9, 1993. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1993c. Jensen, Arne Dybdahl: Indsamling og kompostering af kildesorteret vegetabilsk affald fra Slagelse bymidte. Rambøll, Hannemann og Højlund A/S. Arbejdsrapport nr. 28, 1993. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1993d. Hansen, Erik. Pedersen, Marchen Vinding. Balder, Christian: Industriprodukters miljøbelastning. COWI A/S, Lyngby. Arbejdsrapport nr. 21+22, 1993. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1994a. Nielsen, Axel: Genanvendelse af nedknust byggeaffald i vejbygning. Carl Bro A/S. Arbejdsrapport nr. 53, 1994. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1994b. Nissen, Bodil. Hansen, Gert. Høeg, Peter. Nielsen, Arne. Pommer, Kirsten: Dagrenovation fra private husholdninger. Rendan A/S. Miljøprojekt nr. 264, 1994. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1995a. Cirkulære nr. 94 af 21. juni 1995. Cirkulære om kommunale regulativer om sortering af bygge- og anlægsaffald. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1995b. Müller, Michael. Gregersen, Johan C. Ståls livscyklus i forskellige anvendelsessituationer – vejledning i retningslinier for livscykluskonstruktion. Arbejdsrapport nr. 14, 1995. Instituttet for Produktudvikling, Sektion for Materiale- og Procesteknik. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1995c. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 53: Elektriske og elektroniske produkter i Danmark – indsamling og bortskaffelse. Rambøll, Hannemann og Højlund A/S. Arbejdsrapport nr. 53, 1995. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1995d. Erik Hansen et. al. Miljøprioritering af industriprodukter. COWI A/S. Miljøprojekt nr 281. Miljøstyrelsen, 1995.

Miljøstyrelsen, 1995e. Miljøøkonomi for papir- og papkredsløb, Miljøprojekt 294, Miljøstyrelsen, 1995.

Miljøstyrelsen, 1996a. Christensen, Steen Vestervang; Drivsholm, Thomas; Maag, Jakob: Kortlægning og vurdering af ressourcestab, energiforbrug og miljøforhold for udvalgte grafiske produkter i et livscyklusperspektiv. Fase C: Detaljeret kortlægning. Intern arbejdsrapport, maj 1996. Rådet vedrørende genanvendelse og mindre forurenende teknologi. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1996b. Lassen, Carsten (COWI A/S). Drivsholm, Thomas (COWI A/S). Hansen, Erik (COWI A/S). Rasmussen, Benthe (Krüger A/S). Christiansen, Kim (Krüger A/S): Massestrømsanalyse for kobber – forbrug, bortskaffelse og udslip til omgivelserne i Danmark. Miljøprojekt nr. 423, 1996. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1996c. Lassen, Carsten. Hansen, Erik: Massestrømsanalyse for bly – forbrug, bortskaffelse og udslip til omgivelserne i Danmark. COWI A/S, Vejle. Miljøprojekt nr. 327, 1996. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1996d. Lauritzen, Erik K: Genanvendelsesindsatsen i bygge- og anlægssektoren 1986-1995. Demex Rådgivende Ingeniører A/S, København. Orientering nr. 10, 1996. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1996. Katalog over alternative bortskaffelsesmetoder for spildevandsslam. Orientering 3, Miljøstyrelsen 1996.

Miljøstyrelsen. 1997a: Erhvervsaffald og udvalgte affaldsstrømme – et debatoplæg. Oplæg fra Miljøstyrelsen. Oplægget er hentet fra Miljøstyrelsens hjemmeside pr. juli 2002 på adressen: http://www.mst.dk/udgiv/publikationer/1998/87-7909-034-6/html/ indhold.htm. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1997b. Lauritzen, Erik. K. Christensen, Niels Trap: Kortlægning af PVC i bygge- og anlægsaffald fra nedbrydning og renovering. DEMEX Rådgivende Ingeniører A/S, København. Arbejdsrapport nr. 79 1997. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1997c. Lassen, Carsten. Vaaben, Steffan. Hansen, Erik: Massestrømsanalyse for tin med særligt fokus på organotinforbindelser. Arbejdsrapport nr. 7, 1997. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1997d. Emballage. Faktuelt nr. 4. Faktuelt er en informationsservice fra Miljøministeriet. Miljøbutikken, København.

Miljøstyrelsen, 1997e. Hansen, Ole Christian. Færgemann, Henriette. Møller, Susanne (alle Dansk Teknologisk Institut, Miljøteknik). Andersen, Lotte Kau. Poll, Christian (begge COWI A/S): Træbeskyttelsesmidler og imprægneret træ – massestrømsanalyse, miljø- og sundhedsvurdering. Arbejdsrapport nr. 57, 1997. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1997f. Torring, Mats: Genanvendelse af planglas - information om håndtering af planglas. DEMEX Rådgivende Ingeniører A/S, København. Arbejdsrapport nr. 88, 1997. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1998: Organiske restprodukter i industrien. Miljøprojekter nr. 397 og 398, 1998. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1999a. Affald 21: Affald 21 - Regeringens affaldsplan 1998-2004. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1999b. Hansen, Erik (COWI A/S). Lassen, Carsten (COWI A/S). Kaas, Torben (DTI Miljø). Larsen, Jørgen (DTI Miljø): Aluminium – massestrømsanalysen og vurdering af muligheder for at minimere tab. Miljøprojekt nr. 484, 1999. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1999c. Petersen, Claus. Nielsen, Claus Egeris. Kaysen, Ole: Kortlægning og vurdering af storskrald. Miljøprojekt nr. 426. Econet A/S, Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 1999d: Strategi for PVC-området – statusredegørelse og fremtidige initiativer. Miljø- og Energiministeriet, København.

Miljøstyrelsen, 2000a. Orientering fra Miljøstyrelsen, 14: Affaldsforebyggelse i Danmark – status for den danske indsats. Carl Bro A/S. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2000b. Nejrup, Dorthe. Wesnæs, Marianne. Genbrug af danske vinflasker. Vurdering af markedet og de miljømæssige effekter. Carl Bro A/S, Instituttet for produktudvikling. Miljøprojekt Nr. 556 2000. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2000c. Christiansen, Anders. Høeg, Peter. Kortlægning af affaldssammensætningen i servicesektoren; Institutioner, handel og kontor. Arbejdsrapport nr. 21, 2000. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2000d: Håndbog om trykimprægneret træ og mulige alternativer. Miljønyt nr. 56. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2000e. Tønning, Kate. Skaarup, Jette. Indsamling af papir til genanvendelse fra husholdninger. Vejledning nr. 4, 2000. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2000f. Jepsen, Svend-Erik. Jensen, Bettina. Statusredegørelse om genanvendelse af organisk dagrenovation og slam. Orientering nr. 7, 2000. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001a. Orientering fra Miljøstyrelsen, 3. Spildevandsslam fra kommunale og private renseanlæg i 1999. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001b. Orientering fra Miljøstyrelsen, 11. Affaldsforbrænding i 2004 og 2008, mængder og kapaciteter. Rambøll, Virum. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001c. Orientering fra Miljøstyrelsen, 14. Affaldsstatistik 2000. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001d. Ottosen, Lars Mørck. Statistik for plastemballage 1999. Econet A/S, Lyngby. Miljøprojekt nr. 602, 2001. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001e. Petersen, Claus: Statistik for jordbrugsmæssig anvendelse. Miljøprojekt nr. 621, 2001. Econet A/S, Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001f. Petersen, Claus: Statistik for madaffald. Miljøprojekt nr. 622, 2001. Econet A/S, Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001g. Petersen, Claus: Statistik for hjemmekompostering. Miljøprojekt nr. 623, 2001. Econet A/S, Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001h. Petersen, Claus: Statistik for behandling af organisk affald fra husholdninger. Miljøprojekt nr. 624, 2001. Econet A/S, Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001i. Kaysen, Ole: Statistik for glasemballage 1999. Miljøprojekt nr. 601, 2001. Econet A/S, Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2001j. Genanvendelse af plastdunke Miljøprojekt nr. 637, 2001. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002a: Papir og pap. Hentet fra Miljøstyrelsens hjemmeside (dokumentet er opdateret 15/02 2002) http://www.mst.dk/affald/01031400.htm.

Miljøstyrelsen, 2002b: Dæk. Hentet fra Miljøstyrelsens hjemmeside (dokumentet er opdateret 15/02 2002) http://www.mst.dk/affald/01030300.htm.

Miljøstyrelsen, 2002c: Personlig reference, august 2002. Anne Nielsen, 5. kontor, erhvervsaffald. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002d. Andersson, Morten. Quistgaard, Nana: Håndtering af imprægneret træaffald - baggrundsrapport. Moe & Brødsgaard A/S, Rødovre. Udarbejdes som en arbejdsrapport for Miljøstyrelsen. Forventes udgivet i efteråret 2002.

Miljøstyrelsen, 2002e. Dall, Ole. Lassen, Carsten. Hansen, Erik: Affaldsindikatorer. COWI A/S, Vejle. Miljøprojekt nr. 672, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002f. Ettrup, Birgitte. Bauer, Bjørn. Kortlægning af affald i dansk dagligvarehandel. Planmiljø, Veksø. Miljøprojekt nr. 671, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002g. Frees, Niels: Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast - eksempler med udgangspunkt i konkrete produkter. Miljøprojekt nr. 657, 2002. Danmarks Tekniske Universitet (Institut for Produktudvikling), Kgs. Lyngby. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002h. Hallam, Berit: Udtræk fra ISAG database til Danmarks Statistik. Data for år 2000 fra InformationsSystem for Affald og Genanvendelse (fremgår også af Miljøstyrelsens Affaldsstatistik 2000 (Miljøstyrelsen, 2001c)). Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002i. Jakobsen, Jan: Emballageforsyningsmængden 2000. Miljøprojekt nr. 696, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002j. Johnsen, Hanne. Kortlægning af affald fra servicesektoren. Carl Bro A/S, Aalborg. Miljøprojekt. Forventes udgivet 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002k. Jørgensen, Birgitte Kjær. Personlig reference, juni 2002. Husholdningsaffaldskontoret, Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002l. Kaysen, Ole: Statistik for glasemballage 2000. Miljøprojekt nr. 697, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002m. Lassen, Carsten. Jensen, Susan Heilemann: Armeret epoxy- og polyesterplast – forbrug og affaldsmængder. COWI A/S, Vejle. Miljøprojekt nr. 656, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002n. Ottosen, Lars Mørck: Statistik for plastemballage 2000. Econet A/S. Miljøprojekt nr. 693, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002o. Ottosen, Lars Mørck. 2002b. Statistik for metalemballage. Econet A/S, Lyngby. Miljøprojekt nr. 706, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002p. Skårup, Susanne. Skytte, Lisbeth: Forbruget af PVC og phthalater i Danmark år 2000 og 2001. COWI A/S, Vejle. Forventes udgivet 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002q. Tønning, Kathe: Statistik for returpapir og -pap 2000. Miljøprojekt nr. 683, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002r. Petersen, Claus: Statistik for madaffald 2000. Miljøprojekt nr. 710, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002s. Tønning, Kathe: Indsamling af papir og pap til genanvendelse fra virksomheder. Vejledning nr. 3, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002t. Jakobsen, Jan: Verificering af plastemballagemængden på det danske marked. Logisys A/S, Taastrup. Arbejdsrapport nr. 20, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002u. Petersen, Claus. Hansen, Vibeke Lei: Statistik for behandling af organisk affald fra husholdninger 2000. Econet A/S, Lyngby. Miljøprojekt nr. 708, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002v. Kielberg, Lone. Personlig reference, august 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002x. Paludan, Elisabeth. Personlig reference, oktober 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002y. UMIP-PC-værktøj betaversion 3.0.

Miljøstyrelsen, 2002z. Nielsen, Lone Lykke. Personlig reference, oktober 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2002æ. Bodil Mose Pedersen og Søten Bøwadt: Nonylphenol og nonylphenolethoxylater i spildevand og slam. DHI - Institut for Vand og Miljø, Hørsholm. Miljøprojekt nr. 704, 2002. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen, 2003. Systems Analysis of Organic Household Waste Manegement in Denmark. Baggrundsrapport af Andras Baky og Ola Eriksson.

Orehøj, Hans. 2002. Personlig reference, august 2002. Saint-Gobain Isover a/s, Vamdrup.

Ottosen, Lars Mørck. 2002. Personlig reference, juni 2002. Econet A/S, Lyngby.

Petersen, Claus. Nielsen, Claus Egeris. Kaysen, Ole. 1999: Kortlægning og vurdering af storskrald. Econet A/S, Lyngby. Miljøprojekt nr. 426, 1999. Miljøstyrelsen, København.

Petersen, Claus. 2002: Personlig reference, juni 2002. Econet A/S, Lyngby.

PRE, 2002. SimaPro, version 5.0, 2002. www.pre.nl.

Rasmussen, Bent Schmidt. 2002: Personlig reference, januar 2002. Det Danske Stålvalseværk, Frederiksværk.

Reindl, John. 2002: Recycling of glass cullet for non-container uses. Dane County Department of Public Works, Madison, Wisconsin, USA. email: reindl@co.dane.wi.us

Rockwool. 2002. Miljøredegørelse 2000. Publikationen kan hentes fra firmaets hjemmeside på http://www.rockwool.dk. Rockwool A/S, Hedehusene.

Schønwald, K. M. 2002: Personlig reference. Pilkington Danmark A/S, Viby J.

Silverberg, Erik.1995: Papir og farve - og andre materialer til grafisk produktion. 2. reviderede udgave. Grafisk litteratur.

Skatteministeriet, 1998a. Bekendtgørelse nr. 726 af 7. oktober 1998 af lov om afgift af visse emballager, poser, engangsservice og pvc-folier.

Skatteministeriet, 1998b. Lovbekendtgørelse nr. 638 af 21. august 1998. Bekendtgørelse af lov om forskellige forbrugsafgifter.

Skatteministeriet, 2001. Lovbekendtgørelse nr. 101 af 13. februar 2001. Bekendtgørelse af lov om afgift af visse emballager, poser, engangsservice og pvc-folier.

Skatteministeriet, 2002: Rapport om grænsehandel. Skatteministeriet, København.

Skov, Peter. 2002: Personlig reference, juni 2002. Plastindustrien i Danmark, København.

Skovgaard, Torben. 2002: Personlig reference, august 2002. Dækbranchens Miljøfond, Charlottenlund.

Sørensen, Brian. 2002: Personlig reference, oktober 2002. COWI A/S, Vejle.

Steffensen, Merete. 2002: Personlig reference, oktober 2002. Dansk Olie Genbrug A/S, Kalundborg.

Torring, Mats.: Genanvendelse af planglas. DEMEX Rådgivende Ingeniører A/S. Arbejdsrapport nr. 88, 1997. Miljøstyrelsen, København.

UMIP, 1996. Miljøvurdering af produkter. Henrik Wenzel et. al, IPU.

Vejle Kommune. 2002: Regulativ for affald fra husstande i Vejle Kommune. Regulativet kan hentes fra kommunens hjemmeside http://www.vejlekom.dk.

Vestforbrænding. 1999: Genanvendelse af gipsaffald. Samarbejde mellem RGS90, Københavns Kommune, gipspladeindustrien og Vestforbrænding. Udgivet af Vestforbrænding, Blå serie nr. 40, 1999.

Winkler, Nana. 2002: Personlig reference. Videncenter for affald, Virum.

Wuppertal, 2002. www.wupinst.de www.wupperinst.org/Projekte/mipsonline/download/MIWerte.pdf

Bilag

Indholdsfortegnelse