Livscyklus- screening af affalds

Ionising radia-tion kg U235-Eq -162 --3·10 1-1 -3 -3 -23 -3 -5·10-3 2 Particulate matter kgPM2.5-Eq -1 -1·10-1-5·10-2--8·10-2-1·10-1-1 -3·10 -3·10 4-1...

0 downloads 22 Views 2MB Size
Livscyklusscreening af affaldsforebyggelse Emballageaffald og bygge- og anlægsaffald Miljøprojekt nr. 1849, 2016

Titel:

Redaktion:

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

Line Kai-Sørensen Brogaard Anders Damgaard Thomas Astrup

Udgiver: Miljøstyrelsen Strandgade 29 1401 København K www.mst.dk År:

ISBN nr.

2016

978-87-93435-63-6

Ansvarsfraskrivelse: Miljøstyrelsen vil, når lejligheden gives, offentliggøre rapporter og indlæg vedrørende forsknings- og udviklingsprojekter inden for miljøsektoren, finansieret af Miljøstyrelsens undersøgelsesbevilling. Det skal bemærkes, at en sådan offentliggørelse ikke nødvendigvis betyder, at det pågældende indlæg giver udtryk for Miljøstyrelsens synspunkter. Offentliggørelsen betyder imidlertid, at Miljøstyrelsen finder, at indholdet udgør et væsentligt indlæg i debatten omkring den danske miljøpolitik. Må citeres med kildeangivelse.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

2

Indhold Forord ....................................................................................................................... 4 Sammenfatning ......................................................................................................... 5 Summary................................................................................................................... 8 1.

Indledning ........................................................................................................ 11 1.1 Baggrund ............................................................................................................................... 11 1.2 Formål ................................................................................................................................... 11 1.3 Afgrænsning af LCA-screening............................................................................................. 12

2.

Metodebeskrivelse............................................................................................ 13 2.1 LCA-screening ....................................................................................................................... 13 2.2 Beregningsmetode ................................................................................................................ 13 2.2.1 Funktionel enhed ................................................................................................... 13 2.2.2 Fastlæggelse af miljøpåvirkninger for produktion af materialer ......................... 14 2.2.3 Systemafgrænsning ................................................................................................ 14 2.3 Miljøpåvirkningskategorier, LCIA-metoder og fortolkning af resultater ........................... 15 2.4 Livscyklusvurderings-værktøjet EASETECH ...................................................................... 16

3.

Data anvendt i LCA-screening ........................................................................... 18 3.1 Affaldssammensætning ........................................................................................................18 3.1.1 Emballage – aluminium, glas, metal, pap, papir, plast ........................................18 3.1.2 Bygge- og anlægsaffald – mursten, gips og beton ............................................... 20 3.2 Affaldsbehandling ................................................................................................................. 21 3.2.1 Emballage – aluminium, glas, metal, pap, papir, plast ........................................ 21 3.2.2 Bygge/anlægsaffald – mursten, gips og beton ..................................................... 22 3.3 Opstillede scenarier ............................................................................................................. 23

4.

Resultater og diskussion ................................................................................... 24

5.

Konklusion....................................................................................................... 28

Referencer .............................................................................................................. 29

Bilag 1:

Normaliserede resultater ........................................................................ 31

Bilag 2:

Rangordning ........................................................................................... 40

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

3

Forord Denne rapport indeholder en livscyklus-screening (LCA-screening) af effekten af forebyggelse af affald ved undgået produktion. De udvalgte affaldstyper er emballageaffald (aluminium, glas, metal, pap, papir og plast) fra husholdninger samt bygge- og anlægsaffald (beton, gips og mursten). LCA-screeningen er udført for Miljøstyrelsen af DTU Miljø i 2015 som en del af en ydelsesaftale mellem Miljøstyrelsen og DTU om forskningsbaseret myndighedsbetjening inden for affald- og ressourceområdet. LCA-screeningen blev udført vha. LCA-modellen EASETECH, som er udviklet af DTU Miljø til miljøvurdering af affaldssystemer. Rapporten har ikke været under eksternt review. Fra Miljøstyrelsen er kontaktpersonerne Anne-Mette Lysemose Bendsen og Thilde Fruergaard Astrup. Rapporten blev udarbejdet af Line Kai-Sørensen Brogaard, Anders Damgaard og Thomas Astrup fra DTU Miljø.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

4

Sammenfatning Formålet med projektet er at fastlægge metodegrundlag for vurdering af miljøpåvirkninger ved forebyggelse af affald. I dette projekt blev miljøpåvirkningerne ved forebyggelse sammenlignet med miljøpåvirkningerne ved at genanvende affald. Derudover var formålet at udføre LCA-screening på udvalgte affaldsfraktioner; emballageaffald (aluminium, glas, metal, pap, papir og plast) og byggeog anlægs-affald (beton, gips og mursten). Det blev fundet, at der for stort set alle materiale opnås miljøbesparelser ved at forebygge affald fremfor at genanvende affaldet. I Tabel S1 er de karakteriserede resultater vist for alle materialer og alle miljøpåvirkningskategorier per ton affald forebygget. For nogle af materialerne er nettomiljøgevinsten tæt ved nul, hvilket skyldes høje substitutionsrater for f.eks. gips (på 1:1). Det betyder, at der genanvendes en lige så stor mængde materiale, som der produceres opstrøms. Hvis affaldsbehandlingen/genanvendelsesprocessen ikke bidrager med store miljøpåvirkninger, bliver forskellen mellem forebyggelse og genanvendelse meget lille eller tæt på nul. TABEL S1 KARAKTERISEREDE RESULTATER PER TON AFFALD FOREBYGGET FOR EMBALLAGEAFFALD OG BYGGE OG ANLÆGSAFFALD. NEGATIVE VÆRDIER INDIKERER BESPARELSER VED AT FOREBYGGE FREMFOR AT GENANVENDE DET PÅGÆLDENDE AFFALD. CTU: COMPARABLE TOXIC UNIT. AE: ACCUMULATED EXCEEDENCE. EQ: EKVIVALENTER.

Miljøpåvirkningskategori

Enhed Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Beton

Gips

Mursten

-4518

-585

-483

-335

-401

-1010

-125

-3

-181

-7·10-5

-1·10-7

-3·10-7

-5·10-6

-1·10-6

-3·10-5

-5·10-6

-1·10-9

-2·10-5

-11

-2

-5·10-1

-5·10-1

-12

-2

-3·10-1

-5·10-3

-3·10-1

-162

-3·10-1

-1

-3

-3

-23

-3

-5·10-3

2

-1

-1·10-1

-5·10-2

-8·10-2

-1·10-1

-1

-3·10-2

-3·10-4

-1·10-2

-15

-3

-1

-1

-1

-2

-4·10-1

-7·10-3

-3·10-1

kg P-Eq

-4·10-4

-5·10-5

-1·10-5

-7·10-3

-4·10-3

-3·10-2

-1·10-3

-2·10-7

1·10-4

kg N-Eq

-3

-1

-2·10-1

-3·10-1

-3·10-1

-1·10-2

-1·10-1

-2·10-3

-1·10-1

AE

-38

-8

-2

-2

-3

-1·10-1

-1

-2·10-2

-1

CTU

-5·10-7

-2·10-8

-5·10-7

-6·10-7

-6·10-8

-9·10-6

-1·10-6

-3·10-10

-9·10-7

CTU

-4·10-5

-3·10-6

-8·10-5

-1·10-5

-2·10-6

-3·10-5

-5·10-6

-3·10-8

3·10-7

CTU

-108

-1

-53

-80

-1

-218

-21

-6·10-2

-11

MJ

-12533

-4140

-3260

-4112

-2739

-20794

-657

-26

-3290

kg antimony-Eq

-2·10-3

-7·10-9

-3·10-4

-3·10-3

-1·10-4

-3·10-2

-1·10-3

-2·10-6

-3·10-4

kg CO2Eq Stratosfærisk kg CFCozon nedbrydning 11-Eq Fotokemisk kg ozondannelse NMVOC Ioniserende kg U235stråling, human Eq sundhed kgPM2.5Partikler Eq Ferskvandseutrofiering Marineutrofiering Terrestrisk eutrofiering Humantoksicitet, cancereffekter Humantoksicitet, ikkecancereffekter Økotoksicitet Forbrug af abiotiske ressourcer, fossile brændsler Forbrug af abiotiske ressourcer, grundstoffer

Bygge- og anlægsaffald

Aluminium Drivhuseffekt

Forsuring

Emballageaffald

AE

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

5

Tabel S2 viser rangordning af affaldsfraktioner for hver miljøpåvirkningskategori. For hver række er materialet med den største besparelse af miljøpåvirkning angivet med scoren 1 (grøn). Omvendt er materialet med den største miljøpåvirkning, hvilket stadig godt kan være en besparelse, angivet med scoren 9 (rød). Forebyggelse af aluminium og plast giver de største besparelser af miljøpåvirkninger, for næsten alle miljøpåvirkningskategorier. Sammenlignet med emballageaffald giver bygge- og anlægsaffald lavere besparelser, men som det kan ses i Tabel s1 opnås stadig miljøbesparelser ved forebyggelse af bygge- og anlægsaffald. TABEL S2 RANGORDNING FRA 1-9 AF NETTO MILJØPÅVIRKNING FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON AF HVER AFFALDSFRAKTION. GRØN/1: AFFALDSFRAKTION MED LAVEST MILJØPÅVIRKNING OG RØD/9: AFFALDSFRAKTION MED HØJEST/STØRST MILJØPÅVIRKNING.

Miljøpåvirkningskategori

Emballageaffald

Bygge- og anlægsaffald MurBeton Gips sten

Aluminium

Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Drivhuseffekt

1

3

4

6

5

2

8

9

7

Stratosfærisk ozon nedbrydning

1

8

7

5

6

2

4

9

3

Fotokemisk ozondannelse

2

4

6

5

1

3

8

9

7

Ioniserende stråling, human sundhed

1

7

6

3

4

2

5

8

9

Partikler

1

4

6

5

3

2

7

9

8

Forsuring

1

2

6

5

4

3

7

9

8

Ferskvands-eutrofiering

5

6

7

2

3

1

4

8

9

Marin-eutrofiering

1

2

5

4

3

8

6

9

7

Terrestrisk eutrofiering

1

2

4

5

3

8

6

9

7

6

8

5

4

7

1

2

9

3

2

6

1

4

7

3

5

8

9

2

8

4

3

7

1

5

9

6

2

3

6

4

7

1

8

9

5

3

9

5

2

7

1

4

8

6

Humantoksicitet, cancereffekter Humantoksicitet, ikkecancereffekter Økotoksicitet Forbrug af abiotiske ressourcer, fossile brændsler Forbrug af abiotiske ressourcer, grundstoffer

Data for de producerede mængder af hver affaldstype blev brugt til at vægte resultaterne i Tabel S2. På den måde gives et overblik (i Tabel S3) over betydningen af affaldsfraktioner, som produceres i store mængder med en lille miljøgevinst (i forhold til de andre affaldsfraktioner). Da mængderne af bygge- og anlægsaffald er meget større end de øvrige affaldsfraktioner, vil rangordningen mellem fraktionerne potentielt ændres, se Tabel S3. Aluminium og plast er dog stadig højt placeret i rangordenen i Tabel S3. Det betyder, at disse fraktioner altid vil være fordelagtige at forebygge. Mængden af papir er større end de andre emballagetyper og papir rangeres højt, når mængden inddrages i vurderingen. Ved vægtning med mængderne af produceret affald er beton, plast og papir rangeret højest.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

6

TABEL S3 RANGORDNING FRA 1-9 AF SAMLET MILJØPÅVIRKNING PÅ DRIVHUSEFFEKT FOR FOREBYGGELSE AF HVER AFFALDSFRAKTION.

Rangordning Reference flow

Emballageaffald

Bygge- og anlægsaffald

Aluminium

Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Beton

Gips

Mursten

1 ton affald

1

3

4

6

5

2

8

9

7

Total mængde affald produceret

4

7

8

6

3

2

1

9

5

For nogle få miljøpåvirkningskategorier ses ikke besparelser ved forebyggelse. Dette kan skyldes, at der i denne LCA-screening ikke er vurderet usikkerhed på data. En anden grund kan være, at der kun er anvendt data fra tilgængelige databaser og litteratur, og altså ikke indsamlet data specifikt for danske forhold. Kvaliteten af data er ikke efterprøvet og følsomheden overfor resultaterne er ikke vurderet. Denne screening giver derfor udelukkende et overordnet indblik i miljøpåvirkningerne ved at forebygge fremfor at genanvende. Ved vurdering af konkrete initiativer til forebyggelse er det nødvendigt med en specifik vurdering af datakvalitet og datausikkerheder for at opnå robuste konklusioner.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

7

Summary The project aims to develop a methodological basis for evaluating the environmental impacts of waste prevention. In this project, the environmental impacts of prevention were compared to the environmental impacts from recycling. In addition, the purpose was to perform a LCA-screening of selected waste fractions; packaging waste (aluminium, glass, metal, cardboard, paper and plastic) and construction and demolition waste (concrete, gypsum and bricks). Environmental savings were found by preventing waste instead of recycling it. Table s1 shows characterized results for all materials and all environmental impact categories per tonne of waste prevented. For some of the materials net environmental impacts are close to zero, this can be due to high substitution rates for example for gypsum (1:1). This means that an equally large amount of material is recycled compared to what is produced upstream, and if the waste treatment / recycling process does not provide major environmental impacts, the total will be very small or close to zero. TABLE S1 CHARACTERISED RESULTS PER TONNE OF WASTE PREVENTED OF PACKAGING WASTE AND CONSTRUCTION AND DEMOLITION WASTE. NEGATIVE VALUES MEANS SAVINGS WHEN PREVENTING THE RELEVANT WASTE. CTU: COMPARABLE TOXIC UNIT. AE: ACCUMULATED EXCEEDENCE. EQ: EQUIVALENTS.

Impact category

Unit

Construction and demolition waste

Packaging waste Aluminium

Glass

Metal

Cardboard

Paper

Plastic

Concrete

Gypsum

Bricks

Climate change

kg CO2-Eq

-4518

-585

-483

-335

-401

-1010

-125

-3

-181

Stratospheric ozone depletion Photochemical oxidant formation Ionising radiation Particulate matter Terrestrial acidification Freshwater eutrophication Marine eutrophication Terrestrial eutrophication Human toxicity, carcinogenic Human toxicity, noncarcinogenic

kg CFC-11Eq

-7·10-5

-1·10-7

-3·10-7

-5·10-6

-1·10-6

-3·10-5

-5·10-6

-1·10-9

-2·10-5

-11

-2

-5·10-1

-5·10-1

-12

-2

-3·10-1

-5·10-3

-3·10-1

-162

-3·10-1

-1

-3

-3

-23

-3

-5·10-3

2

-1

-1·10-1

-5·10-2

-8·10-2

-1·10-1

-1

-3·10-2

-3·10-4

-1·10-2

-15

-3

-1

-1

-1

-2

-4·10-1

-7·10-3

-3·10-1

kg P-Eq

-4·10-4

-5·10-5

-1·10-5

-7·10-3

-4·10-3

-3·10-2

-1·10-3

-2·10-7

1·10-4

kg N-Eq

-3

-1

-2·10-1

-3·10-1

-3·10-1

-1·10-2

-1·10-1

-2·10-3

-1·10-1

AE

-38

-8

-2

-2

-3

-1·10-1

-1

-2·10-2

-1

CTU

-5·10-7

-2·10-8

-5·10-7

-6·10-7

-6·10-8

-9·10-6

-1·10-6

-3·10-10

-9·10-7

CTU

-4·10-5

-3·10-6

-8·10-5

-1·10-5

-2·10-6

-3·10-5

-5·10-6

-3·10-8

3·10-7

Ecotoxicity

CTU

-108

-1

-53

-80

-1

-218

-21

-6·10-2

-11

-12533

-4140

-3260

-4112

-2739

-20794

-657

-26

-3290

-2·10-3

-7·10-9

-3·10-4

-3·10-3

-1·10-4

-3·10-2

-1·10-3

-2·10-6

-3·10-4

kg NMVOC kg U235Eq kgPM2.5Eq AE

Resources, depletion of MJ abiotic resources, fossil Resources, kg antidepletion of mony-Eq abiotic resources

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

8

Table S2 shows the ranking of environmental effects for each of the waste types. Each row shows the material that had the largest saving of environmental impact, this material got the score 1 (green). The material with the largest environmental impact, which could still be a saving, got the score 9 (red). Prevention of aluminium and plastic provides the largest savings of environmental impacts for almost all impact categories compared to the other types of waste. When comparing packaging waste with construction and demolition waste, the latter provides lower savings, but as can be seen in Table s1 prevention of construction and demolition waste still leads to environmental savings. TABLE S2 RANKING FROM 1-9 OF TOTAL ENVIRONMENTAL IMPACT OF PREVENTION OF 1 TON OF EACH WASTE FRACTION. GREEN / 1: WASTE FRACTION WITH LOWEST ENVIRONMENTAL IMPACT AND RED / 9: WASTE FRACTION WITH HIGHEST / LARGEST IMPACT.

Impact category

Construction and demolition waste

Packaging waste Aluminium

Glass

Metal

Cardboard

Paper

Plastic

Concrete

Gypsum

Bricks

1

3

4

6

5

2

8

9

7

1

8

7

5

6

2

4

9

3

2

4

6

5

1

3

8

9

7

Ionising radiation

1

7

6

3

4

2

5

8

9

Particulate matter

1

4

6

5

3

2

7

9

8

1

2

6

5

4

3

7

9

8

5

6

7

2

3

1

4

8

9

1

2

5

4

3

8

6

9

7

1

2

4

5

3

8

6

9

7

6

8

5

4

7

1

2

9

3

2

6

1

4

7

3

5

8

9

2

8

4

3

7

1

5

9

6

2

3

6

4

7

1

8

9

5

3

9

5

2

7

1

4

8

6

Climate change Stratospheric ozone depletion Photochemical oxidant formation

Terrestrial acidification Freshwater eutrophication Marine eutrophication Terrestrial eutrophication Human toxicity, carcinogenic Human toxicity, non-carcinogenic Ecotoxicity Resources, depletion of abiotic resources, fossil Resources, depletion of abiotic resources

Data for the quantities produced of each type of waste, were used to weight the results in Table S2. This shows that waste fractions produced in large quantities with a low environmental impact (relative to the other waste fractions). Since quantities of construction and demolition waste are much larger than the other waste fractions, the ranking of the fractions will potentially change, see Table S3. Aluminium and plastic are still high in the ranking in Table s3. This means that these will always be preferable to prevent. The amount of paper is larger than the other types of packaging and paper are ranked high when the results are weighted by the amount. Concrete, plastic and paper ranked the best in savings of environmental impacts when weighting the results by the amounts of waste generated.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

9

TABLE S3 RANKING FROM 1-9 OF TOTAL IMPACT ON CLIMATE CHANGE OF PREVENTION OF THE WASTE FRACTIONS.

Ranking of impact on Climate change Reference flow

Packaging waste

Construction and demolition waste

Aluminium

Glass

Metal

Cardboard

Paper

Plastic

Concrete

Gypsum

Bricks

1 ton of waste

1

3

4

6

5

2

8

9

7

Total amount of waste produced

4

7

8

6

3

2

1

9

5

No savings were seen by preventing waste for a few impact categories. This was partly due to the fact that in this LCA screening uncertainty of data was not evaluated. Another reason may be that only data from available databases and literature are used and not data collected specifically for Danish conditions. The quality of the data is not verified and sensitivity analysis was not done. This screening provides an overview of the environmental impact by preventing instead of recycling. Specific assessment of data quality and uncertainties are needed to obtain robust conclusions when evaluating specific initiatives to waste prevention.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

10

1. Indledning 1.1

Baggrund

Et af de centrale mål i det Europæiske affaldsdirektiv (Directive 2008/98/EF) er at afkoble økonomisk vækst fra miljøbelastningen ved affaldshåndtering. Dette kan blandt andet gøres gennem affaldsforebyggelse og øget genanvendelse. Miljøstyrelsen udkom i 2015 med en ressourcestrategi om forebyggelse af affald. Denne rapport indgår som en del af baggrundsmaterialet i relation til aktiviteter omkring affaldsforebyggelse hos Miljøstyrelsen. I affaldshierarkiet er forebyggelse af affald øverst og har første prioritet, efterfulgt af: forberedelse med henblik på genbrug, genanvendelse, anden nyttiggørelse, f.eks. energiudnyttelse, og bortskaffelse som sidste prioritet. I det Europæiske affaldsdirektiv er affaldsforebyggelse defineret som foranstaltninger, der træffes, inden stoffer, materialer eller produkter bliver til affald, og som mindsker: a) b) c)

affaldsmængden, herunder via genbrug af produkter eller forlængelse af produkternes levetid de negative konsekvenser, som det producerede affald har for miljøet og menneskers sundhed, eller indholdet af skadelige stoffer i materialer og produkter.

Affaldsforebyggelse kan derved ske gennem undgået produktion, affaldsminimering, altså hvor mængden af affald gøres mindre, men også ved at affaldets sammensætning ændres og farlige stoffer i affaldet fjernes. Genanvendelse af materialer er ikke affaldsforebyggelse. Affaldsforebyggelse kan ses som en del af et bæredygtigt samfund, hvor et bæredygtigt forbrug hjælper til at mindre bruges og smides væk umiddelbart efter, og at der samlet set genbruges mere. Begge dele vil lede til undgået produktion af materialer og produkter opstrøms for forbrugeren. Ved genbrug minimeres mængden af affald og produkternes levetid forlænges. Produkterne vil dog ved endt levetid blive til affald; dette vil bare ske senere end hidtil.

1.2

Formål

Fokus i denne rapport er på forebyggelse af affald. Projektet vurderer miljøkonsekvenserne ved at forebygge fremfor at genanvende emballageaffald og bygge- og anlægsaffald. Derudover udarbejdes en rangordning af affaldsfraktionerne i forhold til potentiel miljøgevinst ved forebyggelsen. I denne screening medtages udelukkende affaldsforebyggelse i form af undgået produktion. Dette betyder, at det antages, at materialet reelt kan undgås og ikke vil kræve andre materialer eller tilskynde til andet forbrug. Formålet med projektet er fastlæggelse af metodegrundlag for LCA af affaldsforebyggelse og dernæst en kvantificering af miljøpåvirkningerne ved affaldsforebyggelse, med udgangspunkt i fraktionerne: emballageaffald fra husholdninger samt bygge- og anlægsaffald. Rapporten præsenterer metodebeskrivelse for livscyklusvurdering (LCA) af affaldsforebyggelse. Derudover præsenteres en LCA-screening af udvalgte cases for emballageaffald og bygge- og anlægsaffald. Data anvendt i screeningerne, affaldssammensætningen og data for affaldsbehandlingen præsenteres. Figurer for de opstillede scenarier vises og derefter vises resultaterne for miljøpåvirkningerne fra forebyggelsen. Rapporten tager udgangspunkt i to yderpunkter: det ene er forebyggelse

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

11

ved undgået produktion og den anden er den bedst mulige behandling af affaldet i form af 100 % indsamling og genanvendelse.

1.3

Afgrænsning af LCA-screening

Denne rapport indeholder en LCA-screening og dermed ikke en fuld detaljeret livscyklusvurdering (LCA). Dog følger rapporten de overordnerede principper for LCA givet af ISO standarderne 14040 og 14044, men rapporten gennemgår ikke eksternt kritisk review og indeholder ikke udtømmende vurdering af følsomhed og fuldstændighed af data i forhold til geografisk og tidsmæssig relevans. Data er fundet via tilgængelig litteratur og databaser, hvilket vil sige, at der ikke er produceret data specifikt til denne LCA-screening. Påvirkningskategorier omhandlende vand- og arealforbrug er ikke medtaget. I denne rapport er det valgt at fokusere screeningen på undgået produktion uden at tage højde for afledte effekter, såsom anden produktion og forbrug af produkter som købes i stedet for de forebyggede. For alle typer affald gælder, at affaldet oprindeligt har været en vare, som købes af en forbruger og hvis dette køb ikke foretages kan pengene bruges anderledes til andre varer. Transport er ikke medtaget i LCA-screeningen, da dette vil være meget forskelligt i specifikke tilfælde og fokus er på miljøpåvirkninger ved forebyggelse og affaldsbehandlingen. Transporten betyder normalt ikke meget – der kan køres langt før det svarer til hvad der udledes ved produktion og affaldsbehandling. Tilsvarende er det forudsat, at de berørte affaldsfraktioner udsorteres og indsamles med 100 % effektivitet hos borgeren, dvs. eventuelle tab og alternativ behandling (så som forbrænding) af genanvendelige fraktioner er ikke medtaget. De valgte affaldsfraktioner kan forebygges på forskellig vis. Der er tidligere udgivet en rapport om indikatorer for affaldsforebyggelse fra Kirkeby et al. (2014). Denne rapport beskriver blandt andet at affaldsforebyggelsen af fraktioner, som er svære at undgå, kan ske i form af færre farlige stoffer i materialet/varen. For emballage vil ændret produktion medføre materialebesparelse (og dermed undgået produktion) eller en produktion, som er mindre miljøbelastende. For bygge- og anlægsaffald vil ændret og undgået produktion kunne være relevant, men også færre farlige stoffer i materialerne.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

12

2. Metodebeskrivelse 2.1

LCA-screening

Livscyklusvurderinger bruges typisk til at vurdere miljøpåvirkninger af produktsystemer såvel som servicesystemer som f.eks. affaldsbehandling. Forbrug af ressourcer og emissioner fra alle stadier i levetiden af et produkt eller system aggregeres og omregnes til påvirkninger af miljøpåvirkningskategorier som Drivhuseffekt, Forsuring og Human Toksicitet. I vurdering af affaldssystemer starter vurderingen traditionelt efter at affaldet er produceret. LCA af affaldssystemer kan anvendes til at vurdere hvilken en affaldsbehandlingsmetode, der er den bedste ud fra et miljøperspektiv. Da vurderingen af affaldssystemer starter efter produktionen af affald medtages ingen miljøpåvirkninger opstrøms (”nul-byrde”-tilgang), da disse miljøpåvirkninger anses for at være associeret med brugsfasen af produkter snarere end affaldsfasen (dvs. produkter fremstilles for at kunne anvendes og ikke med henblik på at skulle være affald). Processerne opstrøms for affaldssystemet antages også at være ens og derfor kan disse udelades ved sammenligningsvurderinger. En LCA-screening opfattes typisk som en "light-version" af en fuld livscyklusvurdering. En LCA-screening baseres ofte på tilgængelige data, uden egentlig vurdering af usikkerheder, begrænset diskussion af resultater og uden inddragelse af eksternt review af rapporten. En LCA-screening kan derved opfattes som et element i en indledende fase af miljøvurderingen.

2.2

Beregningsmetode

Hvis der i et affaldsbehandlingssystem genanvendes affald som kan erstatte et konventionelt produkt/energi, spares de miljøpåvirkninger, som ellers ville have opstået ved at producere det konventionelle produkt/energi. Dermed ses resultater fra LCA af affaldssystemer ofte som besparelser, da de miljømæssige omkostninger, der er ved at genanvende/behandle affaldet er mindre, end de besparelser der fremkommer ved at spare konventionel produktion af materialer og energi. Det vil også sige, at jo mere affald der behandles, des større besparelse af miljøpåvirkninger. Forebyggelse af affald i en ”normal” livscyklusvurdering, vil give færre miljøbesparelser i forhold til det oprindelige system, idet der nu kun håndteres og udnyttes en mindre mængde affald. Scenariet med mere affald vil dermed være at foretrække, hvilket ikke er reelt. Ved LCA'er med sammenligning af flere scenarier for affaldsforebyggelse, vil den funktionelle enhed være mængden af affald, som sendes til behandling i et bestemt geografisk område (Ekvall et al., 2007; Nessi et al., 2013). Det betyder også, at miljøpåvirkningerne fra produktionen af materialerne og fødevarer skal medtages i livscyklusvurderingen. På den måde vurderes det hvor meget af de opstrøms byrder fra produktionen, som kan genvindes gennem affaldsbehandling. Det scenarie hvor der forebygges affald vil dermed være bedre, da der er færre byrder opstrøms som skal forsøges genvundet. ”Nul-byrde”-tilgangen, som normalt anvendes for affaldshåndteringssystemer, er derfor ikke brugbar i relation til affaldsforebyggelse (Finnveden, 1999; Ekvall et al. 2007). 2.2.1 Funktionel enhed Den funktionelle enhed beskriver den service, som vurderingen undersøger. Hvis systemer skal sammenlignes, skal den funktionelle enhed være sammenlignelig og udføre samme service. I denne rapport er fokus på forskellige produkter og miljøpåvirkningerne ved forebyggelse sammenlignet med alternative muligheder for genanvendelse eller energiudnyttelse. Den funktionelle enhed er defineret som:

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

13

Forebyggelse af 1 ton affald (emballageaffald fra husholdninger eller bygge- og anlægsaffald) i Danmark. Sammensætningen af de udvalgte affaldsfraktioner er beskrevet under afsnit 3.1 og data for genanvendelsen af de samme fraktioner er beskrevet i afsnit 3.2. 2.2.2 Fastlæggelse af miljøpåvirkninger for produktion af materialer Ved at medtage miljøpåvirkninger fra produktionen af materialer og produkter kan det vurderes hvor meget der kan genvindes ved at behandle affaldet sammenlignet med undgået produktion. Dette gøres ved at bestemme sammensætningen af affaldet i en sådan detaljegrad, at det er muligt at estimere typen af produkter eller materialer i affaldet. Det vil sige, det er ikke nødvendigt at kende den kemiske sammensætning. En opgørelse af materialernes fordeling skal være så detaljeret at den også indeholder en underopdeling af materialer som f.eks. plast eller glas. Plast kan f.eks. bestå af polyethylen, polypropylene og polyvinylklorid og glas af brunt, grønt og klart glas. For de opstrøms processer skal vandindholdet i affaldet (f.eks. papiraffald) omregnes til et niveau som svarer til jomfrueligt papir (eller til det vandindhold som den jomfruelige proces beskriver). Derfor bestemmes massen af hvert af materialerne i affaldet, og da dette vil indeholde et vandindhold fra materialets brug eller fra andre mere våde affaldstyper multipliceres massen af hvert materiale med tørstofindholdet i materialet. Dette gøres for at undgå at overestimere mængden af materiale, som er produceret opstrøms. Derved bliver 1 ton papaffald med et tørstofindhold på 84 % opstrøms repræsenteret af 0,84 ton jomfrueligt produceret pap. Data for tørstof-indholdet brugt i dette studie kan findes i Sektion 3. Substitutionen af genanvendte materialer nedstrøms skal udgøres af de samme processer som bruges opstrøms. Det er gældende hvis det er teknisk muligt at genanvende og derved substituere et materiale, som er det samme som blev produceret opstrøms. I nogle tilfælde f.eks. for genanvendelse af knust beton, vil det ikke være muligt at substituere beton, men derimod vil det være relevant at substituere grus. 2.2.3 Systemafgrænsning For at illustrere systemafgrænsningen i dette projekt er Figur 1 opstillet. Basisscenariet vurderer produktion af x ton materiale og behandlingen af dette materiale, når det bliver til affald. For at kunne vurdere effekterne ved undgåelse af at producere og behandle 1 ton vurderes scenarie b, dvs. affaldsforebyggelsesscenariet. Her vurderes samme system som i basisscenariet, dog med et ton mindre. Hvis man trækker de to scenarier fra hinanden, får man scenarie c som er forskellen mellem den almindelige affaldsbehandling med f.eks. genanvendelse og så affaldsforebyggelse. System c beskriver den undgåede produktion af 1 ton materiale samt den undgåede affaldsbehandling af dette ene ton, når dette ville blive til affald. Derudover medtages produktion af jomfrueligt materiale og energi som skal produceres, da affaldet nu ikke eksisterer og dermed ikke genanvendes eller energiudnyttes. Resultaterne af denne screening er dermed vist for system c.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

14

FIGUR 1 SCENARIEOPSTILLING FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON AFFALD VED UNDGÅET PRODUKTION. STIPLEDE LINJER REPRÆSENTERER UNDGÅET PRODUKTION.

Der er i denne LCA-screening ikke taget højde for relaterede effekter, såsom hvilke materialer der ville produceres i stedet for de forebyggede eller hvilke produkter forbrugeren ville købe, hvis de skulle undgå at købe det som forebygges. Alle materialer er antaget at blive produceret fra jomfruelige materialer og ingen genanvendte materialer indgår i den opstrøms produktion af materialerne. Det antages også at markedet for materialer og energi har stigende eller uændret efterspørgsel. Siden affaldet forebygges, ved undgået produktion, skal jomfruelige materialer og energi produceres andetsteds, da disse ellers ville mangle i samfundet.

2.3

Miljøpåvirkningskategorier, LCIA-metoder og fortolkning af resultater

Til LCA-screeningen benyttes miljøpåvirkningskategorier og LCIA-metoder, som beskrevet og anbefalet af det europæiske forskningscenter i ILCD-håndbogen (JRC, 2011). Fra CML-metoden benyttes påvirkningskategorierne for abiotiske ressourcer (fossile som f.eks. kul og gas samt grundstoffer som f.eks. aluminium, kobber og zink ). USEtox bruges til vurdering af potentielle påvirkninger på human- og økotoksicitet. Partikelstoffer, der påvirker åndedrættet, er ikke medtaget i humantoksicitet i USEtox. Partikelstoffer er derfor modelleret ifølge UPFM-modellen (Humbert, 2009). Brug af USEtox og UPFM-modellen er anbefalet i ILCD håndbogen (JRC, 2011). De valgte miljøpåvirkningskategorier er vist i Tabel 1. USEtox og UPFM metoderne er behæftet med en del usikkerhed, hvilket bør tages i betragtning ved fortolkning af resultater. De potentielle miljøpåvirkninger kan endvidere omregnes for hver af påvirkningskategorierne til en fælles enhed i form af en personækvivalent (PE), idet de faktiske belastninger divideres med den gennemsnitlige årlige belastning fra én person i et specifikt område i et specifikt år – dette kaldes normalisering. Tabel 1 viser ligeledes de anvendte normaliseringsreferencer for omregning til personækvivalenter for de benyttede miljøpåvirkningskategorier (Blok et al., 2013). TABEL 1

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

15

MILJØPÅVIRKNINGSKATEGORIER OG NORMALISERINGSREFERENCER SOM ANVENDES I DETTE PROJEKT. CTUH: COMPARATIVE TOXIC UNIT FOR HUMANS. CTUE: COMPARATIVE TOXIC UNIT FOR ECOSYSTEM. ABIOTISK: RESSOURCE SOM IKKE VEDRØRER ELLER STAMMER FRA LEVENDE ORGANISMER SOM F.EKS. METALLER OG FOSSILE BRÆNDSLER.

Påvirknings-kategori

Metode

Normaliserings reference

Enhed

Drivhuseffekt

IPCC 2007

8096

kg CO2Eq./PE/år

Stratosfærisk ozon nedbrydning

WMO 1999

0,0414

kg CFC11Eq./PE/år

ReCiPe midpoint

56,7

kg-NMVOC Eq/person

Dreicer

1325

kBq U-235 airEq/person

Partikler

Humbert

2,76

kg PM 2.5/PE/år

Forsuring

Accumulated Exceedance

49,6

AE/PE/år

Ferskvands-eutrofiering

ReCiPe midpoint

0,62

kg PEq./PE/år

Marin-eutrofiering

ReCiPe midpoint

9,38

kg NEq./PE/år

Accumulated Exceedance

115

AE/PE/år

Humantoksicitet, cancereffekter

USEtox

0,0000542

CTUh /PE/år

Humantoksicitet, ikke-cancereffekter

USEtox

0,0011

CTUh/PE/år

Økotoksicitet

USEtox

665

CTUe/PE/år

Forbrug af abiotiske ressourcer, fossile brændsler

CML

62400

MJ/PE/år

Forbrug af abiotiske ressourcer, grundstoffer

CML

0,0343

kg SbEq./PE/år

Fotokemisk ozondannelse Ioniserende stråling, human sundhed

Terrestrisk eutrofiering

Resultater i de toksiske påvirkningskategorier betragtes som mindre velunderbyggede, og derfor tillægges disse typisk mindre vægt end de ikke-toksiske påvirkningskategorier. Dette skyldes blandt andet generel enighed om beregningsmetoder for drivhuseffekt, forsuring etc., samt det forhold, at datagrundlaget for at vurdere toksicitet er væsentligt mere usikkert. I denne rapporter er LCIAmetoden USEtox anvendt, som repræsenterer en ”konsensusmodel” blandt LCA-eksperter til beregning af potentielle toksiske miljøpåvirkninger. Ved anvendelse af USEtox er der stor usikkerhed forbundet med de toksiske påvirkningskategorier, og derfor skal der være større forskel mellem resultater for toksiske miljøpåvirkninger for to forskellige scenarier i forhold til de ikke-toksiske miljøpåvirkningskategorier, før man kan konkludere på signifikante forskelle (Rosenbaum et al., 2008).

2.4

Livscyklusvurderings-værktøjet EASETECH

LCA-screeningen er gennemført med modellen EASETECH (Clavreul et al., 2014), der er udviklet ved Danmarks Tekniske Universitet. Med udgangspunkt i en detaljeret kemisk sammensætning af materialefraktioner i affaldet beregnes ved hjælp af EASETECH masse-flow, ressourceforbrug og emissioner fra affaldssystemer, som defineres af brugeren. EASETECH omfatter kildesortering, indsamling og transport af affald, materialeoparbejdningsfaciliteter, forbrændingsanlæg, komposteringsanlæg, biogasanlæg, kombinerede biogas- og komposteringsanlæg, deponeringsanlæg, anvendelse af organisk affald i jordbruget, genanvendelse af materialer, energiudnyttelse samt materialeudnyttelse.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

16

Modellen indeholder data for udvalgte anlæg og processer, men tillader også at specifikke anlæg opstilles og gemmes i modellen. Scenarier med flere strenge kan opstilles for et givet system startende med affaldsgenereringen og afsluttende med slutdisponeringen i et deponi, ved industriel materialegenanvendelse, udspredt på landbrugsjord, udnyttelse i energianlæg eller ved materialeudnyttelse. Hvor der sker materialegenanvendelse, energiudnyttelse eller materialeudnyttelse, krediteres affaldssystemet for de ressourcemæssige og miljømæssige besparelser, der opnås ved, at den tilsvarende produktion baseret på jomfruelige materialer undgås. EASETECH indeholder databaser for en række centrale processer, for eksempel for transport, elektricitets- og varmefremstilling. Herudover kan data importeres fra kommercielle databaser.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

17

3. Data anvendt i LCAscreening 3.1

Affaldssammensætning

Til at udføre en miljøvurdering af produktionen af materialerne opstrøms, dvs. inden materialerne bliver til affald og for behandlingen af de valgte affaldstyper, er der brug for store mængder data. Disse data skal dække forbrug af materialer, kemikalier, energi og vand såvel som alle typer af emissioner til jord, vand og luft. Data indsamles for den jomfruelige produktion såvel som for affaldsbehandlingen herunder genanvendelse og forbrænding for hver af de undersøgte affaldstyper. 3.1.1 Emballage – aluminium, glas, metal, pap, papir, plast Materialetyperne som ønskes belyst i denne rapport består af flere forskellige underfraktioner f.eks. er glas en blanding af forskellige farver glas dvs. brunt, grønt og klart glas om hver har deres proces for produktion og genanvendelse. Sammensætning af husholdningsaffald i Danmark er analyseret af Møller et al. (2010). Mængderne af hver af emballagetyperne er bestemt ud fra dette studie og både typer og underkategorier kan ses i Tabel 2. Ud fra den gennemsnitlige sammensætning per ton husholdningsaffald er den procentvise fordeling beregnet for de emballageaffaldsfraktioner som ender som affald og som kan genanvendes. Dermed er der ikke taget højde for fejlsortering og fraktioner som ikke genanvendes. Processerne som er brugt til at modellere produktionen af emballagematerialerne er vist i Tabel 3. TABEL 2 PROCENTFORDELING FOR EMBALLAGEFRAKTIONER AF TOTAL MÆNGDE HUSHOLDNINGSAFFALD OG AF MATERIALEFRAKTION. MÆNGDE TØRSTOF PER UNDERFRAKTION I % (EASETECH DATABASE, 2015; MØLLER ET AL., 2010).

Materialefraktion og underfraktioner

Procentfordeling af total mængde husholdningsaffald

Procent-fordeling på materialefraktioner

Mængde tørstof i affaldsfraktion

%

%

%

Dåser til drikkevarer (aluminium)

0,57

40

0,92

Aluminium folie og beholdere

0,47

33

0,81

Plast-coated aluminium folie

0,38

27

0,89

Total

1,42

100

Brunt glas

0,28

8

0,95

Grønt glas

1,16

33

0,97

Klart glas

2,04

59

0,88

Aluminium

Glas

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

18

Total

3,48

100

Dåser til madvarer (hvidblik/stål)

0,85

100

Total

0,85

100

Mælkekartoner (pap/plast)

1,61

50

0,83

Juicekartoner (pap/plast/aluminium)

0,59

18

0,84

Andet rent pap

1,04

32

0,84

Total

3,24

100

Avispapir

2,47

32,1

0,87

Magasiner

7,11

13

0,94

Reklamer

2,24

37,3

0,91

Bøger, telefonbøger

6,12

0,6

0,96

Kontorpapir

0,11

11,8

0,91

1

5,2

0,93

19,05

100

Hård plast

1,02

32

0,97

Plast flasker

1,27

40

0,9

Blød plast

0,85

27

0,86

Total

3,14

100

Metal 0,87

Pap

Papir

Andet rent papir Total Plast

TABEL 3 PROCESSDATA ANVENDT I DENNE RAPPORT FOR JOMFRUELIG PRODUKTION AF EMBALLAGE-MATERIALER.

Materiale

Affaldsfraktion

Procesnavn

År

Reference

Glas

Klart glas

packaging glass, white, at plant, RER

2000-2014

Ecoinvent, 2015

Grønt glas

packaging glass production, green

2000-2014

Ecoinvent, 2015

Brunt glas

packaging glass production, brown

2000-2014

Ecoinvent, 2015

Andet rent pap

corrugated board box production

2008-2014

Ecoinvent, 2015

Mælkekartoner (pap/plast)

liquid packaging board, at plant, RER

2009-2014

Ecoinvent, 2015

Pap

Juicekartoner (pap/plast/aluminium)

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

19

Metal

Dåser til madvarer (hvidblik/stål)

Steel Sheets (97.75% primary), Sweden

2008

EASETECH, 2015

Plast

Blød plast

polyethylene production, linear low density, granulate

1999-2001

Ecoinvent, 2015

Plast flasker

polyethylene terephthalate production, granulate, bottle grade

1999-2014

Ecoinvent, 2015

Hård plast

Polyethylene high density granulate (PE-HD), RER

1999

ELCD, 2014

Dåser til drikkevarer (aluminium)

Aluminum, Al (Primary), World average

2005

EASETECH, 2015

Virgin Newspaper, Europe (generic)

2001

Frees et al., 2005

Virgin Fine Paper, Europe (generic)

2001

Frees et al., 2005

Aluminium

Aluminium folie og beholdere Plast-coated aluminium folie Papir

Avispapir Andet rent papir Reklamer Bøger, telefonbøger Office paper Kontorpapir

3.1.2 Bygge- og anlægsaffald – mursten, gips og beton Bygge- og anlægsaffald er en af de største affaldsfraktioner med henholdsvis 2,2 mio. tons i 2011 og 2,6 mio. tons i 2012 i Danmark (MST, 2014). Fraktionen dækker ”Bygge- og anlægsaffald”, sten, gips og asfalt. I den danske affaldsstatistik fra 2009 var beton udspecificeret fra de andre fraktioner og udgjorde 42 % af den totale mængde bygge- og anlægsaffald. Gips udgjorde i 2011 og 2012 ca. 3 % af den samlede mængde bygge- og anlægsaffald. I denne rapport vurderes miljøpåvirkninger per ton affald og for bygge- og anlægsaffald er dette per ton af de tre udvalgte fraktioner mursten, gips og beton, da det ikke er muligt at finde en passende fordeling mellem de tre. Data for produktion af mursten, gips og beton er fundet i databasen Ecoinvent (Ecoinvent, 2015) og i miljørapporter. Detaljer for disse kan ses i Tabel 4. TABEL 4 PROCESSDATA ANVENDT I DENNE RAPPORT FOR JOMFRUELIG PRODUKTION AF BYGGE-MATERIALER.

Materiale

Procesnavn

År

Land

Reference

Beton

Concrete production, normal

2007-2014

Schweitz

Ecoinvent, 2015

Mursten

Facademursten og bagmursten

2006

Danmark

Møller et al., 2013

Gips

Gypsum plasterboard production

2007-2014

Schweitz

Ecoinvent, 2015

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

20

3.2

Affaldsbehandling

3.2.1 Emballage – aluminium, glas, metal, pap, papir, plast Til modellering af genanvendelsen af de valgte emballage materialer blev data fra EASETECH databasen brugt. Disse data er samlet af DTU og består af industridata fra miljørapporter fra de relevante industrier. De valgte datasæt vurderes til at være bedste tilgængelige data og repræsentative for genanvendelsesprocesser i dag. Der vil ved genanvendelse være et såkaldt teknisk tab af materiale som ikke genanvendes på grund af urenheder i det indkomne affald. Der tages højde for dette ved at bruge en substitutionsrate. Substitutionsraterne for de forskellige genanvendelsesprocesser afhænger af de enkelte processer og er vist i Tabel 5. Baseret på et studie af sortering af plast fra seks tyske sorteringsanlæg, er der antaget et tab ved sortering af plast på 63 % (Skovgaard, 2014), som sendes til forbrænding. TABEL 5 PROCESSDATA ANVENDT I DENNE RAPPORT FOR GENAVENDELSE AF EMBALLAGEAFFALD.

Materiale

Procesnavn

Substitutions rate

År

Land

Reference

Aluminium

Aluminium scrap to new alu sheets (remelting)

1:0,94

2007

Sverige

EASETECH, 2015

Glas

Glass cullet to new bottles (remelting)

1:1

1998

Danmark

EASETECH, 2015

Shredding and reprocessing of steel scrap

1:0,87

2007

Sverige

EASETECH, 2015

Pap

Paper (Cardboard and mixed paper) to cardboard, Fiskybybruk

1:0,94

2006

Sverige

EASETECH, 2015

Papir

Paper (Newspaper and magazines) to Newspaper, Stora Enso

1:0,86

2008

Sverige

EASETECH, 2015

Plast

Plastic to granulate, SWEREC

1:0,37

2006

Sverige

EASETECH, 2015

Metal

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

21

3.2.2

Bygge/anlægsaffald – mursten, gips og beton

Mursten Genbrug af hele mursten vil være affaldsforebyggelse og derfor antages der i denne rapport at basisscenariet for murstensaffald vil være genanvendelsen af mursten (knuste og hele). Genanvendelsen vil være i form af nyttiggørelse i form af vejfyld eller lignende, som vil substituere grus, dette er ligeledes antaget i (Møller et al., 2013). Data for knusning og sortering er taget fra Mercante et al. (2011), se Tabel 6. Udvaskning fra brug af mursten som vejfyld samt den undgåede udsivning fra det substituerede grus er baseret på data fra Butera (2012) og Wahlström et al. (2014). Gips Af gipsaffald som modtages til sortering og genanvendelse udsorteres ca. 10 % i form af pap, papir og metal. Sorteringen er medtaget som i Møller et al. (2012) (se Tabel 6) med energiforbrug til sortering, men de 10 % er ikke medtaget videre efter sortering og dermed er det kun gipsaffaldet som er omhandlet her. Affaldsgipsen bruges i cementproduktion i stedet for naturgips. Cement produktionen medtages ikke i vurderingen, da den ikke er en del af affaldsbehandlingen for gips, men ville have foregået alligevel. Dog substitueres naturgips med det anvendte affaldsgips. I Danmark foregår den største produktion af cement hos Aalborg Portland og de aftager gips fra det nærliggende Nordjyllandsværk og det vil derfor ikke være relevant at for dem at aftage affaldsgips. I rapporten om LCA af behandling af gipsaffald i Danmark (Møller et al., 2012) blev det vurderet, at det ville være mere relevant at sende det behandlede gipsaffald til cementproduktion i Sverige, da der ikke er samme adgang til gips fra kraftværker som i Danmark. Beton Behandling og genanvendelse af beton og mursten er sammenlignelig og det er i denne rapport antaget at beton affaldet knuses og sorteres hvorefter det kan bruges som vejfyld (se Tabel 6). Data for knusning og sortering er taget fra Mercante et al. (2011). Udvaskning fra brug af beton som vejfyld samt den undgåede udsivning fra det substituerede grus er baseret på data fra Butera (2012) og Wahlström et al. (2014). Procesdata informationer for genanvendelse af alle tre typer affald kan ses i Tabel 7. TABEL 6 DATA FOR ENERGI OG VAND FORBRUG VED KNUSNING OG SORTERING AF BYGGE- OG ANLÆGSAFFALD BRUGT I DENNE RAPPORT.

Forbrug til knuseværk til bygge- og anlægsaffald Mursten og beton

Gips

Enhed

Elektricitet

2,59

3,7

KWh/ton affald

Diesel

36,6

6,2

MJ/ton affald

Vand

0,001

-

m3/ton affald

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

22

TABEL 7 PROCESSDATA BRUGT I DENNE RAPPORT TIL GENANVENDELSE AF BYGGE- OG ANLÆGSAFFALD.

Materiale

Procesnavn

År

Land

Reference

Beton

Knuseværk og

2011-2013

Danmark

Butera, 2012;

Nyttiggørelse af knust bygge- og anlægsaffald Mursten

Oparbejdning af mursten på virksomheden

Møller et al., 2013 2011-2013

Danmark

”Gamle Mursten Gips

3.3

Genanvendelse til cementfremstilling

Butera, 2012; Møller et al., 2013

2012

Danmark

Møller et al., 2012

Opstillede scenarier

For hver af de valgte affaldstyper (emballageaffald og bygge- og anlægsaffald) er opstillet nogle specifikke scenarier med udgangspunkt i Figur 1. For scenariet med emballageaffald vurderes undgået produktion af 1 ton af hver af underfraktionerne aluminium, glas, metal, pap, papir og plast. Ligeledes undgås at disse materialer skal genanvendes og derfor vil der være en jomfruelig produktion af materiale, i stedet for det som ikke genanvendes (se Figur 2). Dermed vil der være den samme mængde materiale i samfundet. Der tages i denne LCA-screening ikke højde for affaldsbehandling af de materialer som tabes i forbindelse med sortering og genanvendelse.

FIGUR 2 SCENARIE OPSTILLING FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON EMBALLAGEAFFALD (ALUMINIUM, GLAS, METAL, PAP, PAPIR, PLAST) VED UNDGÅET PRODUKTION. STIPLEDE LINJER REPRÆSENTERER UNDGÅET PRODUKTION. VED SCENARIE FOR PLAST INDGÅR OGSÅ FORBRÆNDING AF TAB FRA GENANVENDELSEN.

Forebyggelse af bygge- og anlægsaffald modelleres på samme vis som emballageaffald med undgået produktion af byggematerialer og genanvendelse (se Figur 3). Der er regnet med jomfruelig produktion af materialer da det forebyggede affald ikke genanvendes og der derfor er brug for disse materialer fra andre kilder.

FIGUR 3 SCENARIE OPSTILLING FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON BYGGE- OG ANLÆGSAFFALD VED UNDGÅET PRODUKTION. STIPLEDE LINJER REPRÆSENTERER UNDGÅET PRODUKTION.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

23

4. Resultater og diskussion Der er miljøbesparelser for de vurderede scenarier ved at forebygge affald i stedet for at genanvende. I Tabel 8 er de karakteriserede resultater vist for alle materialer og alle miljøpåvirkningskategorier per ton affald forebygget. De normaliserede resultater kan findes i bilag 1. I Figur 4 sammenlignes kg CO2 ækvivalenter per ton affald forebygget og her er der ingen samlede byrder, men kun besparelser. Dog er der nogle af materialerne hvor netto-miljøgevinsten ligger tæt ved nul, hvilket skyldes høje substitutionsrater for f.eks. gips (på 1:1). Det betyder, at der genanvendes en lige så stor mængde materiale, som der produceres opstrøms og hvis affaldsbehandlingen/ genanvendelsesprocessen ikke yder store miljøpåvirkninger, bliver totalen tæt ved nul, eller forskellen bliver meget lille mellem ikke at producere og genanvende. Dette repræsenterer således en optimal situation for genanvendelsen, hvor der ikke tages højde for evt. manglende udsortering af materialerne i husholdningerne. Det ville give større besparelser at forebygge affald hvis tab i udsortering i husholdningen blev medtaget. Dermed ville der være mindre at genanvende, men stadig samme mængde som kunne forebygges/undgå at producere. Det kunne gøres ved at starte LCAscreeningen ved det producerede affald i stedet for det indsamlede, men disse tab skal kendes eller estimeres før det kan inkluderes i en LCA-screening.

FIGUR 4 RESULTATER FOR MILJØPÅVIRKNINGSKATEGORIEN DRIVHUSEFFEKT FOR AFFALDSFOREBYGGELSE AF 1 TON AF HVER AF DE VISTE MATERIALER. BEMÆRK ALUMINIUMSEMBALLAGE ER VIST FOR SIG SELV TIL VENSTRE MED ANDEN SKALA PÅ Y-AKSEN.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

24

TABEL 8 KARAKTERISEREDE RESULTATER PER TON AFFALD FOREBYGGET FOR SCENARIE C FOR EMBALLAGEAFFALD OG BYGGE OG ANLÆGSAFFALD. NEGATIVE VÆRDIER BETYDER BESPARELSER VED AT FOREBYGGE DET PÅGÆLDENDE AFFALD. CTU: COMPARABLE TOXIC UNIT. AE: ACCUMULATED EXCEEDENCE. EQ: EKVIVALENTER.

Miljøpåvirkningskategori

Enhed

Emballageaffald

Bygge- og anlægsaffald

Aluminium

Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Beton

Gips

Mursten

Drivhuseffekt

kg CO2Eq

-4518

-585

-483

-335

-401

-1010

-125

-3

-181

Stratosfærisk ozon nedbrydning

kg CFC11-Eq

-7·10-5

-1·10-7

-3·10-7

-5·10-6

-1·10-6

-3·10-5

-5·10-6

-1·10-

-2·10-5

Fotokemisk ozondannelse

kg NMVOC

-11

Ioniserende stråling, human sundhed

kg U235Eq

Partikler

kgPM2. 5-Eq

-1

AE

-15

Forsuring

9

-2

-5·10-1

-5·10-1

-12

-2

-3·10-1

-5·10-

-3·10-1

3

-162

-3·10-1

-1

-3

-3

-23

-3

-5·10-

2

3

-1·10-1

-5·10-2

-8·10-2

-1·10-1

-1

-3·10-2

-3·10-

-1·10-2

4

-3

-1

-1

-1

-2

-4·10-1

-7·10-

-3·10-1

3

Ferskvandseutrofiering

kg P-Eq

Marineutrofiering

kg N-Eq

Terrestrisk eutrofiering

AE

Humantoksicitet, cancereffekter

CTU

Humantoksicitet, ikkecancereffekter

CTU

Økotoksicitet

CTU

-4·10-4

-5·10-5

-1·10-5

-7·10-3

-4·10-3

-3·10-2

-1·10-3

-2·10-

1·10-4

7

-3

-1

-2·10-1

-3·10-1

-3·10-1

-1·10-2

-1·10-1

-2·10-

-1·10-1

3

-38

-8

-2

-2

-3

-1·10-1

-1

-2·10-

-1

2

-5·10-7

-2·10-8

-5·10-7

-6·10-7

-6·10-8

-9·10-6

-1·10-6

-3·10-

-9·10-7

10

-4·10-5

-3·10-6

-8·10-5

-1·10-5

-2·10-6

-3·10-5

-5·10-6

-3·10-

3·10-7

8

-108

-1

-53

-80

-1

-218

-21

-6·10-

-11

2

Forbrug af abiotiske ressourcer, fossile brændsler

MJ

-12533

-4140

-3260

-4112

-2739

-20794

-657

-26

-3290

Forbrug af abiotiske ressourcer, grundstoffer

kg antimony-Eq

-2·10-3

-7·10-9

-3·10-4

-3·10-3

-1·10-4

-3·10-2

-1·10-3

-2·10-

-3·10-4

6

Tabel 9 viser rangordning af affaldsfraktioner for hver miljøpåvirkningskategori. For hver række er materialet med den største besparelse af miljøpåvirkning angivet med scoren 1 (grøn). Omvendt er materialet med den største miljøpåvirkning, hvilket stadig godt kan være en besparelse, angivet med scoren 9 (rød). Forebyggelse af aluminium og plast giver de største besparelser af miljøpåvirkninger, for næsten alle miljøpåvirkningskategorier. Sammenlignet med emballageaffald giver bygge- og anlægsaffald lavere besparelser, men som det kan ses i Tabel 8 opnås stadig miljøbesparelser ved forebyggelse af bygge- og anlægsaffald.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

25

TABEL 9 RANGORDNING FRA 1-9 AF SAMLET MILJØPÅVIRKNING FOR 1 TON FOREBYGGELSE AF HVER AFFALDSFRAKTION. GRØN/1: AFFALDSFRAKTION MED LAVEST MILJØPÅVIRKNING OG RØD/9: AFFALDSFRAKTION MED HØJEST/STØRST MILJØPÅVIRKNING.

Miljøpåvirkningskategori

Emballageaffald

Bygge- og anlægsaffald

Aluminium

Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Beton

Gips

Mursten

Drivhuseffekt

1

3

4

6

5

2

8

9

7

Stratosfærisk ozon nedbrydning

1

8

7

5

6

2

4

9

3

Fotokemisk ozondannelse

2

4

6

5

1

3

8

9

7

Ioniserende stråling, human sundhed

1

7

6

3

4

2

5

8

9

Partikler

1

4

6

5

3

2

7

9

8

Forsuring

1

2

6

5

4

3

7

9

8

Ferskvands-eutrofiering

5

6

7

2

3

1

4

8

9

Marin-eutrofiering

1

2

5

4

3

8

6

9

7

Terrestrisk eutrofiering

1

2

4

5

3

8

6

9

7

Humantoksicitet, cancereffekter

6

8

5

4

7

1

2

9

3

Humantoksicitet, ikkecancereffekter

2

6

1

4

7

3

5

8

9

Økotoksicitet

2

8

4

3

7

1

5

9

6

2

3

6

4

7

1

8

9

5

3

9

5

2

7

1

4

8

6

Forbrug af abiotiske ressourcer, fossile brændsler Forbrug af abiotiske ressourcer, grundstoffer

I Tabel 10 ses de aggregerede tal for de producerede mængder affald af emballagetyperne papir, pap, glas, jern, aluminium, plast og de tre bygge- og anlægsaffaldstyper: beton, glas og mursten. Disse mængder er estimerede tal for de totale mængder taget fra Petersen et al. (2014), men det forventes at forholdet mellem fraktionerne vil være gældende for hele landet. Det er ikke realistisk at hele mængden af affald vil kunne forebygges, men tallene er her brugt for at få et forhold for størrelsesordenen mellem affaldsfraktionerne. Når mængderne ganges med miljøpåvirkningerne for hver enkelt påvirkningskategori for hver enkelt affaldsfraktion, ændres rangordenen af affaldsfraktionerne (Se Tabel 11 for sammenligning af rangordning af påvirkning på Drivhuseffekt). Dermed ændres reference flowet af LCA-screeningen fra at være for 1 ton affald, til at være den totale mængde af affald produceret i Danmark. Beton og mursten bliver mere vigtige, da mængderne er større end for de andre affaldsfraktioner. Aluminium, som giver de største miljøbesparelser per ton affald, får en mindre betydning, da mængderne er små i forhold til de andre fraktioner. For en vurdering af hvilke affaldsfraktioner, der kan prioriteres at forebygge i stedet for at genanvende, giver aluminium og plast de største miljøbesparelser per ton affald. Siden mængderne af bygge- og anlægsaffald er meget større end de andre affaldsfraktioner, vil besparelserne ved at forebygge disse være fordelagtige, hvis det antages at en procentdel af det producerede affald af hver fraktion kan forebygges. Aluminium og plast er dog stadig højt placeret i rangordningen i Tabel 11 og det betyder, at disse altid vil være fordelagtige at forebygge. Mængden af papir er større end de andre emballagetyper og papir rangeres højt når mængden inddrages i vurderingen. Rangordningen for alle materialer og alle miljøpåvirkningskategorier ved vægtning med de totale mængder produceret affald er vist i Bilag 2.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

26

TABEL 10 MÆNGDE AF AFFALD FORDELT PÅ FRAKTIONER. DATA TIL BRUG I DENNE RAPPORT ER AGGREGERET. *: 50% AF ”PAPIR OG PAP”, **: HALVDELEN AF ”METAL” OG ”ANDET METAL”, ***: UDEN KRAFTVÆRKSGIPS.

Fraktion fra Petersen et al., 2014

Ton per år i DK

Reference

Fraktion i dette studie

Ton i DK per år

1000 tons per år i DK

Glas

21956

Petersen et al., 2014

Glas

21956

22

Papir og pap

87607

Petersen et al., 2014

Papir

182014

182

Genanvendeligt papir

73093

Petersen et al., 2014

Pap*

43804

44

Andet papir

65117

Petersen et al., 2014

Metal

21546

Petersen et al., 2014

Jern**

15352

15

Andet metal

9158

Petersen et al., 2014

Aluminium**

15352

15

Plast

55982

Petersen et al., 2014

Plast

123995

124

Andet plast

68013

Petersen et al., 2014

1362264

ISAG 2009 fra MST, 2014

Beton

Beton

1362

Gips

54000

Møller et al., 2012

Gips***

54

Mursten/tegl

230445

ISAG 2009

Mursten

230

TABEL 11 RANGORDNING FRA 1-9 AF SAMLET MILJØPÅVIRKNING PÅ DRIVHUSEFFEKT FOR FOREBYGGELSE AF HVER AFFALDSFRAKTION.

Rangordning for Drivhuseffekt Reference flow

Emballageaffald

Bygge- og anlægsaffald

Aluminium

Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Beton

Gips

Mursten

1 ton affald

1

3

4

6

5

2

8

9

7

Total mængde affald produceret

4

7

8

6

3

2

1

9

5

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

27

5. Konklusion Miljøpåvirkningerne ved forebyggelse af emballage fra husholdninger og bygge- og anlægsaffald er kvantificeret på screeningsniveau. Samlet set opnås miljøgevinster ved forebyggelse af affald fremfor genanvendelse. Der var kun få affaldstyper, hvor der ikke ses besparelser for alle miljøpåvirkningskategorier. Aluminium og plast gav de største besparelser. Der vil oftest ses en besparelse ved affaldsforebyggelse med undgået produktion sammenlignet med genanvendelse, idet affaldsbehandlingen vil medføre miljøbelastninger på grund af f.eks. energiforbrug. Selvom affaldsbehandlingen producerer genanvendte materialer, som substituerer jomfruelige materialer, vil miljøpåvirkningen ikke blive en besparelse sammenlignet med forebyggelse. Dette skyldes materialetab i forbindelse med genanvendelsesprocesserne og eventuelt lavere kvalitet af det genanvendte materiale i forhold til det jomfruelige alternativ. Samlet set betyder dette, at mindre vil kunne substitueres. Under forudsætning af, at en vis andel af en affaldsfraktion reelt kan forebygges, da kan de affaldsfraktioner som produceres i store mængder prioriteres. For denne screening var disse fraktioner beton, plast og papir. For nogle få miljøpåvirkningskategorier ses der ikke besparelser ved forebyggelse. Dette kan blandt andet skyldes, at der i denne LCA-screening ikke er vurderet usikkerhed på data. En anden grund kan være, at der kun er anvendt data fra tilgængelige databaser og litteratur og altså ikke indsamlet data specifikt for danske forhold. Kvaliteten af data er ikke efterprøvet og følsomheden overfor resultaterne er ikke vurderet. Denne screening giver et overordnet indblik i miljøpåvirkningerne ved at forebygge fremfor at genanvende. Ved vurdering af konkrete initiativer til forebyggelse er det nødvendigt med en specifik vurdering af datakvalitet og datausikkerheder, for at opnå robuste konklusioner.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

28

Referencer

Blok, K., Huijbregts, M., Roes, L., van Haaster, B., Patel, M., Hertwich, E., Wood, R., Hauschild, M.Z., Sellke, P., Antunes, P., Hellweg, S., Ciroth, A., Harmelink, M. (2013). Development and application of a standardized methodology for the PROspective SUstaInability assessment of TEchnologies (PROSUITE). Report prepared within the EC 7th Framework Project, n°: 227078. Butera S. (2012) Datasæt i EASETECH for nyttiggørelse af beton og murstensaffald. Datasættet er samlet fra flere kilder. Clavreul, J., Baumeister, H., Christensen, T. H., and Damgaard, A. (2014). An environmental assessment system for environmental technologies. Environmental Modelling and Software, 60, 1830. doi: 10.1016/j.envsoft.2014.06.007 EASETECH database (2015) Database i livscyklusmodelleringssoftware EASETECH som er udviklet af Danmarks Tekniske Universitet, Kongens Lyngby, Danmark Ecoinvent (2015) Swiss Centre for Life Cycle Inventories, ecoinvent database V2.2. og 3.0 Tilgået januar 2015 http://www.ecoinvent.com/ Ekvall T., Assefa G., Bjorklund A., Eriksson O., Finnveden G. (2007) What life-cycle assessment does and does not do in assessments of waste management, Waste Management 27, 989–996 Finnveden G. (1999) Methodological aspects of life cycle assessment of integrated solid waste management systems Resources, Conservation and Recycling 26, 173 – 187 Frees, N., Søes Hansen, M., Mørck Ottosen, L., Tønning, K., and Wenzel, H. (2005). "Miljømæssige forhold ved genanvendelse af papir og pap: opdatering af vidensgrundlaget." Rep. No. Miljøprojekt Nr. 1057, Miljøstyrelsen. Joint Research Centre (JRC) (2011). European Commission Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability: International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook- Recommendations for Life Cycle Impact Assessment in the European context. First edition November 2011. EUR 24571 EN. Luxemburg. Publications Office of the European Union; 2011 Humbert, S. (2009) Geographically Differentiated Life-cycle Impact Assessment of Human Health. Doctoral dissertation, University of California, Berkeley, Berkeley, California, USA. Kirkeby J., Watson D., Milios L., Skovbo M. (2014) Indikatorer til måling af affaldsforebyggelse, Miljøstyrelsen, Strandgade 29, 1401 København K, www.mst.dk Mercante, I. T., Bovea, M. D., Ibáñez-Forés, V., & Arena, A. P. (2011). Life cycle assessment of construction and demolition waste management systems: a Spanish case study. The International Journal of Life Cycle Assessment, 17(2), 232–241. MST (2014) Miljøministeriet, Miljøstyrelsen. Notat: Affaldsstatistik 2012. Jord & Affald, J.nr.: MST-7761-00562, Ref.: jogha/ratof

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

29

Møller J., Butera S., Martinez Sanchez V., Christensen T. H., Kromann M., Willumsen E. (2012) Livscyklusvurdering og samfundsøkonomisk vurdering af forskellige alternativer for håndtering og behandling af gipsaffald, Miljøprojekt nr. 1410, Miljøstyrelsen, Strandgade 29, 1401 København K, www.mst.dk Møller, J., Clavreul, J. & Christensen, T.H. (2010) LCA-screening af resourcescenarier i Vestforbrændings område, rapport for Vestforbrænding I/S. Møller J., Damgaard A., Astrup. T. F. (2013) LCA af genbrug af mursten, Miljøprojekt nr. 1512, Miljøstyrelsen, Strandgade 29, 1401 København K, www.mst.dk Nessi S., Rigamonti L., Grosso M. (2013) Discussion on methods to include prevention activities in waste management LCA. Int J Life Cycle Assess 18, 1358-1373. DOI 10.1007/s11367-013-0570-8 Petersen C., Kaysen O., Manokaran S., Tønning K., Hansen T. (2014) Kortlægning af dagrenovation i Danmark. Med fokus på etageboliger og madspild, Undgå affald, stop spild nr. 1, 2014. Miljøstyrelsen, Strandgade 29, 1401 København K, www.mst.dk Skovgaard, M., Københavns kommune (2014) Forberedelse af konkurrencepræget dialog – udbud af plastsorteringsanlæg, Dialogmøde 27. januar 2015 om affaldssorteringsanlæg i Østdanmark, DAKOFA. Link: https://www.dakofa.dk/element/dialogmoede-i-kbh-om-affaldssorteringsanlaegpaa-sjaelland/ Wahlström, M. Laine-Ylijoki, J., Järnström, H., Erlandsson, M., Wik, O., Suer, P., Hjelmar, O., Oberender, A., Birgisdottir, H., Astrup, T., Cousins, AP., Butera S., Jørgensen, A.(2014) Environmentally Sustainable Construction Products and Materials – Assessment of release and emissions. Nordic Innovation Publication. Nordic Innovation, Oslo, Norway.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

30

Bilag 1:

Normaliserede resultater

FIGUR 5 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON ALUMINIUMSEMBALLAGE. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

31

FIGUR 6 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON BETON. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

32

FIGUR 7 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON GLASEMBALLAGE. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

33

FIGUR 8 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON GIPS. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

34

FIGUR 9 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON METALEMBALLAGE. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

35

FIGUR 10 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON MURSTEN. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

36

FIGUR 11 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON PAPEMBALLAGE. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

37

FIGUR 12 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON PAPIREMBALLAGE. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

38

FIGUR 13 NORMALISEREDE VÆRDIER FOR FOREBYGGELSE AF 1 TON PLASTEMBALLAGE. VÆRDIER FOR AFFALDSBEHANDLING OG SUBSTITUERET MATERIALE ER AGGREGEREDE.

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

39

Bilag 2:

Rangordning

TABEL 12 RANGORDNING FRA 1-9 AF SAMLET MILJØPÅVIRKNING FOR DEN TOTALE MÆNGDE AF AFFALD PRODUCERET AF HVER AFFALDSFRAKTION. GRØN/1: AFFALDSFRAKTION MED LAVEST MILJØPÅVIRKNING OG RØD/9: AFFALDSFRAKTION MED HØJEST/STØRST MILJØPÅVIRKNING.

Miljøpåvirkningskategori

Emballageaffald

Bygge- og anlægsaffald

Aluminium

Glas

Metal

Pap

Papir

Plast

Beton

Gips

Mursten

Drivhuseffekt

4

7

8

6

3

2

1

9

5

Stratosfærisk ozon nedbrydning

4

8

7

6

5

3

1

9

2

Fotokemisk ozondannelse

4

6

8

7

1

3

2

9

5

Ioniserende stråling, human sundhed

3

7

6

5

4

2

1

8

9

Partikler

4

6

8

5

3

1

2

9

7

Forsuring

3

6

8

7

4

2

1

9

5

Ferskvands-eutrofiering

5

6

7

4

3

1

2

8

9

Marin-eutrofiering

3

5

7

6

2

8

1

9

4

Terrestrisk eutrofiering

2

5

7

6

3

8

1

9

4

7

8

6

4

5

2

1

9

3

5

7

3

4

6

2

1

8

9

5

8

6

3

7

2

1

9

4

5

7

8

6

4

1

2

9

3

5

9

7

3

6

1

2

8

4

Humantoksicitet, cancereffekter Humantoksicitet, ikkecancereffekter Økotoksicitet Forbrug af abiotiske ressourcer, fossile brændsler Forbrug af abiotiske ressourcer, grundstoffer

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse

40

Livscyklus-screening af affaldsforebyggelse Projektet har vurderet miljøkonsekvenserne ved at forebygge emballageaffald samt bygge- og anlægsaffald fremfor at genanvende det. Der er gennemført en rangordning af udvalgte affaldsfraktioner (aluminium, glas, metal, pap, papir, plast, beton, gips og mursten). Screeningen viser, at der for stort set alle materialer opnås miljøbesparelser ved at forebygge affald fremfor at genanvende det. For nogle af materialerne er netto-miljøgevinsten dog tæt ved nul, hvilket skyldes høje substitutionsrater for f.eks. gips (på 1:1). Det betyder, at der genanvendes en lige så stor mængde materiale, som der produceres opstrøms. Hvis affaldsbehandlingen/genanvendelsesprocessen ikke bidrager med store miljøpåvirkninger, bliver forskellen mellem forebyggelse og genanvendelse meget lille eller tæt på nul. Forebyggelse af aluminium og plast giver de største besparelser af miljøpåvirkninger for næsten alle miljøpåvirkningskategorier. Sammenlignet med emballageaffald giver bygge- og anlægsaffald lavere besparelser.

Strandgade 29 DK - 1401 København K Tlf.: (+45) 72 54 40 00 www. mst.dk