Vikten av att väga avfall: Källsorteras det mer i kommuner med viktbaserad avfallstaxa?

46  Download (0)

Full text

(1)

NATIONALEKONOMISKA INSTITUTIONEN Uppsala universitet

Magisteruppsats Sebastian Constantino

Handledare: Maria Vredin Johansson Höstterminen 2008

Vikten av att väga avfall

– Källsorteras det mer i kommuner med viktbaserad avfallstaxa?

(2)

Sammanfattning

Den kommunala avfallstaxan är den avgift kommunen tar ut för att hantera hushållens avfall.

Utformningen av taxorna skiljer sig mycket mellan kommuner. En variant är att tillhandahålla vägning av det vanliga brännbara avfallet, hushållet faktureras därefter utifrån hur mycket det har slängt i soporna. Frågan är om invånarnas källsortering påverkas av att kommunen har en viktbaserad taxa? Skiljer sig den eventuella effekten beroende på om det är glas, tidningar, plast- eller pappersförpackningar som källsorteras? För att besvara detta skattas fyra regressionsmodeller, en modell för vardera av de undersökta materialslagen. Resultatet tyder på att en viktbaserad taxa ökar källsorteringen av plast- och pappersförpackningar samt tidningar, men för glas är resultatet inte statistiskt signifikant. Resultaten försvagas dock något av brister i det statistiska underlaget.

Nyckelord: viktbaserad avfallstaxa, källsortering, producentansvar, linjär regressionsanalys

(3)

Innehållsförteckning

SAMMANFATTNING ... 2

INNEHÅLLSFÖRTECKNING ... 3

1 INLEDNING... 4

1.1SVENSK AVFALLSHANTERING... 4

1.2DEN KOMMUNALA AVFALLSTAXAN... 7

1.3TIDIGARE FORSKNING... 8

2 TEORI ... 10

3 STATISTISK MODELL OCH DATA... 14

3.1 DATA OCH MÄTFEL... 14

3.2VARIABLER OCH REGRESSIONSMODELL... 16

4 RESULTAT ... 18

5 DISKUSSION OCH ANALYS... 22

5.1DEN VIKTBASERADE TAXAN... 22

5.2ÖVRIGA VARIABLER... 26

6 SLUTORD... 29

REFERENSER ... 31

BILAGA 1 ORDLISTA ... 33

BILAGA 2 SAMMANFATTNING AV VARIABLER SAMT INTERNETKÄLLOR ... 34

BILAGA 3 STATISTIK FÖR KOMMUNER MED VIKTBASERAD TAXA ... 36

BILAGA 4 DETALJERADE TABELLER ÖVER REGRESSIONSMODELLEN ... 38

GLAS... 38

PAPPERSFÖRPACKNINGAR... 39

PLASTFÖRPACKNINGAR... 40

TIDNINGAR... 41

BILAGA 5 KORRELATIONSMATRIS ... 42

BILAGA 6 DE TÄTBEBYGGDA KOMMUNERNA... 45

PAPPERSFÖRPACKNINGAR... 45

PLASTFÖRPACKNINGAR... 46

(4)

1 Inledning

I Sverige har kommunerna det övergripande ansvaret för att samla in och hantera hushållens avfall. Denna verksamhet ska vara självfinansierad, men kommunerna får själva bestämma utformningen samt storleken på avgiften. Avgiften kallas kommunal avfallstaxa och betalas av fastighetsägaren1. Att kommunerna själva får utforma avfallstaxan gör naturligtvis att det finns stora skillnader mellan kommuner och dessa skillnader är ett intressant område att titta närmare på. En naturlig fråga är om hushållen reagerar olika, med avseende på hur mycket och vad de slänger, beroende på hur utformningen av taxan ser ut. Detta har viktiga implikationer eftersom det ger kommunerna möjlighet att använda avfallstaxan som ett styrmedel på hushållsnivå. Avfallstaxan kan användas som ett instrument för att styra mot minskade avfallsmängder, effektivare och billigare insamling, ökad valfrihet för hushållen, mer rättvis taxering etc. Denna uppsats ska undersöka huruvida en viktbaserad avfallstaxa påverkar mängden källsorterat producentansvarsmaterial. För att förstå vad som menas med detta krävs dock först en redogörelse av ansvarsfördelningen för avfall i Sverige samt en förklaring av olika typer av avfallstaxor2.

1.1 Svensk avfallshantering

För att ge en överskådlig bild av svensk avfallshantering och samtidigt förklara varför det är ett intressant och viktigt forskningsområde kan konstateras att, i Sverige genererades cirka 4 717 380 ton hushållsavfall förra året. Det är en ökning med 23,8 procent sedan 1998 (Avfall Sverige, 2008). Det innebär att varje person i Sverige slänger ungefär 500 kg sopor varje år.

Avfall kan användas som bränsle vid el- och fjärrvärmeproduktion, det går även att utvinna biogas ur avfall som i sin tur kan användas som drivmedel. Den el som framställdes av förbränning av avfall 2007 räckte för cirka 250 000 normalvillor, fjärvärmen som producerades kunde värma upp 810 000 villor och biogasutvinningen från avfall motsvarade 26 miljoner liter bensin. Mycket avfall går dessutom att återvinna och återanvända för att inte ständigt behöva utvinna jungfruligt material. Ett kg plast innehåller t ex lika mycket energi som ett kg olja (Avfall Sverige, 2008). Att hitta metoder och vägar för att så effektivt som

1 I vissa kommuner kallas avgiften istället renhållningstaxa eller renhållningsavgift, men det är fortfarande fastighetsägaren som betalar.

2 I bilaga 1 finns även en enkel ordlista, som förklarar vissa av begreppen som används i uppsatsen. Dessa begrepp förklaras också löpande i uppsatsen.

(5)

möjligt samla in och hantera avfall är därför en viktig samhällsfråga med stora ekonomiska och miljömässiga potentialer.

Hushållsavfall definieras enligt Miljöbalken (15 kap 2 §) som ”Avfall som kommer från hushåll och avfall från annan verksamhet som till sin typ eller sammansättning liknar det avfall som kommer från hushåll”. I praktiken är detta t ex det vanliga avfallet som kastas i soppåsar (brännbart kärl- och säckavfall), olika typer av farligt avfall (lösningsmedel, impregnerat virke etc), grovt avfall (möbler och annat som inte får plats i soppåsen), biologiskt avfall (matavfall, trädgårdsavfall) samt slam och latrin.

Som nämndes tidigare har kommunerna det övergripande ansvaret för hushållsavfallet, detta är dock något av en förenkling. Kommunen ansvarar för allt hushållsavfall med undantag för producentansvarsmaterial. Det svenska producentansvaret infördes i mitten av 1990 talet och innebär att producenten eller importören av en vara är ansvarig för insamling och hantering av det avfall som varan vållar. Producentansvaret gällde ursprungligen för returpapper (tidningar och andra trycksaker) och vissa förpackningar. Det hade även sedan 1986 funnits frivillig producentorganiserad glasåtervinning. I dag gäller producentansvaret för tidningar, pappersförpackningar, plastförpackningar, metallförpackningar, glas, däck, bilar, batterier, elektriska och elektroniska produkter (vitvaror, tv apparater etc) samt vissa radioaktiva produkter (mestadels brandvarnare). Denna uppsats kommer dock bara att behandla producentansvaret för glas, pappers- och plastförpackningar samt tidningar. Anledningen är att det för dessa finns statistik över insamlade mängder på kommunnivå3. Uttrycket källsortering och källsorterade mängder används som ett sammanfattande ord för de undersökta producentansvarsmaterialen i uppsatsen.

Den vanligaste situationen som personer kommer i kontakt med producentansvaret är genom de återvinningsstationer (ÅVS) som finns utplacerade i landet, där en del av de ovan nämnda materialslagen samlas in. ÅVS samt hämtning och behandling av avfallet finansieras helt av producenterna. För närvarande finns cirka 5800 ÅVS i Sverige. ÅVS ska ej blandas ihop med återvinningscentraler (ÅVC), som finansieras av kommunen, där man brukar kunna lämna in t ex farligt avfall, vitvaror och annat grovavfall. Producentansvaret organiseras via

3 Det finns även statistik för metallförpackningar, men uteslutningen av det materialslaget diskuteras senare.

(6)

förpacknings- och tidningsinsamlingen (FTI) och dess dotterbolag REPA4. FTI har sedan ett nära samarbete med Svensk Glasåtervinning. Genom att producenten blir medlem och betalar en avgift till REPA eller Svensk Glasåtervinning har producenten skött sin del av producentansvaret och resten (insamling och hantering) organiseras av FTI och Svensk Glasåtervinning.

I figur 1 nedan visas insamlade mängder av tidningar, glas, plast- och pappersförpackningar i Sverige mellan 2003 och 2007. Det är först 2007 som separat statistik för hushållens källsortering finns tillgänglig. Tidsserierna i figur 1 visar därför insamlade mängder som inte enbart är från hushållens källsortering. För 2007 kan då hushållens andel av statistiken i nedanstående figur skattas. För tidningar och glas är denna cirka 100 procent, dvs allt det som visas i figuren är från hushållen. För pappersförpackningar är endast cirka 33 procent (167 000 ton) från hushållen och för plastförpackningar är cirka 19 procent (19 864 ton) från hushållen5.

Figur 1; Total mängd insamlat material i ton för tidningar, plast-, pappersförpackningar och glas för åren 2003 – 2007 (Avfall Sverige, 2008) (FTI, www, 2008).

4 Gäller bara för de materialslag som normalt samlas in via ÅVS, såsom plast-, pappers- och metallförpackningar samt tidningar.

5 Troligtvis beror skillnaden på att insamling från industrin är inräknad i statistiken för plast- och pappersförpackningar som visas i figur 1.

Figur 1 - Insamling av producentansvarsmaterial

0 100000 200000 300000 400000 500000 600000

2003 2004 2005 2006 2007

ÅR TON

Tidningar Pappers- förp Plastförp Glas

(7)

Det är även intressant att veta hur mycket som samlas in i förhållande till den totala mängden som finns ute på marknaden av ett visst materialslag. Detta kallas för återvinningsgraden. År 2007 var återvinningsgraden för glas 95 procent och tidningspapper 85 procent. Medan återvinningsgraden för pappersförpackningar var 72,6 procent och för plastförpackningar 64,6 procent (Avfall Sverige, 2008)6.

1.2 Den kommunala avfallstaxan

Avfallstaxan gäller normalt det vanliga brännbara kärl- och säckavfallet samt tillgång till ÅVC för att lämna andra typer av avfall7. Hos vissa kommuner samlas också matavfall in.

Några kommuner erbjuder även fastighetsnära insamling av vissa producentansvarsmaterial, vilket kallas för fastighetsnära återvinning.

Eftersom kommunerna själva utformar avfallstaxorna finns en hel del skillnader i både storleken på avgiften och andra detaljer i utformningen. Men taxorna har emellertid ofta en likartad bas som de är uppbyggda kring. Den vanligaste formen av avfallstaxa i Sverige är den volymbaserade avfallstaxan. Med det menas att hushållet kan välja storlek på kärlet som avfallet samlas i och beloppet i räkningen är då baserat på den valda kärlstorleken, oavsett vikten på avfallet. Den vanligast förekommande kärlstorleken är 190 liter. I många kommuner förekommer även att avgiften kan justeras om hushållet inte vill ha hämtning lika ofta (det vanliga är två gånger per månad) eller om hushållet komposterar matavfall själva. I cirka 30 procent av kommunerna samlas även en matavfallsfraktion in av kommunen, i dessa kommuner var den genomsnittliga årsavgiften (avfallstaxan) 2110 kr. I resterande 70 procent där bara brännbart avfall samlas in var den genomsnittliga årsavgiften 1866 kr (Avfall Sverige, 2007).

År 2007 fanns 26 kommuner i Sverige som hade en viktbaserad avfallstaxa. När hushållet har en viktbaserad taxa vägs avfallet varje gång det hämtas. Sopbilen är utrustad med en vågfunktion som registrerar skillnaden i vikt mellan det att kärlet lyfts upp och efter att det

6 De angivna procenttalen för plast- och pappersförpackningar gäller totalt inte bara från hushåll (precis som de i figur 1).

7 Det kallas för brännbart kärl- och säckavfall för att det framförallt samlas in i kärl eller säckar och förbränning är den normala hanteringsmetoden. I uppsatsen kommer även de förenklade uttrycken, brännbart avfall eller kärl- och säckavfall, användas för att förklara denna avfallstyp.

(8)

tömts. För identifiering är kärlet oftast markerat med en streckkod eller ett datachip. Därefter faktureras hushållet efter vikten på det slängda avfallet. I fakturan finns vanligen en fast del, som varierar mellan 412 till 1696 kr per år, respektive en rörlig viktbaserad del, som varierar mellan 1,1 till 3,26 kr per kg avfall (Dahlén & Lagerqvist, 2008). I utlandet, och även tidigare i Sverige, förekommer i vissa fall fasta avfallstaxor som är helt oberoende av storlek på avfallskärlet eller vikt på avfallet. Ofta är då avfallstaxan inkluderad i den skattefinansierade service som de lokala myndigheterna erbjuder.

1.3 Tidigare forskning

Det är framförallt två tidigare studier som är av stort intresse för uppsatsen. Den första är Dahlén och Lagerqvist (2008) som gör en utredning av flera olika aspekter av den viktbaserade avfallstaxan. Det viktigaste resultatet i artikeln, som är relevant för den här uppsatsen, är att kommuner med viktbaserad taxa förväntas ha 20 procent mindre kärl- och säckavfall, men inget av detta förklaras av ökade mängder källsortering. Författarna använder dock annat statistiskt underlag, självrapporterad data från kommunerna, medan denna uppsats använder självrapporterad data från insamlingsentreprenörerna. Även metoden är annorlunda, författarna studerar korrelationer, konfidensintervall och gör enkätundersökningar med ansvariga på kommunförvaltningen, medan denna uppsats använder regressionsanalys. Ett annat intressant resultat från studien är att 95 procent av kommunerna med viktbaserad avfallstaxa har positiv eller mycket positiv attityd till viktbaserad avfallstaxa. Det uppges även att 50 procent av kommunerna med viktbaserad taxa anser att källsorteringen i kommunen ökat till följd av den viktbaserade taxan. Det motsäger det tidigare resultatet som tyder på att ingen ökning av källsorteringen skett till följd av den viktbaserade taxan. Däremot hade det fram till 2004 skett en generell ökning (för hela landet) på 140 procent av insamlade mängder källsorterat material sen producentansvaret infördes 1994 (Naturvårdsverket, 2005). Det kan alltså vara en del av denna ökning som ansvariga på kommunerna antagit berodde på den viktbaserade taxan.

Den andra studien är av Hage och Söderholm (2006) där mängden källsorterade plastförpackningar förklaras med hjälp av en regressionsmodell. Det viktigaste resultatet från den studien är att källsorteringen av plastförpackningar är signifikant högre i kommuner med viktbaserad taxa. Dataunderlaget i deras studie är från 2002 medan den här uppsatsen använder data från 2007. Regressionsmodellen som Hage och Söderholm använder är lik

(9)

modellen som används i denna uppsats och det blir därför också intressant att jämföra resultaten. En annan skillnad är att den här uppsatsen skattar regressionsmodeller för tidningar, glas, plast- och pappersförpackningar och alltså inte bara för plastförpackningar.

Utöver dessa två studier finns mycket forskning inom närliggande områden. Ett viktigt exempel är Sterner och Bartelings (1998), som undersöker hur mängden kärl- och säckavfall påverkas vid införandet av en viktbaserad taxa i Varberg 1994. De kunde observera en minskning av kärl- och säckavfallet samt en ökning av det insamlade källsorterade avfallet.

De är dock noga med att påpeka att det inte går att urskilja effekten av alla informationskampanjer och nyöppnade återvinningscentraler (som skedde vid införandet av den viktbaserade taxan) från effekten av den viktbaserade taxan. De tror att ekonomiska incitament är viktiga men absolut inte den enda förklaringen till de minskningar av kärl- och säckavfallsmängder som observerades.

En annan intressant artikel är bl a Linderhof et al (2001) som analyserar effekterna vid införandet av en viktbaserad taxa i nederländska Oostzaan. Där minskade de brännbara avfallsmängderna med 30 procent det inledande året, minskningen fortsatte sedan under det andra året för att sedan stanna av det tredje året. Under samma period ökade insamlingen av glas och metallförpackningar. Författarna gör även en sammanställning över tidigare forskning involverande elasticiteter, där det finns positiva korspriselasticiteter mellan kostnaden för avfallshantering och mängden återvinning. Det vill säga dyrare avfallshantering ger mer återvinning, sambandet var dock mycket inelastiskt8.

Det finns även omfattande litteraturgenomgångar av tidigare forskning om effekter av olika typer av avfallstaxor i Miranda et al (1996). Schultz et al (1995) gör även en sammanställning av beteendevetenskaplig forskning på området återvinning och källsortering. En svensk litteratursammanställning med huvudsaklig fokus på forskning om källsortering finns även av Sörbom (2003).

8 En procentuell ökning av priset på avfallstaxan gav en betydligt mindre procentuell ökning av återvinningen.

Återvinning används här för att förklara engelskans ”recycling”.

(10)

2 Teori

Hushållen i Sverige beslutar själva vilka material samt hur mycket de skall källsortera. De tar då ställning till en rad faktorer som kan påverka hur mycket de till slut väljer att källsortera.

Hur mycket tid det tar att sortera, hur mycket utrymme som källsorteringen tar upp i hemmet och hur långt det är till återvinningsstationen är exempel på dessa faktorer. Alla dessa visar i sin tur att det finns en kostnad för hushållen att källsortera. Kostnaden för att källsortera vägs upp av fördelarna som hushållet upplever av källsorteringen. Dessa fördelar kan vara av icke- ekonomisk karaktär, som t ex viljan att bidra till miljöförbättring eller en känsla av duktighet.

Ett sätt att illustrera hushållets beslut är att titta på två olika typer av kostnader som hushållet möter, kostnaden för den ordinarie (brännbara kärl- och säckavfalls) hämtningen och kostnaden för att källsortera. Därefter diskuteras hur dessa kostnader kan påverkas vid införandet av en viktbaserad taxa. I figur 2 nedan finns två diagram, ett för vardera av de nämnda kostnaderna. I diagrammet till vänster (A) är totalkostnaden för kärl- och säckavfallet och i diagrammet till höger (B) totalkostnaden för källsortering.

I utgångsläget antas för enkelhetens skull en fast avfallstaxa, det innebär att kostnaden som hushållet betalar är helt oberoende av mängden avfall som genereras. I figur 2 A är den fasta avfallstaxan satt till F. För källsorterat avfall antas totalkostnaden stiga. Eftersom det inte finns någon typ av fast startavgift för att börja källsortera är kostnadskurvan stigande från

Brännbart Avfall

TCA TCK

F

TC = F TCK = PK · K

Kg avfall (A) Kg källsorterat avfall (K)

Källsorterat Avfall

Figur 2 Totalkostnadskurvor för brännbart avfall samt för källsorterat (producentansvars-) avfall

Figur 2 Kostnaden för två sorters avfallshantering

A B

(11)

origo. PK är styckpriset för att källsortera ett kg, vilket inkluderar alla kostnader som kan uppkomma i samband med källsortering t ex tidsförlust, transport och ytan det tar upp i hemmet.

Frågan är nu vad som händer när hushållet får en viktbaserad avfallstaxa? En viktbaserad taxa innebär först och främst att förhållandet mellan antal kg slängt avfall och den resulterande kostnaden förändras för det brännbara avfallet. Hushållet möter nu en situation där varje kg avfall som slängs har ett pris. Ju mer avfall som slängs desto högre blir totalkostnaden för hushållet. Hushållet har nu en stigande totalkostnadskurva för det brännbara avfallet. Detta illustreras i figur 3 av den nya stigande kostnaden för brännbart avfall. Det är vanligt förekommande att även viktbaserade avfallstaxor har någon typ av fast avgift som hushållet måste betala, den visas som FV i figuren. Vidare finns även det viktbaserade styckpriset, PA, som hushållet får betala för varje kg avfall det slänger samt den tidigare fasta taxan, F, som visas av den streckade linjen.

Ett hushåll som tidigare slängde A1 kg avfall får nu en högre avgift än den de hade innan införandet av den viktbaserade taxan. Givet att de inte är indifferenta till den högre kostnaden kommer hushållet att vilja minska mängden avfall till en nivå som motsvarar en kostnad de är nöjda med. Ett exempel kan vara att minska det brännbara avfallet till A2 där den nya viktbaserade avgiften precis motsvarar den gamla fasta avgiften. Givet att förbränning och källsortering/återvinning är de enda två hanteringsalternativen för hushållet, kommer den

Brännbart Avfall

TCA TCK

F

TC = FV + PA · A

TCK = PK · K

Kg avfall (A) Kg källsorterat

avfall (K) Källsorterat Avfall

Figur 3 Totalkostnadskurvor för brännbart avfall samt för källsorterat (producentansvars-) avfall efter att en viktbaserad taxa införts för det brännbara avfallet.

Figur 3 Kostnader vid viktbaserad taxa

FV

A2 A1 K1 K2

(12)

källsorterade mängden avfall från hushållet nu öka precis lika mycket som den brännbara fraktionen minskar med. Vid en initial källsortering på K1 kg ökar den nu till K2. Den högre kostnaden för brännbar avfallsinsamling har på så vis skapat incitament för att källsortera.

I detta exempel har hushållets kostnad för allt avfall som helhet ökat eftersom kostnaden för det brännbara avfallet är oförändrad medan kostnaden för det källsorterade avfallet ökat. Detta behöver inte vara helt orimligt och kan tyda på att hushåll inte värderar de extra kostnader i samband med ökad källsortering lika högt som de direkt monetära kostnaderna för det brännbara avfallet. Det kan också vara så att kostnadsförändringen för mer källsortering är mycket liten kanske till och med på gränsen till obefintlig. I det fallet skulle totalkostnadskurvan för källsorterat avfall ha en mycket flackare lutning. Berglund (2006) har skattat människors betalningsvilja för att slippa källsortera till cirka 4 kr per timme9. Det exakta värdet är naturligtvis inte betydelsefullt men det tyder ändå på att människor upplever att det finns en kostnad associerad med källsortering, däremot är den mycket låg. Det kan jämföras med den genomsnittliga timlönen i Sverige som var cirka 130 kr år 2007 (SCB, www, 2008)10.

Det finns även ett par antaganden som bör diskuteras. Det första är att i utgångsläget anta en fast avfallstaxa. Mer realistiskt hade varit om utgångspunkten var en volymbaserad taxa. Men det är mycket svårt att illustrera förändringen från en volymbaserad till en viktbaserad taxa.

Förändringen i hushållets incitament för att källsortera är troligtvis starkare om utgångspunkten är en fast taxa jämfört med en volymbaserad taxa, eftersom den volymbaserade taxan ändå har en viss typ av enhetsprissättning. Därför överskattar ovanstående teoretiska modell betydelsen av de incitament som skapas. Men, eftersom det inte är fråga om någon riktig avgift per liter för kommuner med volymbaserad taxa, utan snarare skillnad i totalkostnad mellan olika kärl (där det dessutom ofta är ganska stora volymmässiga skillnader mellan kärlstorlekarna) är en utgångspunkt med fast taxa ändå inte helt orealistisk. Det blir dock intressant för uppsatsen att se om det finns någon skillnad mellan källsorteringen i kommuner med viktbaserad eller volymbaserad avfallstaxa. Om det visar sig att det inte finns någon skillnad skulle det kunna bero på att incitamenten för att

9 Även Bruvoll och Nyborg (2002) skattar betalningsviljan att slippa källsortera, i denna studie blir resultatet 87 dollar per ton källsorterat avfall.

10 För att särskilja Internetkällor från tryckta källor används www som en del av källredovisningen.

(13)

källsortera inte är olika för de två utformningarna av avfallstaxan. Hushållen upplever då inte någon skillnad mellan den viktbaserade (styckpris) taxan och den volymbaserade (mer fasta) taxan.

Ett andra något orealistiskt antagande är att det enda alternativet som finns tillgängligt för ett hushåll som vill minska sin avfallsmängd är källsortering av producentansvarsmaterial. I verkligheten kan hushållet även kompostera, göra smartare inköp, andrahandsförsälja och illegalt dumpa eller förbränna avfallet. Man kan då inte förvänta sig att det skapas lika starka incitament för att källsortera som det visas i modellen när dessa andra alternativ finns tillgängliga.

En annan aspekt som den teoretiska ansatsen inte tar hänsyn till är att eventuella incitament som skapas inte nödvändigtvis behöver vara lika starka för alla typer av producentansvarsmaterial. Till exempel behöver många plast- och pappersförpackningar sköljas ur för att de inte ska börja lukta eller i värsta fall locka till sig ohyra. Detta gäller även för vissa glasförpackningar (som t ex syltburkar). Det krävs alltså mer arbete (och kanske mer resurser som t ex varmvatten) vilket därigenom ger högre kostnad för att källsortera dessa materialslag. Man kan även tänka sig att vissa materialslag som väger relativt sett mer än andra t ex tidningar och glas, lättare skapar incitament för källsortering vid viktbaserad taxa.

Allt detta kan tyda på att de olika materialslagen har olika totalkostnadskurvor och det kanske inte är givet att enbart anta en totalkostnad med jämn ökningstakt. Ett alternativ kan vara att källsorteringen har en exponentiellt ökande totalkostnad. Det kan vara fallet om det hela tiden blir mer krävande för hushållet att källsortera ytterligare avfall, det krävs mer plats i hemmet, mer tid och arbete när förpackningar som består av flera olika materialslag ska sköljas och sorteras i olika fraktioner etc. I det läget är det mycket kostsamt för ett hushåll som redan sorterar mycket att ytterligare öka sin mängd källsortering. Att se hur källsorteringen av olika materialslag påverkas av den viktbaserade taxan är därför intressant att undersöka. Det har heller inte gjorts i någon större utsträckning i tidigare forskningsstudier.

I teoriavsnittet i uppsatsen, och till stor del även senare, diskuteras hushållens källsortering och hur hushållen påverkas av incitament medan den statistik som används i uppsatsen är per person. Anledningen till detta är att det är enklare och mer förståeligt att diskutera utifrån hushållen eftersom det är ett hushåll som betalar avfallstaxan och hushållet källsorterar tillsammans. Däremot är det lättare att tolka och relatera till statistik i per capita formen än per

(14)

hushåll och det bedöms inte ge någon påverkan på resultatet i uppsatsen. Det bor cirka 2 personer per hushåll i genomsnitt (SCB, www, 2008).

3 Statistisk modell och data

En linjär multipel regressionsmodell används för att utreda huruvida den viktbaserade taxan inverkar på mängden källsorterat avfall. Det finns i Sverige fem olika typer av källsorterat material som vanligtvis samlas in på återvinningsstationer (glas, pappersförpackningar, metallförpackningar, plastförpackningar och tidningar). För varje material skattas en regressionsmodell för att kunna se hur den viktbaserade taxan påverkar de olika materialslagen. Först diskuteras statistiken och olika typer av mätfel under rubriken 3.1 nedan.

Därefter presenteras variablerna som används i regressionsmodellen samt själva modellen under rubrik 3.2.

3.1 Data och mätfel

Data för kommunala källsorterade mängder samlas varje år in av FTI via deras entreprenörer.

I uppsatsen används data från 200711. Vid närmare undersökning av dataunderlaget upptäcktes stor likformighet i statistiken över metallförpackningar vilket även bekräftats av FTI (personlig kommunikation, 02-12-2008) Därför kommer ingen regressionsmodell skattas för att undersöka sambandet mellan viktbaserad taxa och källsortering av metallförpackningar. Ett ytterligare problem som måste justeras för är inverkan av fastighetsnära återvinning för villor och småhus. 2007 hade 23 kommuner fastighetsnära återvinning för villor och småhus i Sverige (Villaägarna, 2007). Det innebär att befolkningen i dessa kommuner har tillgång till mer lättillgänglig källsortering och följaktligen förväntas där högre källsorterade mängder (detta kan relateras till lägre totalkostnader för källsortering i den teoretiska modellen). Den fastighetsnära återvinningen är ibland egenfinansierad av kommunerna tillskillnad från de ordinarie ÅVS som finansieras under producentansvaret. Det betyder att källsorteringen i dessa kommuner samlas in från två olika håll och kanske genom olika entreprenörer. Det råder därför oklarheter om vad den redovisade statistiken från dessa 23 kommuner innehåller. Dels kan den visa den totala mängden källsorterat material från hela

11 Statistiken för källsorteringen av glas inkluderar även restauranger och storhushåll. För plast-, pappersförpackningar och tidningar gäller statistiken enbart källsortering från hushållen.

(15)

kommunen, å andra sidan kan statistiken enbart visa de mängder som finns i den producentfinansierade källsorteringen. Kommuner med fastighetsnära återvinning för villor och småhus utesluts därför från uppsatsen12, eftersom det finns en möjlighet att mängden källsortering är underskattad. För övrigt kan det uppstå enstaka svårigheter på kommunal nivå när återvinningsstationer flyttas, byggs ut eller andra rutiner kring källsortering påverkas.

Några sådana problem har emellertid ej kunnat upptäckas, det är dessutom ofta oklart exakt hur sådana situationer påverkar källsorteringsmängderna i slutändan. Ett annat problem som bör påtalas är att olika kommuner kan ha samma entreprenör för insamling av källsorterat material. När denna entreprenör sedan lämnar in statistik till FTI kan statistiken för flera kommuner ibland slås ihop och redovisas totalt. För att motverka detta har FTI fördelat statistiken över dessa kommuner enligt befolkningsstorlek. Detta kan vara rimligt eftersom den totala mängden källsortering i en kommun beror mycket på hur många som bor i kommunen. Däremot orsakar det mätfel eftersom andra kommunala särdrag då sprids ut över fler kommuner13. Det är tyvärr också oklart för vilka kommuner detta har skett, det går därför inte att utesluta att det kan påverka pålitligheten i uppsatsens resultat.

En sista faktor som bör nämnas är att eftersom det är fastighetsägaren som betalar avfallstaxan innebär det att personer som bor i flerbostadshus och lägenheter betalar taxan indirekt genom hyran eller föreningsavgiften. För boende i småhus och villor brukar dock avfallstaxan betalas direkt av hushållet. Det medför att det framförallt är villahushåll som får den eventuella förändringen av incitament vid införandet av en viktbaserad avfallstaxa.

Kommuner som har en mycket hög andel flerbostadshus kan därför underskatta de potentiella effekterna av den viktbaserade taxan eftersom det då är en mindre andel av kommunens hushåll som direkt får den viktbaserade taxan.

I slutändan har detta resulterat i 272 kommunala observationer för källsorteringen av glas och pappersförpackningar samt 268 observationer för plastförpackningar respektive 267 för tidningar. Av dessa hade 26 kommuner viktbaserad taxa14.

12 Vissa av de 23 kommunerna har bara fastighetsnära återvinning för ett eller två materialslag och har därför inte helt uteslutits från uppsatsen utan behandlas bara som bortfall för dessa materialslag.

13 Även Hage och Söderholm (2006) har detta problem men de bedömer att det inte är vanligt förekommande.

De har dock kunnat göra vissa justeringar via bortfall eftersom det tidigare rapporterats vilka kommuner som har redovisat sammanslagen statistik, detta rapporteras tyvärr ej längre.

14 Danderyd som har viktbaserad taxa har även fastighetsnära återvinning av tidningar. För tidningar finns alltså 25 observationer med viktbaserad taxa, eftersom Danderyd behandlas som bortfall för detta materialslag.

(16)

3.2 Variabler och regressionsmodell

Den första variabeln som i regressionsmodellen antas påverka hushållens källsortering är den viktbaserade taxan. Tidigare har nämnts tre olika typer av avfallstaxor; viktbaserad, volymbaserad och fast taxa. År 2007 fanns det ingen kommun i Sverige som fortfarande hade en helt fast avfallstaxa. Det gör att endast en dummyvariabel (för den viktbaserade taxan) kan användas i modellen, vilken har värdet ett om kommunen har viktbaserad taxa och noll om kommunen har volymbaserad taxa.

Medelinkomst är något som kan skilja mycket mellan kommuner. Inkomsten kan vara ett tecken på hög utbildning vilket brukar innebära mer källsortering. Men höginkomsttagare kan också värdera sin tid högre vilket borde leda till en lägre mängd källsortering. Detta diskuteras i bland annat Jenkins et al (2003). Ytterligare en viktig aspekt för hushållens källsorteringsbeslut kan vara tiden det tar att utföra själva sorteringen. Människor som har mer tid till sitt förfogande borde kunna källsortera mer eftersom alternativkostnaden av tiden är lägre. Därför inkluderas även andel personer i kommunen som är arbetslösa och andelen personer över 65 i modellen. Arbetslösheten hade signifikant positiv effekt på mängden källsortering i Hage och Söderholm (2006). Effekten av medelålder på mängden källsortering är inte entydig (Schultz et al 1995). Istället för att använda medelålder som förklarande variabel används istället andel personer över 65 i modellen för att se om resultatet blir tydligare.

Även avståndet till källsorteringsanläggningen kan påverka hur mycket som källsorteras.

Längre avstånd förväntas ge mindre källsortering. Kommuner som är glesbefolkade borde därför ha lägre mängder källsortering än mer tätbebyggda kommuner. Det bör dock nämnas att det är svårt att hitta plats och få bygglov för återvinningsstationer i områden som är mycket tätbebyggda (diskuteras även i Hage och Söderholm, 2006). I tätbebyggda områden bor även människor i högre utsträckning i lägenheter än villor och småhus och man kan därför tänka sig att det finns mindre plats för källsortering i det egna hemmet. För att kunna skatta dessa effekter har tre olika grupper av kommuner skapats; glesbygd med under tre invånare per km2, en större mellankategori med tre till 1000 invånare per km2 och en kategori med tätbebyggda kommuner som har över 1000 invånare per km2. Grupperna har inkluderats i modellen genom två dummyvariabler, den första anger om kommunen är i glesbygdsgruppen och den andra om kommunen är i tätbygdsgruppen, om båda dummyvariablerna har värdet

(17)

noll är kommunen i mellankategorin. Enligt denna indelning befinner sig 26 kommuner i kategorin för glesbyggda kommuner och 10 kommuner i kategorin för tätbyggda kommuner.

Resterande 241 kommuner befinner sig i mellankategorin.

Hushållets inställning till om källsortering är något bra och något man förväntas göra borde också påverka hur mycket som källsorteras. Flera aspekter av moral och motivation diskuteras i Schultz et al (1995). En slutsats är att ”environmental concern” endast är viktigt för mängden insamlad källsortering för de materialslag som är mer krävande att sortera ex förpackningar som måste sköljas ur. I Åberg et al (1996) anses ”environmental concern” vara den viktigaste orsaken till att förklara varför människor komposterar, det är därför inte orimligt att förvänta sig en effekt även på källsortering. Det finns naturligtvis ingen exakt statistik på hushållens miljömoral i Sverige, istället approximeras den grovt i regressionsmodellen genom andelen röster på miljöpartiet i riksdagsvalet 2006. Denna variabel används även i Hage och Söderholm (2006)15. Anledningen till att det endast är ett mycket grovt mått är att det finns individer som är engagerade i miljöfrågor men som inte röstar på miljöpartiet, särskilt när det finns många partier som försöker profilera sig i miljöfrågor.

Den resulterande regressionsmodellen, som ser ut något som en förenkling av modellen som Hage & Söderholm (2006) använder, ser ut enligt följande;

där KAk,m är mängden (i kg) källsorterat material per person för kommun k och materialslag m (glas, pappersförpackningar, plastförpackningar eller tidningar). Modellens intercept är α, VIKTk är en dummyvariabel för kommuner med viktbaserad taxa, den tar värdet ett om kommunen har viktbaserad taxa och noll om kommunen har en volymbaserad taxa. Därefter följer några befolkningsvariabler där Ik är medelinkomst i kommunen i tusental kronor, PENk

är andelen personer i kommunen över 65 år, ARBk är andelen arbetslösa i procent, GLESk är en dummyvariabel för kommuner med mindre än tre personer per km2, TÄTk är en

15 I det fallet används andelen röster från valet 2002, men sambandet är signifikant och positivt.

m k

m k

m k

m

k m

k m

k m k

m m

k

MP TÄT

GLES

ARB PEN

I VIKT

KA

ε β

β β

β β

β β

α

+ +

+ +

+ +

+ +

+

=

, 7 ,

6 ,

5

, 4 ,

3 ,

2 ,

1 ,

(18)

dummyvariabel för kommuner med mer än 1000 personer per km2. MPk är andelen röster från kommunen på miljöpartiet i riksdagsvalet 2006. I bilaga 2 redovisas sammanfattningar av alla variabler samt tillhörande källor och förväntade värden på regressionskoefficienterna. I bilaga 3 finns detaljerad statistik för de kommuner med viktbaserad taxa. Deskriptiv statistik för samtliga variabler redovisas nedan i tabell 3. Tidningar är materialslaget som det källsorteras i genomsnitt mest av, med avseende på enbart vikten, cirka 47 kg per person och år. Genomsnittet för plastförpackningar är lägst med cirka 2,5 kg källsorterat material per person och år. Medelvärdet för glas och pappersförpackningar är cirka 18 respektive 14 kg källsorterat material per person och år.

Tabell 3 Deskriptiv statistik

N Minimum Maximum Mean Std. Deviation

Glas (kg) 272 6,00 57,96 17,8179 6,09518

Pappersförp (kg) 272 2,97 51,45 13,8159 6,19655

Plastförp (kg) 268 0,4 10,4 2,581 1,4048

Tidningar (kg) 267 15,62 78,70 47,3958 12,01264

Viktbaserad 273 0 1 0,10 0,294

Inkomst (tkr) 273 176,0 391,9 205,251 25,6425

Andel 65+ (%) 273 10,3 30,2 19,834 3,6678

Arbetslöshet (%) 272 0,8 5,7 2,716 0,9010

Glesbygd 273 0 1 0,10 0,294

Tätbygd 273 0 1 0,04 0,188

Röster på MP (%) 273 1,02 9,33 3,8833 1,40554

Dataunderlaget för kommunala källsorterade mängder är hämtat från FTI (www, 2008).

Uppgifter om vilken typ av taxa som finns i kommunerna är framförallt hämtade från branschorganisationen Avfall Sverige (2007) samt Dahlén och Lagerkvist (2008), men också en enklare egeninsamling via telefon och internet. De kommunala befolkningsvariablerna är hämtade från SCB (med undantag för kommunal arbetslöshet som hämtats från AMS) och avser 2007, medelinkomsten avser 2006. Uppgifter om kommuninvånarnas röster på miljöpartiet i riksdagsvalet 2006 finns tillgängliga hos Valmyndigheten (www, 2008).

4 Resultat

De fyra regressionsmodellerna skattdes med statistikprogramvaran SPSS 17.0. En enklare sammanställning av resultatet presenteras i tabell 4 nedan. Mer detaljer kring regressionsmodellerna samt korrelationsmatriser finns i bilaga 4 respektive bilaga 5

(19)

Tabell 4 Resultat av regressionsanalysen

Variabler Glas

Pappers- förpackningar

Plast-

förpackningar Tidningar

Konstant

Koefficient SE

(p-värde)

-5,657 7,196 (0,433)

9,352 6,820 (0,171)

3,663 1,567 (0,020)

-2,753 15,060 (0,855)

VIKTk Koefficient SE

(p-värde)

-0,206 1,230 (0,867)

2,975 1,166 (0,011)

0,636 0,267 (0,018)

4,275 2,384 (0,074)

Ik

Koefficient SE

(p-värde)

0,044 0,022 (0,046)

-0,027 0,021 (0,203)

-0,010 0,005 (0,036)

0,176 0,048 (0,000)

PENk Koefficient SE

(p-värde)

0,539 0,154 (0,001)

0,395 0,146 (0,007)

0,059 0,033 (0,077)

0,394 0,308 (0,203)

ARBk Koefficient SE

(p-värde)

-0,743 0,430 (0,085)

-0,030 0,407 (0,941)

-0,081 0,093 (0,389)

-0,063 0,825 (0,939)

GLESk Koefficient SE

(p-värde)

0,476 1,329 (0,720)

4,649 1,258 (0,000)

0,960 0,289 (0,001)

-1,552 2,547 (0,543)

TÄTk Koefficient SE

(p-värde)

-1,350 2,494 (0,589)

-4,734 2,364 (0,046)

-0,331 0,542 (0,541)

-1,793 4,957 (0,718)

MPk Koefficient SE

(p-värde)

1,487 0,323 (0,000)

0,412 0,308 (0,182)

-0,029 0,071 (0,685)

1,653 0,635 (0,010)

Adj R2 0,077 0,198 0,182 0,125

(20)

Alla fyra skattade regressionsmodeller är signifikanta på en procents nivå vilket framgår av bilaga 4. Generellt gäller även Adj R2 värden som understiger 20 procent, för glas och tidningar är värdena närmare tio procent. Det innebär att en stor del (80 procent eller mer) av variationerna mellan olika kommuners källsorteringsmängder inte kan förklaras av modellerna. Det är dock vanligt med låga R2 värden för denna typ av tvärsnittsstudier, det visar dessutom hur svårt det är att till fullo förklara hushållens beslut. Men viktigt är att regressionsmodellerna ändå till viss del kan hjälpa till att förklara skillnader mellan kommuninvånarnas källsortering.

Mest intressant för uppsatsen är naturligtvis att se vad resultatet för den viktbaserade dummyvariabeln blev. Resultatet visar att parametern för den viktbaserade dummyn är signifikant för tre av materialslagen, pappersförpackningar (på fem procent nivån), plastförpackningar (fem procent nivån) och tidningar (tio procent nivån). Den viktbaserade taxan har en tydlig effekt för dessa materialslag. Den förväntas ge 2,975 kg mer källsorterade pappersförpackningar per person och år, motsvarande siffra för plastförpackningar är 0,636 kg mer källsortering och för tidningar 4,275 kg16. Detta kan jämföras med respektive materials medelvärden som redovisades i tabell 3. Koefficientens andel av medelvärdet är; för pappersförpackningar cirka 21,5 procent, för plastförpackningar 24,6 procent och för tidningar 9,0 procent.

Modellen visar att de kommunala befolkningsvariablerna vid en första anblick har en begränsad effekt på invånarnas källsortering. Trots att andelen pensionärer och arbetslösa samt medelinkomsten i flera fall är signifikanta har de en liten inverkan på de källsorterade mängderna. Arbetslösheten är dessutom bara signifikant för källsorteringen av glas och då enbart på tio procent nivån. Man måste dock ta hänsyn till att både andel invånare över 65 och medelinkomst kan variera mycket mellan kommunerna (se tabell 3). I en kommun med 200 000 i medelinkomst kommer en person enligt modellen att sortera cirka 35 kg tidningar, för en kommun med medelinkomst på 300 000 kommer istället en person sortera cirka 53 kg (allt annat lika). Effekten som vid en första anblick tycks vara begränsad är i själva verket betydande när hänsyn tas till den stora variation som finns mellan kommuner. Det gäller

16 I multipla regressionsmodeller gäller bara koefficienternas skattade värde givet att alla andra oberoende variabler hålls konstanta. Det innebär alltså att när allt annat är lika ger en viktbaserad taxa ovanstående förändringar.

(21)

främst för sambandet mellan medelinkomst och källsorteringen av tidningar samt andel över 65 och källsorteringen av glas och pappersförpackningar.

Huruvida kommunen är glesbygd eller inte har en signifikant positiv effekt för källsorteringen av pappers- och plastförpackningar. Dessutom är effekten större på dessa material än vad som skattades för effekten av en viktbaserad avfallstaxa. Vad gäller kommuner som är mycket tätbebyggda finns endast signifikant effekt för pappersförpackningar och den är då kraftigt negativ.

Den sista variabeln, andelen röster på miljöpartiet i riksdagsvalet 2006, har en signifikant effekt för källsortering av glas och tidningar men inget påvisat samband för källsorteringen av pappers- och plastförpackningar. Effekten på glas är starkare än den med tidningar om hänsyn tas till koefficientens storlek i förhållande till materialens medelvärde (som är 17,8 kg per person för källsorteringen av glas och 47,4 kg per person för tidningar).

I bilaga 5 med korrelationsmatriser syns det att det finns vissa samband mellan de förklarande variablerna. Detta var dock förväntat, den högsta korrelationen är andel pensionärer som har en signifikant negativ korrelation (-0,588) med röster på miljöpartiet. Likaså har medelinkomsten samband med andel pensionärer och med tätbygd. Dessa korrelationer är dock inte nödvändigtvis så stora att de skadar resultatet och närmare kontroll av modellerna där variablerna ömsom utesluts och inkluderas i modellen visar att resultaten i stort sett blir opåverkade, dock får de nya modellerna oftast sämre förklaringsgrad. Detta talar för att korrelationen mellan dessa variabler inte utgör något problem.

För att få en något fördjupad analys av enbart de kommunerna med viktbaserad taxa, skattades även mer detaljerade regressionsmodeller. Dessa regressionsmodeller innehöll variabler för den fasta respektive rörliga avgiften i taxan, hur stor andel småhus och villor det fanns i kommunen samt huruvida kommunerna hade central insamling av matavfall. Ingen av dessa modeller blev dock signifikanta vilket troligtvis beror på att det endast finns 26 observationer med viktbaserad taxa i Sverige.

(22)

5 Diskussion och analys

Resultaten visar både en del förväntade och en del oväntade samband. Först kommer resultaten för den viktbaserade dummyn diskuteras och jämföras med tidigare forskning under rubrik 5.1. Därefter diskuteras de övriga variablerna under rubrik 5.2.

5.1 Den viktbaserade taxan

Den viktbaserade dummyvariabeln har signifikant effekt på källsorteringen av tidningar, plast- och pappersförpackningar. Att den viktbaserade dummyn för glas inte är signifikant är något förvånande dels eftersom de andra tre materialslagen har en signifikant effekt från den viktbaserade taxan (även om den viktbaserade taxan endast är signifikant på tio procent nivån för tidningar), och dels för att glas (vinflaskor, syltburkar etc) är tunga och stora i soppåsen.

Hushållet borde därför ha starka incitament att sortera ut mycket glas vid en viktbaserad taxa.

En förklaring kan vara att glas är just stort (volymmässigt) i soppåsen, därför finns redan incitament att sortera ut glas vid en volymbaserad taxa och dessa incitament behöver inte nödvändigtvis vara större i kommuner med viktbaserad taxa. Ett sådant resonemang tar däremot inte hänsyn till att både plast- och pappersförpackningar (och ofta även tidningar) är volymmässigt stort avfall och den viktbaserade taxan har signifikant effekt på alla dessa materialslag.

Vad beror då detta på? Hade resultatet visat på att den viktbaserade taxan ej var signifikant för något materialslag hade det kunna bero på att ekonomiska incitament kanske inte är så viktiga för hushållens källsorteringsbeslut. Eller att människor inte upplever någon större skillnad från incitamenten vid volymbaserad taxa. Ytterligare en förklaring skulle kunna vara att den viktbaserade taxan ger tydliga ekonomiska incitament att minska avfallsmängderna, men att denna avfallsminskning tar andra vägar än just via ökad källsortering. Hushållet kan då använda andra strategier för att minska sitt vanliga brännbara avfall såsom kompostering, smartare inköp och illegal hantering som dumpning eller egenförbränning17. Men för mer specifik analys är det även viktigt att försöka förstå vad som skiljer de olika materialslagen åt.

17 Djupare efterforskning om hur vanligt illegal hantering är görs bl a i Fullerton & Kinnaman (1995), Linderhof et al (2001) och Dahlén & Lagerkvist (2008).

(23)

Glas kan t ex gå sönder och skära sönder soppåsar, i värsta fall även orsaka skada. För hushållet kan det då finnas särskilda incitament att hantera glasavfall tillsammans med annat glasavfall och källsortering ter sig då mer naturligt oavsett utformning på avfallstaxan.

De återvinningsgrader som presenterades i inledningen erbjuder även en möjlighet att se skillnader mellan materialslagen. År 2007 var som sagt återvinningsgraden 95 procent för glas och för tidningspapper 85 procent. Medan återvinningsgraden för pappersförpackningar var 72,6 procent och för plastförpackningar 64,6 procent. Alla återvinningsgraderna är visserligen höga, men skillnaderna skulle ändå kunna ge viss förklaring till resultatet i regressionsmodellen. De tre materialslag som har lägst återvinningsgrad är också de tre materialslag där den viktbaserade taxan har signifikant effekt. Av de tre materialslagen är det dessutom de materialslag där den viktbaserade dummykoefficienten har störst andel av respektive materials medelvärde som också har lägre återvinningsgrad. Effekten av den viktbaserade taxan verkar alltså vara starkare för de material som har lägre återvinningsgrad.

För plastförpackningar med återvinningsgraden 64,6 procent ger den viktbaserade taxan en ökning av källsorteringen som motsvarar cirka 24,6 procent av medelvärdet för alla kommuner i Sverige. För pappersförpackningar som har 72,6 procents återvinningsgrad visar resultatet en dummykoefficient som motsvarar 21,5 procent av medelvärdet. För tidningar som har en återvinningsgrad på 85 procent ger den viktbaserade dummyn en ökning med cirka 9 procent mot medelvärdet. I kommuner med viktbaserad taxa verkar hushållen helt enkelt välja att sortera de material de har möjlighet att sortera ut utöver det de redan källsorterar. Eftersom hushållen redan källsorterar mycket glas (och till viss del tidningar) är effekterna alltså starkare för plast- och pappersförpackningar18. Detta skulle kunna vara ett tecken på att källsortering har brant stigande eller exponentiellt tilltagande totalkostnadskurvor som diskuterades i teoriavsnittet tidigare i uppsatsen. Det är då så kostsamt för hushållen att sortera ut ytterligare glas att de låter bli att göra det.

Ett problem med avfallsstatistik är dock att siffrorna ofta är osäkra samtidigt som det ibland går att hitta statistik som pekar åt olika håll. Så även i detta fall, efter s k plockanalyser av hushållens kärl- och säckavfall utförda 2004 i sju svenska kommuner visade det sig att trots

18 Men, precis som det också nämns i inledningen, är det inte helt säkert vad som är de verkliga återvinningsgraderna för framför allt plast- och pappersförpackningar från hushållen. Analysen kan naturligtvis påverkas av detta.

Figur

Updating...

Referenser

Relaterade ämnen :
Outline : Ö VRIGA VARIABLER