Från resultaten ovan kan vi dra slutsatsen att återvinning generellt leder till minskad energianvändning än energiutvinning. Detta är ett resultat som är konsistent i många studier i många scenarier. Det finns några undantag och de diskuteras nedan, men som tumregel har materialåtervinning en lägre energianvändning än energiutvinning. Detta resultat kan till att börja med synas kontraintuitivt. Bakgrunden är dock att det i allmänhet går åt mindre energi att producera material från återvunna material än från jungfruliga material. T.ex. går det i allmänhet åt mindre energi att producera plast från plast än från olja.
Att återvinning i allmänhet leder till minskad energianvändning kan betraktas som ett robust resultat. De kvantitativa siffror som presenteras ovan ska dock behandlas med viss försiktighet eftersom olika studier har olika systemgränser och datakällor, och det kan därför vara svårt att jämföra de kvantitativa resultaten mellan olika studier. Det verkar dock finnas en allmän trend att energivinsten per ton för återvinning är störst för metaller och plaster, något mindre för tidningspapper och minst för kartong. Enligt resultaten ovan så är det för plast som det i vissa fall kan vara energimässigt fördelaktigt att förbränna i stället för att återvinna. Detta gäller två olika typer av fall. Det första gäller kraftigt nedsmutsade förpackningar. Ett exempel kan vara
majonästuber med majonäs kvar. Om tuben går till förbränning kan man använda även energin i majonäsen som vid återvinning går ut med avloppsvattnet. Denna aspekt diskuteras bland annat i WRAP (2006) baserat på en dansk fallstudie. Det kan finnas skäl att studera detta närmare för svenska förhållanden.
Det andra fallet gäller då återvunnen plast inte ersätter jungfrulig plast. I de flesta studier antas att återvunnen plast kan ersätta ny plast producerad från olja. I vissa studier studeras dock vad som händer om återvunnen plast ersätter trä, eller om man använder kemisk återvinning av plasten, dvs att plasten bryts ner till enklare
molekyler som kan användas som monomerer i ny plastproduktion. I dessa fall förlorar man energivinsten av återvinning. Av betydelse for resultaten är alltså vad som händer med återvunnen plast och vilka bränslen avfall konkurrerar med. Carlsson (2002) har studerat hur dagens återvunna plast används och finner att den i huvudsak ersätter jungfrulig plast. Detta fall verkar alltså vara av mindre relevans i Sverige. Resultaten med avseende på olika miljöpåverkanskategorier är något mer komplexa än för energianvändning. Det beror bland annat på att dataosäkerheten normalt är större för emissioner än för energianvändning. Det beror också på att olika energislag kan ha olika emissioner per energienhet och resultaten blir därför mer känsliga för vilka energislag som används. I allmänhet ger dock återvinning mindre miljöpåverkan än energiutvinning. Detta gäller som tumregel även om det finns några undantag. Ett undantag handlar om plast vilket diskuterades ovan. Ett annat undantag gäller
tidningspapper och kartong när förbränning av dessa antas ersätta fossila bränslen. Då kan miljöpåverkan av återvinning bli högre än för förbränning för vissa parametrar och en viktning kan därmed krävas för att fastställa vilket som är att föredra. Det kan därför vara intressant att fundera över vilket bränsle som är det konkurrerande bränslet i fjärr- och kraftvärmeproduktion i Sverige. Vad som kan vara det
konkurrerande bränslet kan studeras i tre olika tidsperspektiv (Ekvall and Finnveden, 2000): (i) dagens situation med nuvarande anläggningar; (ii) ett medellångt
tidsperspektiv där det finns möjligheter att investera och bygga nya anläggningar samt (iii) Ett långsiktigt hållbarhetsperspektiv.
24
Låt oss börja med en kommentar om det korta tidsperspektivet. I Sverige är
deponering av brännbart och organiskt avfall förbjudet men det ges fortfarande en del dispenser. Det innebär att det konkurrerande bränslet i dagens situation kan vara annat avfall som annars skulle deponeras. Det innebär att om vi kan återvinna mer material, kommer det leda till att mindre material deponeras, samtidigt som den totala mängden avfall som förbränns är konstant. Om vi tar hänsyn till möjligheterna av import och export av avfall, är det möjligt att deponerat avfall kan fortsätta att vara det
konkurrerande bränslet även i ett längre framtidsperspektiv. Även om trenden i Europa generellt är att minska deponeringen så kan det ta decennier innan deponering av brännbara avfall försvinner. Om Sverige kommer att få en import eller export av avfall (eller ingen handel alls) beror på priser för olika behandlingsalternativ i olika länder, men också på politiska beslut gällande handel med avfall.
När det i stället gäller det medellånga tidsperspektivet så diskuterar Sahlin et al (2004) konsekvenser på energisystemet av en utbyggd avfallsförbränning. Genom enkäter och modellsimuleringar har Sahlin med kolleger studerat hur stor expansion av avfallsförbränning som planeras och vilka andra bränslen denna expansion ersätter. Expansionsplanerna ligger på 6-7 TWh. Värmen från avfallsförbränning förväntas ersätta biobränsle (ca 3.5 TWh), fossila bränslen (ca 1 TWh), spillvärme (0.4 TWh), värmepumpar (0.4 TWh), el (ca 0.5 TWh) och bränslen utanför fjärrvärmesystemet på grund av expansion (0.9 TWh). Ökad avfallsförbränning leder dels till minskad användning av andra anläggningar och dels till minskade investeringar i andra anläggningar. För investeringar konkurrerar avfallsförbränning i första hand med förbränning av biobränslen. Ökad avfallsförbränning leder också till en minskad potential för elproduktion i kraftvärmeverk, eftersom elverkningsgraden för
avfallsförbränning är lägre än för andra bränslen. För det medellånga tidsperspektivet tyder mycket alltså på att avfallsförbränning i första hand konkurrerar med
biobränslen i fjärrvärmesystemet. I en sådan situation är återvinning generellt att föredra framför förbränning enligt ovan.
På sikt kan dock även andra bränslen konkurrera med avfall i fjärrvärmesystemet. Beroende på priser, tillgångar och klimat- och energipolitik kan exempelvis naturgas vara ett alternativ i vissa situationer. Även om avfall konkurrerar med naturgas så är återvinning generellt miljömässigt bättre för exempelvis plaster och metaller enligt ovan. För olika pappersmaterial beror resultaten bland annat på vad som händer med den biomassa som inte används för jungfrulig pappersproduktion om pappret i stället återvinns. Om denna biomassa kan användas som biobränsle så är återvinning tumregelsmässigt miljömässigt bättre. Om biomassan inte används beror resultaten bland annat på val av bränsle vid återvinningsbruken och vilken papperskvalitet det handlar om.
I ett längre hållbarhetsperspektiv kan vi antagligen inte använda fossila bränslen på samma sätt som idag. Det kan därför finnas skäl att tro att det i första hand är
förnybara energislag som konkurrerar med avfall även i detta tidsperspektiv. Mycket tyder alltså på att biobränsle eller andra förnybara bränslen är de energislag som i första hand konkurrerar med avfall. Detta gynnar i så fall materialåtervinning av samtliga materialslag både på medellång och lång sikt. På medellång sikt kan man även tänka sig att naturgas konkurrerar med avfall, vilket i så fall kan gynna förbränning av vissa pappersfraktioner, men för andra materialslag är fortfarande materialåtervinning gynnat.
25
I de studier som diskuteras här presenteras framför allt totala resultat. Även om det i beräkningarna går att ta fram resultat över var i kedjan den största miljöpåverkan uppkommer så presenteras i allmänhet inte dessa resultat i rapporter och artiklar. Flera författare framhäver dock att insamlingssystemen och effektiva transporter har en begränsad påverkan på resultaten. Det innebär att den största delen av påverkan ligger i själva avfallsbehandlingsledet (produktion av återvinna material och förbränning) samt de processer som ersätts (produktion av jungfruliga material och
värmeproduktion med konkurrerande bränsle Man kan dock göra några kommentarer till denna slutsats. Till att börja med, antas i de flesta studier tämligen effektiva transport och insamlingsystem. Det kan finnas exempel där detta inte gäller och resultaten kan påverkas. Exempelvis kan transporter i skärgårdar med båt vara ganska ineffektiva och ge upphov till stora emissioner. Ett annat exempel kan vara om människor kör bil några kilometer enbart för att lämna en liten mängd avfall. I sådana fall kan vinsterna med återvinning snabbt ätas upp. Vidare menar Weidema et al (2006) att det kan finnas en systematisk underskattning av miljöpåverkan av
insamling. Detta syns om man använder så kallad input-output baserad LCA-metodik i stället för traditionell process-LCA. Även om man tar hänsyn till detta så är dock insamlingssystemets betydelse begränsad, åtminstone sett till de studier som ingått i sammanställningen. Till sist vill vi också kommentera att kapitalvaror ingår oftast inte i sådana analyser som utgjort grunden för vår sammanställning. Exempelvis ingår alltså inte miljöpåverkan från att bygga förbränningsanläggningen eller lastbilarna till transporterna i studierna. I en nyligen publicerad studie av Frischknecht et al (2007) diskuteras betydelsen av kapitalvaror för olika produkter och tjänster, inklusive avfallsförbränning. Där framgår att kapitalvarornas betydelse kan vara signifikant (storleksordningen 30%) beroende på avfallsslag och miljöpåverkanskategori. Detta kan alltså innebära att miljöpåverkan från avfallshanteringssystemen är systematiskt underskattad. Om det påverkar rangordningen mellan olika
avfallsbehandlingsalternativ är dock osäkert. Om de olika alternativen påverkas ungefär lika mycket så blir ju rangordningen ungefär densamma. Detta är ett område som inte behandlats i de studier som ingått i sammanställningen. Vi menar dock att området kan behöva djupare studier.
26
Referenser
Baumann, H. och Tillman, A-M.. (2004) The Hitch Hiker’s Guide to LCA, Studentlitteratur, Lund.
Beigl, P. and Salhofer, S. (2004) Comparison of ecological effects and costs of communal waste management systems. Resources, Conservation and Recycling 41: 83-102.
Björklund, A och Finnveden, G (2005) Recycling revisited – life cycle comparisons of waste management strategies. Resources, conservation and Recycling, 44: 309-317. BRAS-utredningen (2005) En BRASkatt?- beskattning av avfall som förbränns. Statens offentliga utredningar: 379, Stockholm.
Carlsson, A.-S. (2002): Kartläggning och utvärdering av plaståtervinning i
ORWARE. IVL Rapport B1418. IVL, Stockholm.
Clift, R., Doig, A. och Finnveden, G. (2000): The Application of Life Cycle Assessment to Integrated Solid Waste management, Part I – Methodology. Trans
IchemE, 78, part B, 279-287.
EC (2005): Taking sustainable use of resources forward. A thematic strategy on the
prevention and recycling of waste. Commission of the European Communities COM
(2005), 666, final. Bryssel.
Edwards, D.W. and Schelling, J. (1996) Municipal waste life cycle assessment - Part 1 and aluminium case study. Trans IChemE vol 74 part B: 205-222.
Edwards, D.W. och Schelling, J. (1999) Municipal waste life cycle assessment. – Part 2: transport analysis and glass case study. Trans IChemE vol 77 Part B: 259-274. Ekvall, T., Assefa, G., Björklund, A., Eriksson, O. och Finnveden, G. (2007) What life-cycle assessment does and does not do in assessments of waste management.
Waste Management, 27; 989-996.
Ekvall, T., Stenmark, A., Ljunggren Söderman, M. och Rydberg, T. (2006) Underlag
till utvärdering av producentansvaret för förpackningar. Miljömässiga och samhällsekonomiska för- och nackdelar med materialåtervinning av plast- och pappersförpackningar samt fastighetsnära insamling. Litteraturgenomgång för
Naturvårdsverket. U1962. IVL Stockholm och Göteborg.
Finnveden G., Johansson, J., Lind, P. och Moberg, Å. (2000a) Life cycle assessments
of energy from solid waste. Fms 137. Stockholm.
Finnveden, G., Johansson, J., Lind, P. och Moberg, Å. (2000b) Appendix 7
Characterisation results for the base scenario. Fms report 143. Appendix to Life Cycle Assessments of Energy from Solid Waste (fms 137). Stockholm
Finnveden, G. (1999): Methodological Aspects of Life Cycle Assessment of Integrated Solid Waste Management Systems. Resources, Conservation and
Recycling, 26, 173-187.
Finnveden, G. Björklund, A., Ekvall, T. och Moberg, Å. (2007): Environmental and economic assessment methods for waste management decision-support: possibilities and limitations. Waste Management & Research, 25, 263-269.
27
Finnveden, G. och Ekvall, T. (1998) Life Cycle Assessment as a Decision-Support Tool – The case of Recycling vs Incineration of paper. Resources, conservation and
Recycling, 24: 235-256.
Finnveden, G., Björklund, A, Carlsson Reich, M. Eriksson, O och Sörbom, A. (2007) Flexible and robust strategies for waste management in Sweden. Waste management 27: S1-S8.
Finnveden, G., Johansson, J., Lind, P. och Moberg, Å. (2005) Life cycle assessment of energy from solid waste-part 1: general methodology and results. Journal of
Cleaner production 13: 213-229.
Frischknecht, R., Althaus, H-J., Bauer, C., Doka, G., Heck, T., Jungbluth, N., Kellenberger, D. och Nemecek, T. (2007) The environmental relevance of capital goods in life cycle assessments of products and services. International Journal of
LCA, 12 (1):7-17.
Hellweg, S., Doka, G., Finnveden, G. Hungerbühler, K. (2005): Assessing the Eco- efficiency of End-of-Pipe Technologies with the Environmental Cost Efficiency Indicator: A Case Study of Solid Waste Management. Journal of Industrial Ecology, 9 (4), 189-203.
ISO. (2006) Environmental management – Life cycle assessment – Requirements and
guidelines. International Organisation for Standardisation, International Standard ISO
14044.
Moberg, Å, Finnveden, G, Johansson, J och Lind, P (2005) Life cycle assessment of energy from solid waste-part 2: landfilling compared to other treatment methods.
Journal of Cleaner Production 13: 231-240.
Mølgaard, C (1995) Environmental impacts by disposal of plastic from municipal solid waste. Resources, conservation and recycling 15: 51-63.
Ny Teknik (2003): Lortig hantering av plastsopor. Ny Teknik, 17 september 2003. Olofsson, M. (2004): Improving model-based systems-analysis of waste management. PhD thesis. Chalmers University of Technology, Göteborg.
Pennington, D.W., Potting, J., Finnveden, G., Lindeijer, E.W., Jolliet, O. Rydberg, T. och Rebitzer, G. (2004): Life Cycle Assessment (Part 2): Current Impact Assessment Practise. Environment International, 30, 721-739
Profu (2004) Evaluating waste incineration as treatment and energy recovery method
from an environmental point of view. Profu, Mölndal.
Rebitzer, G., Ekvall, T., Frischknecht, R., Hunkeler, D., Norris, G., Rydberg, T., Schmidt, W.-P., Suh, S., Weidema, B.P. och Pennington, D. (2004): Life cycle assessment: Part 1: Framework, goal and scope definition, inventory analysis, and applications. Environment International, 30, 701-720.
Sahlin, J., Knutsson, D. och Ekvall, T. (2004) Effects of planned expansion of waste incineration in the Swedish district heating systems. Resources, Conservation and
Recycling, 41: 279-292.
Sundqvist J-O, Baky, A., Carlsson Reich, M., Eriksson O. och Granath, J. (2002a)
Hur ska hushållsavfallet tas om hand? Utvärdering av olika behandlingsmetoder. IVL
28
Sundqvist J-O, Finnveden, G och Sundberg, J (eds.) (2002b) Syntes av systemanalyser
av avfallshantering. IVL rapport B1491. IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Stockholm.
Villanueva, A och Wenzel, H (2007) Paper waste – recycling, incineration or landfilling? A review of existing life cycle assessments. Waste management 27: S29- S46.
Weidema, B.P., Wesnaes, M., Christiansen, K. and Koneczny, K. (2006): Life Cycle Based Cost-Benefit Assessment of Waste Management Options. Paper presented at ISWA Annual Congress, Copenhagen. Available on www.lca.dk.
Winkler, J, och Bilitewski, B. (2007). Comparative evaluation of life cycle assessment models for solid waste management. Waste management 27: 1021-1031.
Woolridge, A.C., Ward, G.D., Philips, P.S., Collins, M. och Gandy, S. (2006) Life cycle assessment for reuse/recycling of donated textiles compared to use of virgin material: An UK energy saving perspective. Resources, Conservation and Recycling 46: 94-103.
WRAP (2006) Environmental benefits of recycling – an international review of life
cycle comparisons for key materials in the UK recycling sector. Water and Resource
I
Bilaga
Bilagan innehåller en mer detaljerad redovisning av resultat än vad som redovisas inne i själva rapporten, nämligen energianvändning och miljöpåverkan vid återvinning respektive förbränning av olika materialslag. Ett negativt värde innebär att
energianvändningen/miljöpåverkan minskar. Värden inom parantes anger eventuella besparingar vid återvinning i jämförelse med förbränning. Dessa värden är de som presenteras inne i rapporten. N/A indikerar att detta inte gått att utläsa ur den aktuella studien.
Papper, papp och kartong
Energianvändning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Kartong 1834 (25)
1859 MJ/pers, år. Förbrukning av energiråvaror.
(Sundqvist et al, 2002a)
Mix Kartong -18,3 E3
(2700)
-15,6 E3 MJ/ton återvunnen kartong. (Finnveden et
al, 2000b).
Wellpapp -16,8 E3
(1500)
-15,7 E3 MJ/ton återvunnen wellpapp. (Finnveden et
al, 2000b).
Övrig miljöpåverkan Klimatpåverkan
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Mix Kartong 184
(457)
641 Kg CO2-ekvivalenter / ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b)
Wellpapp -131 (148)
17 kg CO2-ekvivalenter / ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b)
Pappers- och kartong- förpackningar
-21 E6/29E6 N/A kg CO2-ekv.Miljöeffekter av ytterligare åv jmf
med dagens system. Neg. Värden betyder att påverkan minskar. (Ekvall et al, 2006)*
Mix papper -2 (1-(-3,5)) Kg CO2-ekv./kg papper. Sparade emissioner av
växthusgaser vid återvinning vs förbränning.** (WRAP, 2006).
Kartong 1 (1,5 – (-3)) Kg CO2-ekv./kg kartong. Sparade emissioner av
växthusgaser vid återvinning vs förbränning.** (WRAP, 2006).
Kartong 170 (0)
170 kg CO2/pers,år. (Sundqvist et al, 2002a)
* X/Y motsvarar kort/lång sikt, där kort sikt innebär att kapaciteten i svensk avfallsförbränning är fix och begränsad och lång sikt att den kan anpassas till behovet.
**Värdena anger medelvärdet, dvs de värden som förekommit oftast i de studier som ingått i syntesen. (Värden inom parentes visar max- och min.-värden i studierna)
II
Försurning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Pappers- och kartong- förpackningar
1,3 E4/3 E3 N/A kg SO2-ekv. Miljöeffekter av ytterligare åv jmf
med dagens system. Neg. Värden betyder att påverkan minskar. (Ekvall et al, 2006)* Kartong 636
(35)
671 Kg SO2/pers, år. (Sundqvist et al, 2002a)
* X/Y motsvarar kort/lång sikt, där kort sikt innebär att kapaciteten i svensk avfallsförbränning är fix och begränsad och lång sikt att den kan anpassas till behovet.
Övergödning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Mix Kartong -18,7
(85,8)
67,1 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al, 2000b)
Wellpapp -8,45 (8,31)
-0,14 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al, 2000b)
Kartong 5,32 (0,51)
5,83 ton O2/pers, år. (Sundqvist et al, 2002a)
Pappers- och kartong- förpackningar
-230/-230 ton NOx-ekv. Miljöeffekter av ytterligare åv jmf
med dagens system. Neg. värden betyder att påverkan minskar. (Ekvall et al, 2006)* * X/Y motsvarar kort/lång sikt, där kort sikt innebär att kapaciteten i svensk avfallsförbränning är fix och begränsad och lång sikt att den kan anpassas till behovet.
Bildning av fotooxidanter
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Mix kartong -4,5 E-3
(4,21 E-3)
-2,9 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
Wellpapp 3,55 E-4
(-6,65 E-4)
-3,1 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
Kartong 37 E-3
(0,001)
38 E-3 Ton eten/pers, år (Sundqvist et al, 2002a)
Pappers- och kartong- förpackningar
-14/8 N/A Ton eten-ekv. Miljöeffekter av ytterligare åv jmf
med dagens system. Neg. värden betyder att påverkan minskar. (Ekvall et al, 2006)* * X/Y motsvarar kort/lång sikt, där kort sikt innebär att kapaciteten i svensk avfallsförbränning är fix och begränsad och lång sikt att den kan anpassas till behovet.
III
Tidningspapper
Energianvändning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Tidningspapper -43,7 E3
(28100)
-15,6 E3 MJ/ton återvunnet tidningspapper.
(Finnveden et al, 2000b).
Övrig miljöpåverkan
Miljöpåverkan Material Återvinning Energi- utvinning Referens/enhet/ Kommentar Klimatpåverkan Tidnings- papper -11545 (11598)
53,8 Kg CO2-ekvivalenter/ ton avfall.
(Finnveden et al, 2000b)
Övergödning Tidnings- papper
1,04 (-1,24)
-0,20 ton O2/ton tidningspappersavfall
(Finnveden et al, 2000b) Bildning av fotooxidanter Tidnings- papper -1,4 E-4 (-6,65 E-4)
3,1 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall.
(Finnveden et al, 2000b)
Plast
Energianvändning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Plastförpackningar -347 N/A MJ/pers, år. Räknat som ‰ av den
totala nettoenergi-användningen* Beigl & Salhofer (2004)
Plastförpackningar 1669 (290)
1959 MJ/år. Förbrukning av energibärare.
(Sundqvist et al, 2002a)
PET -7,58 E3
(51400)
-24,4 E3 MJ/ton återvunnen PET. (Finnveden et
al, 2000b).
PE -51,4 E3
(12000)
-39,4 E3 MJ/ ton återvunnen PE. (Finnveden et
al, 2000b).
PP -42,9 E3
(3000)
-39,9 E3 MJ/ ton återvunnen PP. (Finnveden et
al, 2000b).
PS -44,5 E3
(9800)
-34,7 E3 MJ/ ton återvunnen PS. (Finnveden et
al, 2000b).
PVC -24,6 E3
(7200)
-17,4 E3 MJ/ ton återvunnen PVC. (Finnveden et
al, 2000b). *Totala nettoenergianvändningen: NEU; 162,5 GJ./pers, år.
IV
Övrig miljöpåverkan Klimatpåverkan
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Plastförpackningar -0,018 N/A kg CO2 –ekv/pers, år. Räknat som ‰
av den totala klimatpåverkan* (Beigl & Salhofer, 2004).
PET 2147 (137)
2284 kg CO2-ekv/ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b).
PE 273 (2718)
2991 kg CO2-ekv/ ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b).
PP 2068 (911)
2979 kg CO2-ekv/ ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b).
PS 1494 (1624)
3118 kg CO2-ekv/ ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b).
PVC 1477 (-27)
1450 kg CO2-ekv/ ton avfall. (Finnveden et
al, 2000b).
Plastförpackningar 150 (20)
170 kg CO2/pers,år. (Sundqvist et al,
2002a).
Plast -3 (4 -(-4)) Kg CO2-ekv./kg plast. Sparade
emissioner av växthusgaser vid återvinning vs förbränning.** (WRAP, 2006).
*Totala klimatpåverkan (GWP) 8,360 kg CO2 ekv/pers, år.
**Värdena anger medelvärdet, dvs de värden som förekommit oftast i de studier som ingått i syntesen. (Värden inom parentes visar max- och min.-värden i studierna)
Försurning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Plastförpackningar -0,086 N/A Kg SO2 -ekv/pers, år. Räknat som
‰ av den totala
försurningspåverkan* (Beigl & Salhofer, 2004).
Plastförpackningar 591 (80)
671 Kg SO2/pers, år. (Sundqvist et al,
2002a). *Totala försurningspåverkan (AP) 41,85 kg SO2 ekv/pers, år
V
Övergödning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
PET -4,5 (3,55)
-0,95 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
PE 51,7 (-26,7)
25 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
PP -1,3 (0,2)
-1,1 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
PS -0,78 (0,62)
-0,16 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
PVC -3,3 (3,22)
-0,08 ton O2/ton avfall. (Finnveden et al,
2000b).
Plastförpackningar 5,62 (0,21)
5, 83 ton O2/pe, år. (Sundqvist et al,
2002a)
Bildning av fotoxidanter
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
PET -0,02 (0,02)
-5,1 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden
et al, 2000b).
PE -0,05 (0,05)
-8,4 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden
et al, 2000b).
PP -4,01 E-3
(3,2 E-3))
-8,6 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden
et al, 2000b).
PS -1,0 E-3
(2,75 E-4)
-7,3 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden
et al, 2000b).
PVC -5,78 E-3
(5,4 E-3)
-3,56 E-4 Ton Eten-ekv/ ton avfall. (Finnveden
et al, 2000b).
Plastförpackningar 26 E-3
(0,012)
38 E-3 Ton eten/pers, år (Sundqvist et al,
VI
Metall
Energianvändning
Material Återvinning Energiutvinning Referens/enhet/kommentar
Metall -254 N/A MJ/pers, år. Räknat som ‰av den
totala nettoenergi-användningen* (Beigl & Salhofer, 2004).
Aluminium 144,5 E3 MJ/ton återvunnen aluminium. Minskad
total energianvändning vid återvinning av aluminium jämfört med förbränning. (Edwards och Schelling, 1996) *Totala nettoenergianvändningen: NEU; 162,5 GJ/pers, år.