| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Genanvendelse i LCA - systemudvidelse

5 Konsekvensanalyse

• 5.1 Systemændringer som følge af øget/reduceret genanvendelse
  • 5.1.1 Ændringer på samfundsniveau
  • 5.1.2 Ændringer på produktniveau
  • 5.1.3 Analyse af de berørte processer i systemer med genanvendelse
  • 5.1.4 Hvilken type marked skal man antage i sin LCA?
• 5.2 Ændringer i energiforsyning
  • 5.2.1 Hvilken mulighed skal man vælge i sin LCA?

Den følgende beskrivelse af analysen af konsekvenserne ved genanvendelse er primært baseret på de retningslinier, der er beskrevet i Weidema (2003). Det understreges, at den nærværende beskrivelse er en forenkling af disse retningslinier, idet der ved mange LCA-projekter ikke vil være ressourcer til at gennemføre en dybtgående markedsundersøgelse med inddragelse af både kort og langt perspektiv. Weidema (2003) giver en detaljeret anvisning på, hvordan dette gøres, og der henvises derfor til denne i tilfælde af, at der er et behov for mere detaljeret information.

5.1 Systemændringer som følge af øget/reduceret genanvendelse

Når man øger eller formindsker genanvendelsen af et materiale (på samfundsniveau) eller øger/formindsker efterspørgslen efter et produkt med et indhold af genvundet materiale (på produktniveau), vil denne ændring afsætte sig i systemet og påvirke produktionsvolumenet af processer i systemet. De berørte processer findes dels i det produktsystem, der studeres – fx livscyklus af fleecetrøjen fra eksemplet i sidste kapitel – dels i tilgrænsende systemer, fx livscyklus for PET-flasken og/eller det energisystem, som affaldsforbrændingsanlæg er tilknyttet. Analysen af, hvilke processer der responderer på ændringen, involverer i første omgang en analyse af markedet/markederne for genvundet og jomfrueligt materiale og den eventuelle påvirkning af markedet, ændringen afføder. Markedet kan være nationalt afgrænset, men der kan også være tale om et internationalt og måske globalt marked.

5.1.1 Ændringer på samfundsniveau

Ændringer på samfundsniveau forstås her som en ændring af genanvendelsen forårsaget af et samfundsmæssigt initiativ, der typisk er offentligt finansieret og/eller forårsaget af regulering. Et typisk eksempel er etablering af en indsamlingsordning med øget genanvendelse til følge. I den situation er der ved første øjekast ikke så stor tvivl om den resulterende konsekvens – det afføder en ændring i form af øget indsamling, øget regenerering, mindsket alternativ bortskaffelse (fx typisk forbrænding eller deponi) og mindsket produktion af jomfrueligt materiale, der erstattes af det regenererede materiale. Uden ordningen ville det ikke være sket, så konsekvensen af ordningen synes klar.

Selv om konsekvensen umiddelbart synes klar forestår imidlertid fortsat at identificere nøjagtigt hvilke processer det er, der responderer på den iværksatte ændring. Det kræver en nærmere analyse af de relevante markeder, og det indebærer bl.a. at identificere de såkaldt marginale processer på disse markeder. Hvis initiativet vurderes at påvirke prisdannelsen på det/de aktuelle marked(er), kan dette have afledte implikationer, så den resulterende konsekvens ikke er så selvindlysende endda. Se afsnit 6.1.3 for nærmere retningslinier.

5.1.2 Ændringer på produktniveau

Ændringer på produktniveau forstås her som en ændret (øget eller formindsket) efterspørgsel og produktion af et givent produkt, fx fleece trøjen i eksemplet fra kapitel 4, og denne ændring vil typisk ske på bekostning af et alternativ, eksempelvis en trøje i et andet materiale. I dette tilfælde er det ikke så klart ved første øjekast, hvad konsekvenserne af ændringen er. Ændringen afsætter sig i ændret procesvolumen for de processer der berøres, og de findes som nævnt både direkte i det studerede system (f.eks. livsforløbet for fleece trøjen) og i de tilgrænsende systemer (f.eks. livsforløbet for PET flasken og/eller livsforløbet for de energileverancer, der ligger i energisystemet, som affaldsforbrændingsanlæg er tilknyttet).

Ændringer i det studerede system: Identificering af de berørte processer i det studerede system følger samme princip som beskrevet for ændringer på samfundsniveau, nemlig at analysere markedet og identificere de marginale processer. Se afsnit 6.1.3 for nærmere forklaring.

Ændringer i tilgrænsende systemer: For ændringer på produkt niveau er det ikke ved første øjekast så indlysende, hvilke processer i de tilgrænsende systemer, der responderer på ændringen. Det kræver en analyse af markederne for de berørte materialer og energiydelser at identificere dette samt en god viden om de involverede materialer, produkter og processer. Denne analyse er, som før beskrevet, en analyse af, hvilke materialer, energiydelser og processer, der er marginale på de aktuelle markeder, og selve analysen af dette fungerer på samme måde som analysen af de øvrige berørte processer, se afsnit 6.1.3. Når de berørte processer er identificeret inkluderes de i det samlede system ved at kreditere (=subtrahere) systemet miljøpåvirkningerne fra disse. Baggrunden herfor er, at en øget produktion af det studerede produkt via genvundet materiale eller genvundet energi fører til en fortrængning af alternative (marginale) materialer og energiydelser og dermed undgået produktion af disse. Denne undgåede produktion krediteres derfor det studerede produkt. Dette - at inkludere sådanne fortrængninger af marginale processer og dermed undgået produktion i berørte tilgrænsende systemer - kaldes i LCA terminologi for systemudvidelse.

5.1.3 Analyse af de berørte processer i systemer med genanvendelse

I denne vejledning præsenteres retningslinierne for at identificere de berørte processer i systemer med genanvendelse på en forholdsvis simpel måde, sammen med konkrete eksempler for udvalgte materialefraktioner. Vejledningen er primært tiltænkt materialer, skrot og teknologi, der konkurrerer på det åbne marked, og gælder således genanvendelse i åbne kredsløb (”open loop recycling”). Genanvendelse i lukkede kredsløb (”closed loop recycking”) vil være specieltilfælde.

Med vejledningen og dens eksempler er det muligt at gennemføre en LCA, der giver en god indikation af de miljømæssige konsekvenser. Det understreges dog, at der er tale om en forenkling i forhold til en ideel undersøgelse, og at resultaterne af en LCA efter de givne retningslinier derfor skal tolkes med omhu. Det bemærkes også, at der kun er få praktiske eksempler på markedsbaseret konsekvensanalyse i LCA. I løbet af de nærmeste år vil der med stor sandsynlighed komme flere anvendelige analyser, ligesom de eksisterende vil blive revideret i takt med, at der kommer mere og bedre viden om, hvordan produktsystemer er bundet sammen på forskellig måde.

Markedet kan for eksempel ændres som følge af, at der kommer et større udbud af oparbejdet (”sekundært”) materiale. Dette udbud skal konkurrere med det allerede eksisterende udbud af sekundært materiale på det åbne marked, men det skal også konkurrere med jomfruelige (nye) materialer og eventuelt andre materialer, der kan opfylde de samme funktionsbehov (Figur 6).

Figur 6. Oversigt over koblingen mellem det studerede produkt og andre produkter, hvor tilsvarende materialer anvendes. X, Y, S og D er flows af indsamlet materiale til og fra skrotmarkedet for det pågældende materiale

Hvis udbuddet af sekundære materialer tidvist bliver større end efterspørgslen, kan der ske det, at overskuddet lægges på lager til ”bedre tider”. Bedre tider er i denne forbindelse når der kan opnås en pris, der gør at genanvendelsesprocessen er økonomisk rentabel. Dette vides fx at være tilfældet for grønne glasskår i England (Vrgoc et al., 2005). Her er der et overskud af grønne flasker (hovedsageligt fra importerede vinflasker) i forhold til hvilke produkter der pt. kan aftage grønne glasskår. Samtidig er prisen på glasskår ikke i øjeblikket høj nok til at tillade lange transportafstande.

Hvis en øget indsamling og genanvendelse påvirker prisen på skrot på markedet, kan det også afføde, at incitamentet til indsamling og genanvendelse reduceres, således at genanvendelsesinitiativer for det pågældende materiale reduceres andre steder i samfundet. Konsekvensen af dette er, at den pågældende materialefraktion til en vis grad ender som affald i det geografiske område, hvor genanvendelsen ikke længere finder sted. Det vil med andre ord sige, at indsamlet og oparbejdet materiale (skrot) kun delvist erstatter jomfrueligt materiale, idet det også delvist fortrænger anden indsamling og oparbejdning af skrot og dermed delvist fører til øget bortskaffelse i form af typisk forbrænding og/eller deponi.

Hvis en øget indsamling og genanvendelse derimod ikke påvirker prisen på skrot, vil incitamentet til indsamling og genanvendelse andre steder ikke blive formindsket, og det indsamlede og oparbejdede materiale kan fuldt ud substituere jomfrueligt materiale uden samtidigt at fortrænge andet sekundært materiale.

Denne sammenhæng mellem udbud og efterspørgsel har betydning for, hvordan man skal beregne den miljømæssige konsekvens af en ændret affaldsbortskaffelse. Der er fire principielle muligheder, der alle bør indgå i overvejelserne:

Mulighed 1.         Et upåvirket marked

En øget indsamling og oparbejdning af en materialefraktion (flow ”X” i Figur 6) vil ikke påvirke markedsprisen og dermed ikke påvirke indsamling og udbud af skrot andre steder (flow ”S” i Figur 6). I sådanne tilfælde kan man regne med, at det sekundære materiale alene vil erstatte jomfrueligt materiale. Et sådant marked er kendetegnet ved at efterspørgslen efter skrot/genvundet materiale er umættet, og at prisen på skrot og genvundet materiale bestemmes af prisen på jomfrueligt materiale. Et eksempel på et sådant marked er markedet(erne) for aluminium og aluminiumsskrot.

Mulighed 2.         Et stærkt påvirket marked

En øget indsamling og oparbejdning i et land (f.eks. Danmark) vil påvirke markedet radikalt og vil ikke øge den samlede anvendelse af genvundet materiale (flows ”Y” og ”D” i Figur 6). I stedet medfører den danske indsamling så stærkt reduceret incitament til indsamling, at der et andet sted vil ske en tilsvarende reduktion i indsamling og oparbejdning af det samme materiale. I sådanne tilfælde er den miljømæssige konsekvens, at affaldsbehandlingen ændrer sig både i Danmark (f.eks. at materialet genvindes i stedet for at blive brændt) og et andet sted (f.eks. at materialet deponeres i stedet for at blive genvundet). Et sådant marked er kendetegnet ved, at efterspørgslen efter skrot er mættet eller tæt på mættet og/eller at prisen på skrot er stærkt påvirkelig af udbuddet af skrot. Et muligt eksempel på et sådant marked er markedet for grønne glasskår i England, i det omfang indsamlingen overhovedet sker på markedsvilkår og grønne glasskår har en markedspris større end nul.

Mulighed 3.         Et delvist påvirket marked

En øget indsamling og oparbejdning af en materialefraktion i fx Danmark vil påvirke markedet og delvist reducere incitamentet til indsamling andre steder og dermed medføre, at en del af indsamlingen og oparbejdningen andet steds vil ophøre, men ikke i et omfang, der helt svarer til den oparbejdede mængde i Danmark. Konsekvensen er, at det oparbejdede materiale fra indsamlingen i Danmark dels fortrænger jomfrueligt materiale, dels fortrænger sekundært materiale, der ellers ville være blevet produceret andetsteds. Med andre ord er denne mulighed en blanding af de to foregående. Et sådant marked er kendetegnet ved, at prisen på skrot er påvirkelig af udbuddet og at efterspørgslen på skrot er prisafhængig. Et eksempel på et sådant marked er markedet for regenereret plast, som i sin opbygningsfase (de sidste 10-20 år) har været præget af meget svingende udbud og efterspørgsel. Det bemærkes, at en stor del af markedet for regenereret plast har tilpasset sig markedsvilkårene, således at en meget stor del af den indsamlede plast nu kan afsættes (primært til Kina/Asien). Til gengæld er oparbejdningsgraden inden eksport blevet mindre, idet der ofte er tale om at plasten kun vaskes (og ikke regranuleres), inden den sendes videre.

Mulighed 4.         Påvirkning af andre markeder.

En øget indsamling og oparbejdning at et materiale vil medføre, at helt andre materialer vil blive erstattet. Dette kan for eksempel være tilfældet, hvis sekundært plast anvendes til at producere parkbænke, der ellers ville være blevet produceret af træ.

5.1.3.1 Priselasticitet

Ved at gennemføre detaljerede markedsanalyser, herunder beregninger af den langsigtede priselasticitet^[6] for udbud og efterspørgsel af en materialekvalitet, vil der principielt kunne opnås en viden om, hvilken konsekvens, der er den mest sandsynlige. Teoretisk set påvirker en øget indsamling (ΔX) udbud og efterspørgsel på skrotmarkedet på følgende måde (Ekvall 2000):

(7)                

(8)                 DX = DD - DS, s25a

hvor ΔS er forandringen i den indsamlede mængde andre steder, som risikerer at blive mindsket (jfr Figur 6), ΔD er forandringen i mængden af sekundære materialer anvendt andre steder, som har tendens til at blive forøget, og η_S og η_D er priselasticiteterne for henholdsvis udbud og efterspørgsel på det indsamlede materiale. Mulighed 1) ovenfor indebærer at η_S = 0. Mulighed 2) indebærer at η_D = 0, og Mulighed 3) at hverken η_S eller η_S er nul.

Mangel på konkrete beregninger af den langsigtede priselasticitet gør det imidlertid vanskeligt at udnytte denne mulighed i praktisk LCA. Der findes for eksempel en beregning af priselasticiteten for papir (Suslow, 1986), men anvendeligheden er meget begrænset, fordi den konkrete beregning gælder den kortsigtede priselasticitet og er af ældre dato. Dette betyder, at beregningen med stor sandsynlighed ikke tager højde for den globalisering af markedet for returpapir, der er sket de seneste år og som i praksis betyder, at stort set alt papir, der indsamles, kan afsættes til genanvendelse et eller andet sted på kloden.

Der findes også en beregning for aluminium, (Palmer et.al., 1997) men denne beregning gælder drikkevareemballager (øl- og sodavandsdåser), der er kendetegnet ved genanvendelse i lukkede kredsløb. Konklusionerne kan derfor ikke bruges for aluminium der genanvendes i åbne kredsløb, dvs. at  skrottet handles på det åbne marked, hvad der er situationen for langt hovedparten af aluminiumsprodukter.

5.1.4 Hvilken type marked skal man antage i sin LCA?

Vejledningen giver for fire udvalgte materialer en kvalitativ beskrivelse af, hvilke markedsmekanismer der i 2005 er gældende hvert enkelt materiale samt en anbefaling af, hvilken af de ovenstående fire muligheder der dermed vurderes at være mest relevant. Som det vil fremgå, vurderes det i langt de fleste tilfælde, at materialerne handles på markeder, der er internationale/globale, og på hvilke markedsprisen i praksis fastlægges af prisen på jomfrueligt materiale og derfor er upåvirket af initiativer til øget indsamling.

Et upåvirket marked (Mulighed 1) anbefales således som udgangspunkt for LCA’en for langt de fleste materialetyper, idet der i de færreste tilfælde vil kunne observeres en ændring i markedspriserne på hverken kort eller langt sigt, som følge af et initiativ til øget indsamling og oparbejdning. For de fleste af de store materialegrupper oplever verden et stærkt stigende forbrug og en grad af genanvendelse, der typisk ligger omkring 50 %, fordi forbrugsstigningen og levetiden af de produkter, materialerne indgår i, betyder, at indsamling og oparbejdning ikke kan nå op på et større niveau end dette. Samtidig har de oparbejdede materialer en kvalitet, der er tilstrækkelig til at erstatte jomfruelige materialer i et volumen, der potentielt er større end udbuddet, og økonomisk er det attraktivt at anvende skrot frem for jomfruelig råvare for disse materialer. Dette gælder bl.a. for de fleste metaller (aluminium, stål, kobber m.fl.), de fleste gængse typer af papir og pap, visse typer glas og visse typer plast (fx PET i flasker). Disse markeder er umættede for skrot, og markedsprisen fastsættes af den vare, der fortrænges, nemlig jomfrueligt materiale. LCA beregningen for denne type marked er således meget ligetil.

Det vil i nogle tilfælde ikke være muligt at opnå en præcis viden om, hvad der rent faktisk sker på et marked, hvor ikke bare de ”naturlige” markedskræfter spiller en rolle, men hvor også politiske krav og målsætninger, eventuelt med tilhørende økonomisk subsidiering, hører med i billedet. Hvis der er tvivl om, hvilket type marked et materiale tilhører, anbefales det derfor som udgangspunkt, at der gennemføres en vurdering af de mest realistiske scenarier, bedømt ud fra den eksisterende viden om markedsforholdene for den pågældende type materialer. Hvis der ikke kan peges på et enkelt markedsscenarie som værende oplagt, anbefales det at analysere to- eller eventuelt tre – af de ovenstående muligheder for at få et nuanceret billede af konsekvenserne.

Mulighed 2)- et stærkt påvirket marked – er realistisk at anvende i de tilfælde, hvor efterspørgslen efter oparbejdet sekundært materiale er lille, set i forholdet til udbuddet. Sådanne materialer har en stor risiko for at ende som affald, selv om de har været igennem en indsamlings- og oparbejdningsproces, og analysen viser således konsekvensen af, at flytte affaldsbehandlingen fra et land eller en region til et andet. Beregningen er principielt forholdsvis ligetil, men i praksis er der dog den vanskelighed, at det er svært at kortlægge, hvor i verden en eventuel reduktion i indsamling og oparbejdning vil finde sted. Desuden er det under alle omstændigheder vanskeligt at identificere, hvilke ændringer der konkret sker, og dermed også at finde de data for udvekslinger med miljøet, der skal lægges til grund for vurderingen. Hvis der ikke er bedre viden til stede, anbefales det at antage, at det materiale fra andre lande, der ikke længere oparbejdes, i stedet bliver deponeret eller forbrændt i proportionelle mængder til det (vest)europæiske gennemsnit^[7]. Mulighed 2) vil groft sagt dermed kunne vise, om en dansk indsamling og oparbejdning giver en større miljømæssig gevinst end en tilsvarende udenlandsk proces.

I mulighed 3) – et delvist påvirket marked - analyseres den situation, at en øget indsamling af skrot kun delvist modsvares af en reduktion i produktionen af primært materiale, fordi der samtidigt sker en reduktion i indsamlingen af den pågældende skrotfraktion andre steder i verden. En sikker viden om den langsigtede priselasticitet kan i princippet anvendes til at beregne, hvor meget primær produktion, der fortrænges, men da denne viden ikke findes på nuværende tidspunkt, er det nødvendigt at bruge simple antagelser. Her anbefales det som udgangspunkt at antage, at den øgede indsamling i Danmark medfører, at produktionen af primært materiale reduceres med 50% af den oparbejdede mængde, og at oparbejdningen andre steder i verden reduceres med de andre 50% af den mængde, der vil blive oparbejdet i Danmark. I stedet vil de sidstnævnte 50% indgå i andre affaldsstrømme. Da det sjældent er realistisk at få præcis information om affaldshåndtering i andre lande, anbefales det at antage at et dansk initiativ medfører, at deponering og forbrænding i udlandet øges proportionelt til det (vest)europæiske gennemsnit.

Den sidste mulighed (Mulighed 4) anvendes i de tilfælde, hvor der er en specifik viden eller målsætning om, at et genvundet materiale vil fortrænge en anden materialetype, f.eks. hvis det vides at indsamlet plast vil blive anvendt til havebænke, der traditionelt er blevet fremstillet af træ. Beregningen kræver viden om, hvilke materialer der vil blive fortrængt, og om deres miljømæssige belastninger. I praksis er der sjældent nogen interaktion mellem de to systemer, der undersøges, men i vurderingen skal det overvejes, hvilken skæbne det fortrængte materiale får, når det ikke anvendes til det oprindelige formål.

5.2 Ændringer i energiforsyning

I Danmark må forbrændingsegnet affald ikke deponeres. Det betyder, at det enten skal genanvendes eller forbrændes med energiudnyttelse.

Når genanvendelsen af et materiale øges eller reduceres i Danmark, påvirker det derfor også energiforsyningen, hvis der er tale om materialer, der foruden at være genanvendelige også er forbrændingsegnede.

I de seneste godt fem år er der i LCA-sammenhæng gjort en række forsøg på at kortlægge, hvordan energiforsyningen (el og varme) fra vores affaldsforbrændingsanlæg spiller sammen med den øvrige energiforsyning, f.eks. i form af samproduktion af elektricitet og varme på konventionelle anlæg, elektricitet fra vedvarende energi (vindkraft og biomasse) og centralvarme (fra naturgas og fuelolie).

En sådan kortlægning er meget kompleks, fordi der findes en række distributionsnet for elektricitet, der rækker ind i mange europæiske lande. Samtidigt er der omkring el- og varmeproduktion en række politiske hensyn på både kort og langt sigt, som også skal tages med i betragtning i en ideel vurdering.

Overordnet set regnes der i UMIP-databasen med at 75% af den energi, der tilføres et affaldsforbrændingsanlæg, bliver udnyttet i form af el og varme. Ifølge Dall et al. (2003) leveres de 23% i form af elektricitet til nettet, mens de 77% leveres som fjernvarme. Det er imidlertid usikkert, om den leverede fjernvarme overhovedet sparer noget, idet varmen fra affaldsforbrænding indgår i et større forsyningsnet, hvortil der også er koblet store kulfyrede kraftvarmeværker. I de tilfælde, hvor kraftvarmeværkerne skal producere store mængder af elektricitet (og dermed også varme), samtidigt med at affaldsanlæggene producerer varme, vil varmen fra kraftvarmeværkerne blive udledt til havet. Dall et al. (2003) har derfor i deres vurdering af ressourcebesparelser ved affaldsbehandlingen i Danmark gennemført en følsomhedsanalyse, hvor energiudbyttet fra affaldsforbrænding (både el og varme) er halveret i forhold til hovedscenariet. Busch et al (2004) regner – mere simpelt – med at varmen fra affaldsforbrænding fortrænger fjernvarme fra den centrale produktion i forholdet 1:1.

Også med hensyn til, hvilken el-produktion der fortrænges ved affaldsforbrænding, tegner der sig et lidt usikkert billede. Busch et al. (2004) regner helt simpelt med, at det er den gennemsnitlige danske el-produktion, der fortrænges, mens Dall  et al. (2003) anlægger et mere nuanceret syn, der munder ud i, at den marginale el-produktion, der fortrænges i de kommende 10 år, er baseret på naturgas. Begrundelsen for dette er, at overholdelse af Kyotoprotokollens begrænsning af CO₂-udledninger vil kræve en yderligere udbygning af elforsyningen med vindkraft og kraftvarme. Herved bliver der samtidigt et behov for udbygning med spidslastværker til brug i vindstille perioder, som billigst kan etableres på basis af naturgas. Kul indgår ikke i disse betragtninger, da denne energikilde ikke indgår i produktionen af såkaldt prioriteret elektricitet. Biomasse indgår ifølge Dall (2003) heller ikke, da den kan forventes at blive en begrænset ressource.

I det danske projekt om miljøvaredeklarationer er der ved at blive udviklet retningslinier for en række produkter, herunder elektricitet. Retningslinierne gælder både for selve produktet (1 kWh) og dets brug i livsforløbet for andre produkter. En række modeller har været diskuteret, men det mest sandsynlige er, at elektricitet baseret på kulkraft udpeges som den marginale teknologi ved en øget efterspørgsel, idet det forventes at en udbygning af dansk el-produktionskapacitet vil ske gennem en effektivisering af allerede eksisterende kulfyrede anlæg (Henrik Wenzel, personlig kommunikation 25/1-06).

5.2.1 Hvilken mulighed skal man vælge i sin LCA?

Som indikeret i det forudgående afsnit er der tale om meget komplekse problemstillinger, og ingen af de forslag, der er givet til håndtering af problemet, giver et helt præcist billede af konsekvenserne af at øge eller mindske mængden af affald til forbrænding.

I det følgende gives der et forslag til, hvordan problematikken kan håndteres i kommende LCA-arbejde. Det understreges, at heller ikke dette forslag giver et præcist billede af konsekvenserne, men det vurderes til at give et realistisk, men overordnet, billede, baseret på de nyeste diskussioner mellem den danske LCA-verden og den danske elsektor.

I et gennemsnitligt affaldsforbrændingsanlæg udnyttes 75% af brændværdien i affaldet. 23% af energien i affaldet til elektricitet og 77% til varme. Både el-delen og varme-delen leveres til offentlige net, hvor de fortrænger el og varme produceret fra andre kilder. I størstedelen af tiden er der imidlertid uudnyttet spildvarme fra kraftvarmeværkerne på nettet, og en varmeleverance fra affaldsforbrændingsanlæg til fjernvarmenettet vil i den situation blot betyde et tilsvarende øget spild fra kraftvarmeværkerne. Koblingen mellem disse systemer er illustreret i Figur 7.

Figur 7. Koblingen mellem affaldsforbrændingsanlæg og centrale kraftvarmeværker.

Da den fortrængte varme for størstedelen er spildvarme, giver det en god tilnærmelse blot at beregne fortrængningen via el-delen, idet det kan antages at el fra affaldsforbrændingsanlæg fortrænger el fra kulfyrede CHP-anlæg. El-produktion på kraftvarmeværker har en lidt højere el:varme ratio end de 23:77 nævnt ovenfor for affaldsforbrændingsanlæg. Tabel 1 og Tabel 2 viser, hvor stor en del af den indfyrede energi, der bliver til elektricitet i centrale CHP-anlæg i henholdsvis Vest- og Østdanmark. Tabellerne viser, at der er store forskelle mellem de enkelte anlæg med hensyn til ren elvirkningsgrad, defineret som el-produktion (i MJ) divideret med indfyret brændsel (i MJ). Det foreslås som en operationel løsning at bruge et vægtet gennemsnit for alle værkerne, hvilket giver en god indikationen af konsekvenserne. I en mere præcis analyse kan man forsøge præcist at identificere det værk, der ændrer sin produktion af elektricitet som følge af en given ændring i mængden af affald til forbrænding.

Tabel 1. Netto el-produktion og brændselsforbrug  for centrale kraftvarmeværker i Vestdanmark. Baseret på værkernes grønne regnskaber.

Tabel 2. . Netto el-produktion og brændselsforbrug  for centrale kraftvarmeværker i Østdanmark

Det vægtede gennemsnit for elvirkningsgraden i de centrale kraftvarmeværker i Danmark er 0,32, og denne værdi foreslås anvendt til beregning af den mængde el, der fortrænges. I praksis ser regnestykket ud som følger:

For hver megajoule brændværdi i en affaldsfraktion produceres der 0.17 MJ elektricitet (23% af energiindholdet bliver til elektricitet; effektiviteten af danske affaldsforbrændingsanlæg er 75%). For hver megajoule kul, der indfyres i et centralt kraftvarmeanlæg, produceres der 0,32 MJ elektricitet. En megajoule brændværdi i affald fortrænger derfor 17/32 megajoule kul, svarende til 0,54 MJ.

En lignende tilgang til systemudvidelse af koblede affaldsforbrændingsanlæg og kraftvarmeværker er foreslået i Frees et. al. (2005). Her er det antaget, at den fortrængte marginale energiform er naturgas CC (Combined Cycle) kraftvarme. Der er regnet på to scenarier: 1) Affaldsforbrændingsanlægget producerer el og varme i forholdet 25:75. Her fortrænger 1 MJ affald 0,61 MJ naturgas. 2) Affaldsforbrændingsanlægget producerer kun varme. I dette tilfælde fortrænger 1 MJ affald 0,38 MJ naturgas. Begge resultater er i tråd med metodeforslaget og den beregnede energifortrængning fra nærværende projekt.

Den foreslåede beregningsmetode tager kun hensyn til konsekvenserne, hvis affaldet forbrændes i anlæg, der på varmesiden er koblet til et net, hvor også centrale kraftvarmeanlæg bidrager. Når der er tale om fortrængning af decentrale kraftvarmeanlæg, vil der være varierende konsekvenser, der først og fremmest afhænger af det enkelt anlægs brændsel og virkningsgrad, herunder mængden af uudnyttet varme. Det ligger uden for denne vejlednings rammer at foretage en konsekvensanalyse for hvert enkelt decentralt kraftvarmeværk, og man skal ved vurderinger på det lokale/regionale plan derfor være opmærksom på, at den overordnede fremgangsmåde beskrevet ovenfor giver et billede af konsekvenserne, som ikke er dækkende, hvis der alene er tale om en lokal ændring af affaldshåndteringen.

Det skal også bemærkes, at den ovenstående model ikke tager hensyn til politiske beslutninger om at øge mængden af elektricitet, baseret på fornyelige ressourcer, eller andre prioriteringer relateret til energiforsyningen. I det omfang, der tages sådanne beslutninger, skal de inddrages i konsekvensanalysen. Som et eksempel kan nævnes, at en beslutning om en udbygning af produktionskapaciteten for elektricitet for 20% vedkommende skal være ved vindkraft, betyder at el-marginalen i givet fald kommer til at bestå af 20% elektricitet fra vindmøller og 80% fra kulbaserede kraftværker. En forudsætning for denne marginal er naturligvis, at den politiske beslutning også holder i praksis.

Endelig skal det bemærkes, at modellen ikke med sikkerhed tager hensyn til alle døgn- og årstidsvariationer i el-produktionen. Disse er væsentlige og kan i praksis betyde, at det er andre typer af el-produktion, der i kortere eller længere perioder berøres af en ændring i affaldshåndteringen. Kulkraft må dog antages at være marginalen i langt den største del af tiden, men det kan være muligt at opnå større præcision ved en detaljeret kortlægning af de nævnte variationer.

Samlet set vurderes den ovenfor beskrevne fremgangsmåde at give en god indikation af de konsekvenser, en ændring af affaldshåndteringen medfører. En mere præcis vurdering kan opnås med en avanceret model, hvor alle elementer i det danske energiforsyningssystem er koblet til hinanden, sammen med detaljerede informationer om blandt andet de enkelte elementers performance, im- og eksport af el samt døgn- og årstidsvariationer i produktion og efterspørgsel af el. Meget af denne viden findes formodentlig allerede, men der er så vidt vides ikke gjort forsøg på at operationalisere den i relation til LCA.

Fodnoter

^[6] Priselasticitet er et mål for, hvor meget de efterspurgte og producerede mængder af et produkt (Q) ændres procentuelt som følge af en procentuel ændring af produktets pris (P):

_BILLEDE

^[7] Fordelingen mellem affald, der henholdsvis går til forbrænding eller bliver deponeret, er for de 15 gamle EU-lande er 28/72 (Henrik Jacobsen, European Topic Centre for Waste, pers. komm. 15/3-2006)

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 August 2006, © Miljøstyrelsen.