Incentives for recycling and incineration in LCA: Polymers in Product Environmental Footprints

For material recycling to occur, waste material from a product life cycle must be made available for recycling and then used in the production of a new product. When recycling is beneficial for the environment, the LCA results should give incentives to collection for recycling and also to the use of recycled material in new products. However, most established methods for modelling recycling in LCA risk giving little or even wrong incentives. Many methods, such as the Circular Footprint Formula (CFF) in a Product Environmental Footprint (PEF), assign some of the environmental benefits of recycling to the product that uses recycled materials. This means that the incentive to send used products for recycling will be lower. If energy recovery also provides an environmental benefit, because the energy recovered substitutes energy supplied with a greater environmental impact, the LCA results may indicate that the waste should instead be sent to incineration – even when recycling is the environmentally preferable option for the society. This study aims to increase the knowledge on the extent to which PEF results, and LCA results in general, risk giving incorrect incentives for energy recovery from plastic waste. Our calculations focus on the climate impact of the recycling and incineration of LDPE waste generated in Sweden. Since this is a pilot study, we use easily available input data only. We estimate the net climate benefit through simple substitution, where recycled material is assumed to replace virgin material and where energy recovered from LDPE waste is assumed to replace average Swedish district heat and electricity. We then apply the CFF to find whether a PEF would give the same indications. Our results show no risk of a PEF or LCA giving incorrect climate incentives for incineration of fossil LDPE. However, an LCA can wrongly indicate that renewable LDPE should be incinerated rather than recycled. Our results indicate this can happen in a PEF when the heat and electricity substituted by incineration has 40-200% more climate impact than the Swedish average district heat and electricity.Our study also aims to increase knowledge about the extent to which correct incentives can be obtained through a more thorough analysis of incineration with energy recovery – specifically, through:\ua0\ua0\ua0 1. a deeper understanding of Factor B, which in the CFF can be used to assign part of the burdens and benefits of energy recovery to the energy instead of the product investigated, but which in the PEF guidelines by default is set to 0, or\ua0\ua0\ua0 2. a broader systems perspective that accounts for the effects of energy recovery on waste imports and thus waste management in other countries.We estimate Factor B based on the observation that waste incineration can be described as a process with multiple jointly determining functions. Waste treatment and energy recovery both contribute to driving investments in incineration. This, in turn, defines the volume of waste incinerated, the quantity of energy recovered, and the quantity of energy substituted. We propose that expected revenues from gate fees and energy are an appropriate basis for calculating Factor B. Up-to-date estimates of the expected revenues in the relevant region should ideally be used for the calculations. Lacking such data,we suggest the value B=0.6 can be used in the CFF when modelling waste incineration in Sweden. Our PEF calculations with Factor B=0.6 indicate such a PEF will identify the environmentally best option for plastic waste management in almost all cases. However, this is at least in part luck: Factor B will vary over time and between locations, and other parts of the CFF varies between materials.To account for the broader systems perspective, we develop two scenarios based on different assumptions on whether change in Swedish waste imports affects the incineration or landfilling in other European countries. The scenarios bring a large uncertainty into the results. This uncertainty is real in the sense that it is difficult to know how a change in Swedish waste imports in the end will affect waste management in other countries. The uncertainty still makes it difficult to draw conclusions on whether renewable LDPE should be recycled or incinerated.Our suggestions for Factor B and European scenarios both make the CFF more balanced and consistent: it now recognizes that not only recycling but alsoenergy recovery depends on more than the flow of waste from the life cycle investigated. However, neither Factor B nor the broader systems perspective amends the fact that LCA tends to focus on one product at a time. This might not be enough to guide a development that requires coordinated or concerted actions between actors in different life cycles – such as increased recycling or energy recovery. Assessing decisions in one product life cycle at a time might in this context be compared to independently assessing the action of clapping one hand. This will most probably not result in an applaud.Besides a more thorough assessment of energy recovery, we also discuss the option to give correct incentives for recycling from LCA by assigning the full environmental benefit of recycling to the product that generates waste for recycling but also to the product where the recycled material is used. We find that this 100/100 approach can give negative LCA results for products produced from recycled material and recycled to a high degree after recycling, because the benefits of recycling are counted twice. The LCA results would indicate that you save material resources by producing and recycling such products without ever using them. The 100/100 approach also lacks additivity, does not model foreseeable consequences, and does not assign a well-defined environmental value to the recovered secondary material.To guide concerted actions, like recycling or energy recovery, it seems systems analysis should ideally assess the necessary actions in combination. Many situations require the environmental impacts to be estimated for a specific product or a specific action. In some cases, however, the LCA results can be calculated and presented with, for example, the following introduction:“When the material is sent to recycling, you will, together with the recycler and the actor using the recycled material, jointly achieve this net environmental benefit: …”Such joint assessment of supply and demand for secondary materials means the allocation problem is avoided. It is also consistent with the recommendation in the old SETAC “Code of Practice” to assess life cycles with recycling by studying the inputs and outputs from the total linked system

Modelling incineration for more accurate comparisons to recycling in PEF and LCA

When recycling is beneficial for the environment, results from a life cycle assessment (LCA) should give incentives to collection for recycling and also to the use of recycled material in new products. Many approaches for modeling recycling in LCA assign part of the environmental benefits of recycling to the product where the recycled material is used. For example, the Circular Footprint Formula in the framework for Product Environmental Footprints (PEF) assigns less than 45% of the benefits of recycling to a polymer product sent to recycling. Our calculations indicate that this creates an incorrect climate incentive for incineration of renewable LDPE, when the recovered energy substitutes energy sources with 100–300% more climate impact than the Swedish average district heat and electricity. The risk of incorrect incentives can be reduced through allocating part of the net benefits of energy recovery to the life cycle where the energy is used; we propose this part can be 60% for Sweden, but probably less in countries without a district-heating network. Alternatively, the LCA can include the alternative treatment of waste that is displaced at the incinerator by waste from the investigated product. These solutions both make the LCA more balanced and consistent. The allocation factor 0.6 at incineration almost eliminates the risk of incorrect incentives in a PEF of renewable polymers. However, the focus of LCA on one product at a time might still make it insufficient to guide recycling, which requires concerted actions between actors in different life cycles

Simplified LCA of Nilar NiMH battery pack (EC 10Ah, 144V) - Report within the Grön BoStad Stockholm project

This subproject has been carried out within the framework of the Grön BoStad Stockholm project, funded by the European Regional Development Fund. The report includes a life cycle assessment (LCA) study of a Nilar Nickel-metal hydride battery pack (EC 10Ah, 144V) carried out by IVL Environmental Research Institute on behalf of Nilar AB. The goal of this project is to provide knowledge of the environmental strengths and weaknesses of the Nilar NiMH battery pack from a cradle to gate perspective. The material composition of the battery was provided by Nilar. The study is made on a Nilar EC 144V battery pack, which can store up to 1.44 kWh of energy. The functional unit is 1 kWh of stored energy which corresponds to 0.7 battery packs. For the cradle to gate approach, the gate is the Nilar production site i.e. when the battery pack is ready to be delivered to customers. The cradle means the production of fuels, electricity, raw materials and extraction of natural resources. It also covers relevant transportation. The actual production of the battery at Nilar as well as the production of components by suppliers are however omitted since the process is assessed to have a minor impact. This study is simplified, only based on an inventory of the bill of materials provided by Nilar AB i.e. kg of materials such as metals and different polymers. Data applied for the materials are based on generic database data mostly representing EU averages. The data applied for production of raw materials has been extracted from thinkstep/GaBi databases and EcoInvent database. Data gaps and assumptions regarding key materials in this study will affect the result since these materials correspond to high percentages of the total battery weight. Production of compounds such as rare metals can also have a high environmental impact in their extraction and production phases. Due to lack of data for production of one of the rare metals it has been approximated as equal to production of a close neighbour in the periodic system. For one substance within the electrolyte, a similar compound was used as an approximation. Transportation of materials has been included on a rough level. For materials produced in China or Asia a long-distance sea transport from Shanghai to Europe has been applied, while for all other materials an assumption of 1000 km truck has been assumed. These are fair assumptions since the total impact from transportation is small in relation to the production of the materials. Also, electricity use from the production phase has been excluded since it was assessed to be small in relation to the total impact. The impact categories used in the study are Global warming potential (Climate change), Acidification potential, Eutrophication potential, Photochemical ozone creation potential and Abiotic resource depletion potential (ADP) elements. Categories used for LCA-results are Renewable and Non-renewable energy resources.   The production of one of the rare metals was approximated with production of a close neighbour in the periodic system. The share of the metal is very low, but the data applied corresponds to a very high impact resulting in a contribution to the total climate change. This is the most uncertain assumption made in this study and has a significant effect on the final result. The negative electrode corresponds to the highest share of the total climate change impact with 47% followed by the positive electrode with 24% and contact plate/case with 18%. For abiotic resource depletion potential, the negative electrode corresponds to the highest share of total impact with 71% of the total followed by the positive electrode with 23%.Den här rapporten finns endast på engelska. Svensk sammanfattning finns i rapporten

LCA of zinc phosphating and thin film pre-treatment

LCA of zinc phosphating and thin film pre-treatment

LCA of zinc phosphating and thin film pre-treatment

LCA of zinc phosphating and thin film pre-treatment

A ProScale case study on indoor wall paint

ProScale is a method to assess toxicity potentials for products in a life cycle perspective, in its current version covering direct human exposure related toxicity potential. It is designed to be useful on its own or alongside other impact categories in life cycle assessment (LCA). The study reported herein was conducted by examination of the ProScale model in a case study on indoor wall paint. The reason for choosing indoor wall paint was that the EU commission has paint as one of their pilots for Product Environmental Footprint (PEF), and a particular purpose of the case study was to showcase the applicability of ProScale in PEF. The ProScale assessment on indoor wall paint was simplified due to time limitation in scope.

ProScale assessment within LCA on utility poles

För ledningsstolpar har under senare tid nya material utvecklats då det finns en osäkerhet om träskyddsmedlet kreosot kommer få fortsätta användas. Träskyddsmedlet innehåller ämnen med hälsofarliga egenskaper och är godkänt för begränsad användning för bland annat ledningsstolpar. För att minska användningen av kreosot och förbereda energibranschen på ett eventuellt förbud efterfrågar ledningsägare och energibolag nya alternativ. Men elnätsbolag och ledningsägare behöver i samband med tillståndsprocesser känna till och kunna visa vilken miljöpåverkan de nya materialen har. IVL och Energiforsk har därför kartlagt och jämfört olika stolpmaterials miljöpåverkan i en livscykelanalys och utvärderat arbetsrelaterade risker av att exponeras för toxiska substanser för några av stolpmaterialen genom en ProScale-bedömning. Fyra material har utvärderats: trästolpe med kreosot, trästolpe med kopparbaserad impregnering, trästolpe klädd i polyeten och stolpe i komposit. Resultatet av LCAn visar att miljöpåverkan uppkommer på olika ställen längs livscykel och skiljer sig åt beroende på vilket material och vilken miljöpåverkanskategori som studeras. En stor del av stolparnas totala miljöpåverkan uppkommer vid utvinning och tillverkningen av råmaterial. Men även läckage av metaller och organiska föroreningar under bruksfasen samt hur stolparna hanteras efter livslängdens slut har stor påverkan på resultatet. I ProScale-bedömningen utvärderades tre material: trästolpe med kreosot, trästolpe klädd i polyeten och stolpe i komposit, i perspektivet vagga till grind. Resultatet visar att potentialen för den arbetsmiljörelaterad risken skiljer sig åt beroende på vilket material som studeras. Tillverkning av plast är den processen som bidar mest till den arbetsmiljörelaterad risken för stolparna bestående av plast. För trästolpen med kreosot är det impregneringen som bidrar mest till den arbetsmiljörelaterad risken.Dessa rapporter är resulten av ett forskningsprojekt som samfinansierats av Energiforsk och Stiftelsen IVL. Syftet med projektet är att ta fram miljöpåverkansdata för olika stolpmaterial och att resultaten skall kunna användas informativt som underlag vid tillståndsärenden och upphandlingar. Arbetet bygger på livscykelanalys samt en utvärdering av arbetsmiljörelaterade risker av att exponeras av toxiska substanser längs stolparnas värdekedjor. Denna rapport är på engelska

Kemisk återvinning av plast : Teknik, flöden och miljöaspekter

Denna rapport är resultatet av ett projekt utfört av konsortiet SMED, tillsammans med underkonsulter, på uppdrag av Naturvårdsverket. Syfte Det övergripande syftet med uppdraget var att göra en analys av följande aspekter för kemisk återvinning:  Vilka resurs-, miljö- och klimateffekter skulle en svensk anläggning kunna innebära, särskilt med avseende på aspekterna farliga ämnen, klimatpåverkan och resurseffektivitet, för olika kemiska återvinningstekniker, flöden och plastsorter? För vilka flöden och plastsorter kan kemisk återvinning vara aktuellt och för vilka plastsorter kan det göra mest nytta? Behövs reglering för att styra det? Vilka problem och hinder i plastflödet kan avhjälpas med kemisk återvinning? Vilka hinder och möjligheter finns med införandet av kemisk återvinning? Metod Projektet genomfördes huvudsakligen under perioden augusti till december 2020. De huvudsakliga momenten i genomförandet av projektet var att Gå igenom litteratur, både vetenskaplig litteratur, andra rapporter och utredningar samt även mer marknadsorienterad information, såsom websidor, för att kartlägga olika tekniker, pilotstudier och anläggningar, och extrahera relevant information. Identifiera och intervjua relevanta aktörer inom forskning, myndigheter och näringsliv med särskild kompetens och insyn i området och sammanställa samt bearbeta informationen från dessa. Hålla ett seminarium med brett urval av deltagare inklusive intervjuade personer för att få ytterligare synpunkter, inte minst inspel till analysen av hinder och möjligheter Bearbeta och sammanställa underlag och resultat samt författa och uppdatera rapport inklusive granskningar och återkopplingar från beställaren. Tekniker för kemisk återvinning Kemisk återvinning av plast är idag under stark utveckling och många anläggningar byggs eller är under projektering, främst på kontinenten. Kemisk återvinning innebär att plasterna genomgår en process eller följd av processer där polymerkedjorna bryts upp till mindre molekyler. Det finns många olika tekniker och varianter av kemisk återvinning, vilket delvis också beror på att det finns många olika plastsorter, och olika tekniker har utvecklats för att passa för olika plasttyper. Vi har här gjort en indelning i sex kategorier av tekniker, där ordningen ungefär motsvarar graden av nedbrytning av polymererna, så att ju längre ner på listan, desto högre grad av nedbrytning. De kategorier av tekniker som beskrivs i rapporten är Upplösning/utfällning Depolymerisering Solvolys Pyrolys Förgasning CCU – koldioxidinfångning och nyttiggörande (Carbon Capture and Utilization) Inom varje kategori finns oftast ett stort antal specifika teknikspår, och kategoriseringen är inte helt enkel. Det finns många olika begrepp som används inom området och terminologin är i dagsläget inte standardiserad. Upplösning/utfällning innebär som benämningen antyder att polymeren löses upp i något lösningsmedium, med avsikt att sedan fällas ut igen efter avlägsnande av oönskade komponenter. Tanken är att separera polymerkedjor, men inte ha sönder dem, vilket dock inte helt undviks. Metoden kan kategoriseras som en fysikaliskkemisk process. Depolymerisering avser i denna studie en kategori av teknologier som innebär att polymerer genomgår en process där de specifikt delas sönder i sina byggstenar, monomerer, som därmed återskapas. Även processer som ospecifikt sönderdelar polymerer till mindre delar kan anses vara depolymerisering. Men enligt praxis avser depolymerisering just processer där återskapande av monomerer avses. Solvolys avser i denna studie en process som utförs i ett vätskeformigt medium vid hög temperatur och högt tryck bryter ned polymerer till en oljeprodukt. Då mediet är vatten kallas det också hydrotermisk förvätskning eller HTL (hydrothermal liquefaction) och sker vid 200-400 grader och 50-250 bar. Pyrolys innebär en process som sker i en syrefri eller syrefattig miljö, där plasterna upphettas och bryts sönder till mindre beståndsdelar, och där man vanligtvis eftersträvar en vätskeformig produkt. Därför används ibland även begreppet termisk förvätskning inom denna kategori. Förgasning innebär att plasterna upphettas och bryts ned, med viss tillförsel av syre, till i huvudsak gasformiga ämnen, däribland kolmonoxid. CCU - Koldioxidinfångning och -nyttiggörande innebär som namnet antyder att koldioxid fångas in och nyttiggörs. I kombination med förbränning av plast skulle CCU vara en form av kemisk plaståtervinning. Egenskaperna hos de olika teknikkategorierna 1–6 har sammanfattats i tabell S1. De huvudsakliga för- och nackdelarna med olika tekniker har sammanställts i tabell S2. Resurs-, miljö- och klimataspekter Resurs- och Klimataspekter Resurs- energi- och klimataspekter är nära sammankopplade då man studerar plaståtervinning. Kemisk återvinning som teknikfamilj intar ett resurs-, energi- och klimatmässigt mellanläge mellan mekanisk återvinning och förbränning. Lokala förutsättningar i det enskilda fallet, såsom tillgång på klimatsnål processenergi, påverkar hur utfallet blir. Utsläppen från mekanisk återvinning är generellt mycket små. Det finns en viss miljöpåverkan, bland annat från produktionen av den elektricitet eller andra energibärare, som behövs för separation och tvättprocesser.  Utsläpp från kemisk återvinning för de olika teknikerna är sinsemellan i samma storleksordning, större än de från mekanisk återvinning, då kemisk återvinning kräver mer energi, men mindre än utsläppen från avfallsförbränning. Indirekta effekter, i detta fall främst mängd elektricitet och produktionssätt för denna, samt förhållanden i och kring avfallsförbränningsanläggningar (som är ett alternativt sätt att behandla plastavfall som inte kan återvinnas mekaniskt) kommer att ha stor inverkan på systemets prestanda. Om processen använder energi från koldioxidsnåla källor så kommer den ha en högre klimatnytta än om processen använder fossila energi- och råvarukällor. En del av det gasflödet skulle också kunna återvinnas som produkt, i en storskaligare, mer optimerad anläggning, och där energin istället tillförs från annan källa, som då kan vara en klimatsnål energikälla, till exempel grön el. Farliga ämnen Eftersom det handlar om kemiska processer kan man egentligen aldrig fullständigt garantera frihet från potentiellt riskabla ämnen. Det har varit ganska svårt att få helt klarlagd och likvärdig information för de olika teknikerna och för de olika varianterna av olika teknik, hur de hanterar tillsatser och eventuellt bildade farliga ämnen, delvis för att flertalet tekniker är ganska nya och inte helt utredda. Tillsatsämnen kan delas in i fyra huvudgrupper i form av funktionella tillsatser, färgämnen, fyllmedel och förstärkningar. I dessa grupper finns bland annat flamskyddsmedel, mjukgörare, biocider, färgpigment, talk och glasfiber. Dessa ämnen kan bete sig olika under processer för kemisk återvinning beroende på kemisk struktur, mängd, processegenskaper samt om additiven är inbundna i polymeren. De olika teknikerna har olika karakteristik avseende detta. Genom att kontrollera och eventuellt förbehandla ingående plastavfallsström kan man styra den kemiska nedbrytningsprocessen och minska bildandet av farliga och oönskade ämnen. För processer som sker under lägre temperatur på upp till 250°C, till exempel upplösning/utfällning och depolymerisering, kommer tillsatsämnets kemiska och termiska stabilitet bestämma hur ämnet påverkas. Detta medför att tillsatsämnena kan vara helt eller delvis nedbrutna, eller helt opåverkade. Därför behöver föroreningsprofil och reaktivitet undersökas för att optimera renhet på slutprodukten. Biprodukten i form av urlakade tillsatsämnen behöver också hanteras, exempelvis via destruktion eller återcirkulering. Om tillsatsämnet är klassat som farligt ämne enligt REACH kan detta ge problem i hantering och utökade krav på tillstånd för återvinningsaktörerna. Under högre temperaturer på 300–1000°C, såsom i solvolys, pyrolys, förgasning och förbränning, kommer organiska molekyler påverkas via termisk eller kemisk nedbrytning. En viss bildning av aromatiska strukturer sker i dessa processer, och återfinns typiskt i fraktionerna tjära eller koks. Sådana ämnen kan därmed hittas i produkter från metoder för kemisk återvinning liksom vid förbränning. Tillsatser i form av färgämnen och flamskyddsmedel kan bilda nedbrytningsprodukter som kan störa processen eller bilda nya farliga ämnen.  Förenklat kan man säga att allt som följer med in i dessa processer kan också till någon del komma att ingå i reaktionsprodukter. Så om syre, kväve, svavel, klor eller brom följer med in i processen, så kan nya ämnen bildas där dessa ingår, och detta behöver man beakta om man vill undvika sådana ämnen, antingen genom noggrann förseparering, eller lämpliga reningssteg. Variationerna i hur dessa ämnen hanteras är stora, beroende på specifik teknik och processbetingelser. Användarna av produkter från kemisk återvinning vill inte ha med föroreningar av olika slag i sitt råvaruinflöde. Det talar för att man kommer vara tvungen att säkerställa att oönskade farliga ämnen i vid mening undviks i kemiskt återvunna produktflöden. Kemiska återvinningsanläggningar kommer generellt att lyda under liknande miljölagstiftning som kemiindustri. Det talar för att man kan via tillståndsprocesser och miljörelaterad övervakning bevaka potentiella flöden av farliga ämnen. Rätt utförd kemisk återvinning kan därmed ge en ny möjlighet att hantera kontaminerade plastavfallsströmmar vilket skulle minska miljöpåverkan av dessa farliga ämnen. Särskilt intressanta flöden Olika tekniker passar bättre för olika plastsorter. I tabell S1 specificeras under respektive teknik vilka plastsorter som anses vara mest lämpade för den tekniken. Stora flöden har potential att ge stor nytta. Det har därför varit angeläget att belysa vilka plastsorter som finns i vilka flöden i samhället, och vilka mängder av plast det handlar om. Relevanta plastflöden i Sverige undersöktes med avseende på storlek, spridning och metod för avfallshantering. Utifrån den sammanställningen diskuterades flödenas potential för kemisk återvinning samt för vilka flöden som kemisk återvinning skulle göra mest nytta. Flöden med lågt värde inom mekanisk återvinning har potential att vara attraktiva för kemisk återvinning. Genom utökad plastavfallssortering av hushållsavfall (restavfall) och på befintliga återvinningsanläggningar (grovavfall) kan man få ut avfallsflöden där kemisk återvinning skulle kunna appliceras på plastströmmar som är mindre lämpliga för mekanisk återvinning. Fyra sådana strömmar förtjänar att lyftas fram här: polyeten och polypropen i blandat avfall, polystyren, PET-polyester och plast från fordon. Polyeten och polypropen Det finns en stor volymspotential i att öka utsorteringen av polyeten (PE) och polypropen (PP) i olika avfallsströmmar, då dessa är de två vanligaste plastsorterna i samhället. Av de cirka 100 000 ton plastförpackningsavfall som samlas in separat idag är tre fjärdedelar PE och PP. Ungefär dubbelt så mycket PE och PP finns kvar i restavfallet, som idag går till förbränning. SÖRAB har just tagit i drift en försorteringsanläggning i Brista där man avser sortera ut större delen av plasten som finns i restavfallet som kommer dit, och man räknar med att det rör sig om ungefär 20 000 ton per år. Ytterligare fyra anläggningar av den typen och storleken, placerade vid olika andra motsvarande avfallsstationer, skulle därmed ungefär kunna dubblera utsorterad mängd plastförpackningsavfall inklusive av PE och PP. Även om en stor del av den ökade utsorteringen skulle kunna återvinnas mekaniskt så vet vi också att en del av det som redan idag går till utsorteringsanläggningar inte går vidare till mekanisk återvinning men skulle kunna lämpa sig för kemisk återvinning. Sannolikt kan en pyrolys-baserad teknik passa i det fallet, i synnerhet då denna teknik anses klara blandningar och laminat. Uppskattningsvis så är det omkring 400 000 ton PE och PP varje år som inte återvinns från de fem största inhemska flödena av plastavfall; blandat avfall från verksamheter, bygg- och rivningsavfall, restavfall, grovavfall och utsorterade förpackningar. Polystyren Polystyren (PS) finns i tre dominerande avfallsströmmar idag: restavfall (hushåll, PS), grovavfall (återvinningsanläggningar, PS/ABS) och elektronikavfall (PS/HIPS/flamskyddsmedel). De totala volymerna uppskattas till ca 24 000 ton. Det är oklart hur stor mängd som återvinns mekaniskt idag. För den delen som inte återvinns mekaniskt skulle det göra god nytta att etablera kemisk återvinning, antingen genom upplösning/utfällning, depolymerisering och lågtemperatursolvolys, eller en kombination av olika tekniker. PET-Polyester Polyester (specifikt polyetentereftalat, PET) återvinns mekaniskt idag från separat insamlade läskflaskor och liknande. Färgad plast är ej lika attraktiv för mekanisk återvinning på grund av de många olika färgtillsatserna. I det blandade hushållsavfallets restfraktion och även i det utsorterade förpackningsavfallet finns en hel del PET, ofta i starka färger. I Sverige uppskattas det till att ungefär 70 000 ton PET-avfall finns tillgängligt, varav 45 000 ton finns i redan sorterat förpackningsavfall och flaskor och ytterligare 24 000 ton bedöms kunna sorteras ut från en utökad sortering av rest- och grovavfall. Här finns det en möjlighet att kemiskt återvinna en god del av dessa PET- och polyesterprodukter med upplösning/utfällning eller depolymerisering. Dessutom så kan denna typ av process utvecklas ihop med en liknande process för till exempel syntetisk PET (polyester) från textilt avfall. Fordon Polymerer av typ PP (ca 15 000 ton, varav ca 5000 ton fylld PP), PE (ca 8000 ton) och PA6/PA66 (ca 8000 ton) är de större volymerna från fordonsåtervinning. Exempel på andra polymerer och dess blandfraktioner är: ABS, PC+ABS, PC, PMMA, PVC och POM. Förekomsten av många olika plaster komplicerar återvinning, men i sektorn finns delvis redan logistik och demonteringsanläggningar på plats för att återvinna metaller. Denna skulle kunna utökas för att även återvinna polymerer från plastkomponenter. Hinder och möjligheter Idag är det mycket plastavfall som förbränns tillsammans med övrigt avfall i våra många avfallsförbränningsanläggningar. Av det som samlas in separat går också en betydande del som rejekt eller restfraktion till förbränning, eftersom endast den kvalitetsmässigt bästa delen av det insamlade går att avsätta på marknaden. Det finns en stor potential till att utöka sortering av plast för materialåtervinning. Vad kemisk återvinning skulle kunna bidra med är inte minst att öka den totala efterfrågan på insamlad plastavfallsråvara. Idag finns ett moment 22 inom den mekaniska plaståtervinningen: att flödena är för små för att ge en tillräckligt stabil situation för många större potentiella användare. Därmed efterfrågas heller inte återvunnen råvara av dessa och inget tillräckligt incitament kommer från det hållet för återvinnare att öka insamlingen. En eller flera anläggningar för kemisk återvinning skulle åstadkomma en väsentligt ökad efterfrågan och därmed öka incitament för utsortering för återvinning. Kemisk återvinning kan dessutom bidra med att få fram högvärdiga produkter av återvunnet material, vilket den mekaniska återvinningen inte klarar av där den återvunna produkten alltid är av samma eller sämre kvalitet än det ingående materialet. Mekanisk återvinning kan på ett effektivt sätt återvinna plastflöden av hög kvalitet till plastmaterial av något eller betydligt lägre kvalitet. Kemisk återvinning kan på ett mindre effektivt sätt återvinna plastflöden av lägre kvalitet till plastmaterial av högre kvalitet. De har på så sätt en bra potential att komplettera varandra. De huvudsakliga hinder för kemisk återvinning, som uppdagats i denna studie, verkar grunda sig i att det är ett relativt nytt koncept för återvinning. Många lagar och andra styrmedel, men även infrastrukturen, är fortfarande baserade på att plast tillverkas från fossil råvara och ska sedan återvinnas via mekanisk återvinning så långt det är möjligt, eller annars förbrännas. De industriaktörer som har intervjuats under projektets gång pekar framförallt på att det saknas långsiktighet och tydlighet. De vill ha långsiktiga styrmedel som styr från fossila råvaror och från förbränning av plast mot återvunnen råvara och återvinning av plast inklusive kemisk återvinning. De vill också att alla styrmedel som påverkar dem ska vara tydliga i sin utformning, så att det inte uppstår några oklarheter om hur kemisk återvinning kommer in i avfallssystemet och att det är samma regler som i andra länder, särskilt inom EU. Om dessa önskemål uppfylls så finns det en möjlighet att få bort många identifierade hinder för kemisk återvinning. Regleringar och styrmedel Hård reglering för vilka specifika plaster som får eller inte får gå till kemisk återvinning anser vi inte vara en bra väg att gå. Däremot kan det vara lämpligt med olika styrmedel som hjälper marknaden att ”välja rätt”. Många styrmedel för att motverka utsläpp av klimatgaser kommer också att tydligt styra bort plast från förbränning vilket vi ser som ett av de mest effektiva sätten att generera mer tillgänglig plast för både mekanisk och kemisk återvinning. Det som i nuläget förefaller behövas är styrmedel för att öka utsortering och ökat krav på användning av återvunnen råvara. Fortsatt eller utökat stöd till grundläggande och tillämpad forskning kan också behövas och då i första hand till att utveckla återvinningsmöjligheter för kontaminerade strömmar och volymmässigt mindre strömmar, då det kommer vara svårt att bygga ekonomiskt möjliga processer av dessa avfallsströmmar