16 research outputs found
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 â 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 â 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 â 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:âWhen 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: âŠâSuch 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 âCode of Practiceâ 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 100â300% 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. â 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 hĂ€r rapporten finns endast pĂ„ 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 dÄ det finns en osÀkerhet om trÀskyddsmedlet kreosot kommer fÄ fortsÀtta anvÀndas. TrÀskyddsmedlet innehÄller Àmnen med hÀlsofarliga egenskaper och Àr godkÀnt för begrÀnsad anvÀndning för bland annat ledningsstolpar. För att minska anvÀndningen av kreosot och förbereda energibranschen pÄ ett eventuellt förbud efterfrÄgar ledningsÀgare och energibolag nya alternativ. Men elnÀtsbolag och ledningsÀgare behöver i samband med tillstÄndsprocesser kÀnna till och kunna visa vilken miljöpÄverkan de nya materialen har. IVL och Energiforsk har dÀrför kartlagt och jÀmfört olika stolpmaterials miljöpÄverkan i en livscykelanalys och utvÀrderat arbetsrelaterade risker av att exponeras för toxiska substanser för nÄgra av stolpmaterialen genom en ProScale-bedömning. Fyra material har utvÀrderats: trÀstolpe med kreosot, trÀstolpe med kopparbaserad impregnering, trÀstolpe klÀdd i polyeten och stolpe i komposit. Resultatet av LCAn visar att miljöpÄverkan uppkommer pÄ olika stÀllen lÀngs livscykel och skiljer sig Ät beroende pÄ vilket material och vilken miljöpÄverkanskategori som studeras. En stor del av stolparnas totala miljöpÄverkan uppkommer vid utvinning och tillverkningen av rÄmaterial. Men Àven lÀckage av metaller och organiska föroreningar under bruksfasen samt hur stolparna hanteras efter livslÀngdens slut har stor pÄverkan pÄ resultatet. I ProScale-bedömningen utvÀrderades tre material: trÀstolpe med kreosot, trÀstolpe klÀdd i polyeten och stolpe i komposit, i perspektivet vagga till grind. Resultatet visar att potentialen för den arbetsmiljörelaterad risken skiljer sig Ät beroende pÄ vilket material som studeras. Tillverkning av plast Àr den processen som bidar mest till den arbetsmiljörelaterad risken för stolparna bestÄende av plast. För trÀstolpen med kreosot Àr det impregneringen som bidrar mest till den arbetsmiljörelaterad risken.Dessa rapporter Àr resulten av ett forskningsprojekt som samfinansierats av Energiforsk och Stiftelsen IVL. Syftet med projektet Àr att ta fram miljöpÄverkansdata för olika stolpmaterial och att resultaten skall kunna anvÀndas informativt som underlag vid tillstÄndsÀrenden och upphandlingar. Arbetet bygger pÄ livscykelanalys samt en utvÀrdering av arbetsmiljörelaterade risker av att exponeras av toxiska substanser lÀngs stolparnas vÀrdekedjor. Denna rapport Àr pÄ engelska
Kemisk Ätervinning av plast : Teknik, flöden och miljöaspekter
Denna rapport Ă€r resultatet av ett projekt utfört av konsortiet SMED, tillsammans med underkonsulter, pĂ„ uppdrag av NaturvĂ„rdsverket. Syfte Det övergripande syftet med uppdraget var att göra en analys av följande aspekter för kemisk Ă„tervinning: Vilka resurs-, miljö- och klimateffekter skulle en svensk anlĂ€ggning kunna innebĂ€ra, sĂ€rskilt med avseende pĂ„ aspekterna farliga Ă€mnen, klimatpĂ„verkan och resurseffektivitet, för olika kemiska Ă„tervinningstekniker, flöden och plastsorter? För vilka flöden och plastsorter kan kemisk Ă„tervinning vara aktuellt och för vilka plastsorter kan det göra mest nytta? Behövs reglering för att styra det? Vilka problem och hinder i plastflödet kan avhjĂ€lpas med kemisk Ă„tervinning? Vilka hinder och möjligheter finns med införandet av kemisk Ă„tervinning? Metod Projektet genomfördes huvudsakligen under perioden augusti till december 2020. De huvudsakliga momenten i genomförandet av projektet var att GĂ„ igenom litteratur, bĂ„de vetenskaplig litteratur, andra rapporter och utredningar samt Ă€ven mer marknadsorienterad information, sĂ„som websidor, för att kartlĂ€gga olika tekniker, pilotstudier och anlĂ€ggningar, och extrahera relevant information. Identifiera och intervjua relevanta aktörer inom forskning, myndigheter och nĂ€ringsliv med sĂ€rskild kompetens och insyn i omrĂ„det och sammanstĂ€lla samt bearbeta informationen frĂ„n dessa. HĂ„lla ett seminarium med brett urval av deltagare inklusive intervjuade personer för att fĂ„ ytterligare synpunkter, inte minst inspel till analysen av hinder och möjligheter Bearbeta och sammanstĂ€lla underlag och resultat samt författa och uppdatera rapport inklusive granskningar och Ă„terkopplingar frĂ„n bestĂ€llaren. Tekniker för kemisk Ă„tervinning Kemisk Ă„tervinning av plast Ă€r idag under stark utveckling och mĂ„nga anlĂ€ggningar byggs eller Ă€r under projektering, frĂ€mst pĂ„ kontinenten. Kemisk Ă„tervinning innebĂ€r att plasterna genomgĂ„r en process eller följd av processer dĂ€r polymerkedjorna bryts upp till mindre molekyler. Det finns mĂ„nga olika tekniker och varianter av kemisk Ă„tervinning, vilket delvis ocksĂ„ beror pĂ„ att det finns mĂ„nga olika plastsorter, och olika tekniker har utvecklats för att passa för olika plasttyper. Vi har hĂ€r gjort en indelning i sex kategorier av tekniker, dĂ€r ordningen ungefĂ€r motsvarar graden av nedbrytning av polymererna, sĂ„ att ju lĂ€ngre ner pĂ„ listan, desto högre grad av nedbrytning. De kategorier av tekniker som beskrivs i rapporten Ă€r Upplösning/utfĂ€llning Depolymerisering Solvolys Pyrolys Förgasning CCU â koldioxidinfĂ„ngning och nyttiggörande (Carbon Capture and Utilization) Inom varje kategori finns oftast ett stort antal specifika teknikspĂ„r, och kategoriseringen Ă€r inte helt enkel. Det finns mĂ„nga olika begrepp som anvĂ€nds inom omrĂ„det och terminologin Ă€r i dagslĂ€get inte standardiserad. Upplösning/utfĂ€llning innebĂ€r som benĂ€mningen antyder att polymeren löses upp i nĂ„got lösningsmedium, med avsikt att sedan fĂ€llas ut igen efter avlĂ€gsnande av oönskade komponenter. Tanken Ă€r 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 innebĂ€r att polymerer genomgĂ„r en process dĂ€r de specifikt delas sönder i sina byggstenar, monomerer, som dĂ€rmed Ă„terskapas. Ăven processer som ospecifikt sönderdelar polymerer till mindre delar kan anses vara depolymerisering. Men enligt praxis avser depolymerisering just processer dĂ€r Ă„terskapande av monomerer avses. Solvolys avser i denna studie en process som utförs i ett vĂ€tskeformigt medium vid hög temperatur och högt tryck bryter ned polymerer till en oljeprodukt. DĂ„ mediet Ă€r vatten kallas det ocksĂ„ hydrotermisk förvĂ€tskning eller HTL (hydrothermal liquefaction) och sker vid 200-400 grader och 50-250 bar. Pyrolys innebĂ€r en process som sker i en syrefri eller syrefattig miljö, dĂ€r plasterna upphettas och bryts sönder till mindre bestĂ„ndsdelar, och dĂ€r man vanligtvis efterstrĂ€var en vĂ€tskeformig produkt. DĂ€rför anvĂ€nds ibland Ă€ven begreppet termisk förvĂ€tskning inom denna kategori. Förgasning innebĂ€r att plasterna upphettas och bryts ned, med viss tillförsel av syre, till i huvudsak gasformiga Ă€mnen, dĂ€ribland kolmonoxid. CCU - KoldioxidinfĂ„ngning och -nyttiggörande innebĂ€r som namnet antyder att koldioxid fĂ„ngas in och nyttiggörs. I kombination med förbrĂ€nning av plast skulle CCU vara en form av kemisk plastĂ„tervinning. Egenskaperna hos de olika teknikkategorierna 1â6 har sammanfattats i tabell S1. De huvudsakliga för- och nackdelarna med olika tekniker har sammanstĂ€llts i tabell S2. Resurs-, miljö- och klimataspekter Resurs- och Klimataspekter Resurs- energi- och klimataspekter Ă€r nĂ€ra sammankopplade dĂ„ man studerar plastĂ„tervinning. Kemisk Ă„tervinning som teknikfamilj intar ett resurs-, energi- och klimatmĂ€ssigt mellanlĂ€ge mellan mekanisk Ă„tervinning och förbrĂ€nning. Lokala förutsĂ€ttningar i det enskilda fallet, sĂ„som tillgĂ„ng pĂ„ klimatsnĂ„l processenergi, pĂ„verkar hur utfallet blir. UtslĂ€ppen frĂ„n mekanisk Ă„tervinning Ă€r generellt mycket smĂ„. Det finns en viss miljöpĂ„verkan, bland annat frĂ„n produktionen av den elektricitet eller andra energibĂ€rare, som behövs för separation och tvĂ€ttprocesser. UtslĂ€pp frĂ„n kemisk Ă„tervinning för de olika teknikerna Ă€r sinsemellan i samma storleksordning, större Ă€n de frĂ„n mekanisk Ă„tervinning, dĂ„ kemisk Ă„tervinning krĂ€ver mer energi, men mindre Ă€n utslĂ€ppen frĂ„n avfallsförbrĂ€nning. Indirekta effekter, i detta fall frĂ€mst mĂ€ngd elektricitet och produktionssĂ€tt för denna, samt förhĂ„llanden i och kring avfallsförbrĂ€nningsanlĂ€ggningar (som Ă€r ett alternativt sĂ€tt att behandla plastavfall som inte kan Ă„tervinnas mekaniskt) kommer att ha stor inverkan pĂ„ systemets prestanda. Om processen anvĂ€nder energi frĂ„n koldioxidsnĂ„la kĂ€llor sĂ„ kommer den ha en högre klimatnytta Ă€n om processen anvĂ€nder fossila energi- och rĂ„varukĂ€llor. En del av det gasflödet skulle ocksĂ„ kunna Ă„tervinnas som produkt, i en storskaligare, mer optimerad anlĂ€ggning, och dĂ€r energin istĂ€llet tillförs frĂ„n annan kĂ€lla, som dĂ„ kan vara en klimatsnĂ„l energikĂ€lla, till exempel grön el. Farliga Ă€mnen Eftersom det handlar om kemiska processer kan man egentligen aldrig fullstĂ€ndigt garantera frihet frĂ„n potentiellt riskabla Ă€mnen. Det har varit ganska svĂ„rt att fĂ„ helt klarlagd och likvĂ€rdig information för de olika teknikerna och för de olika varianterna av olika teknik, hur de hanterar tillsatser och eventuellt bildade farliga Ă€mnen, delvis för att flertalet tekniker Ă€r ganska nya och inte helt utredda. TillsatsĂ€mnen kan delas in i fyra huvudgrupper i form av funktionella tillsatser, fĂ€rgĂ€mnen, fyllmedel och förstĂ€rkningar. I dessa grupper finns bland annat flamskyddsmedel, mjukgörare, biocider, fĂ€rgpigment, talk och glasfiber. Dessa Ă€mnen kan bete sig olika under processer för kemisk Ă„tervinning beroende pĂ„ kemisk struktur, mĂ€ngd, processegenskaper samt om additiven Ă€r inbundna i polymeren. De olika teknikerna har olika karakteristik avseende detta. Genom att kontrollera och eventuellt förbehandla ingĂ„ende plastavfallsström kan man styra den kemiska nedbrytningsprocessen och minska bildandet av farliga och oönskade Ă€mnen. För processer som sker under lĂ€gre temperatur pĂ„ upp till 250°C, till exempel upplösning/utfĂ€llning och depolymerisering, kommer tillsatsĂ€mnets kemiska och termiska stabilitet bestĂ€mma hur Ă€mnet pĂ„verkas. Detta medför att tillsatsĂ€mnena kan vara helt eller delvis nedbrutna, eller helt opĂ„verkade. DĂ€rför behöver föroreningsprofil och reaktivitet undersökas för att optimera renhet pĂ„ slutprodukten. Biprodukten i form av urlakade tillsatsĂ€mnen behöver ocksĂ„ hanteras, exempelvis via destruktion eller Ă„tercirkulering. Om tillsatsĂ€mnet Ă€r klassat som farligt Ă€mne enligt REACH kan detta ge problem i hantering och utökade krav pĂ„ tillstĂ„nd för Ă„tervinningsaktörerna. Under högre temperaturer pĂ„ 300â1000°C, sĂ„som i solvolys, pyrolys, förgasning och förbrĂ€nning, kommer organiska molekyler pĂ„verkas via termisk eller kemisk nedbrytning. En viss bildning av aromatiska strukturer sker i dessa processer, och Ă„terfinns typiskt i fraktionerna tjĂ€ra eller koks. SĂ„dana Ă€mnen kan dĂ€rmed hittas i produkter frĂ„n metoder för kemisk Ă„tervinning liksom vid förbrĂ€nning. Tillsatser i form av fĂ€rgĂ€mnen och flamskyddsmedel kan bilda nedbrytningsprodukter som kan störa processen eller bilda nya farliga Ă€mnen. Förenklat kan man sĂ€ga att allt som följer med in i dessa processer kan ocksĂ„ till nĂ„gon del komma att ingĂ„ i reaktionsprodukter. SĂ„ om syre, kvĂ€ve, svavel, klor eller brom följer med in i processen, sĂ„ kan nya Ă€mnen bildas dĂ€r dessa ingĂ„r, och detta behöver man beakta om man vill undvika sĂ„dana Ă€mnen, antingen genom noggrann förseparering, eller lĂ€mpliga reningssteg. Variationerna i hur dessa Ă€mnen hanteras Ă€r stora, beroende pĂ„ specifik teknik och processbetingelser. AnvĂ€ndarna av produkter frĂ„n kemisk Ă„tervinning vill inte ha med föroreningar av olika slag i sitt rĂ„varuinflöde. Det talar för att man kommer vara tvungen att sĂ€kerstĂ€lla att oönskade farliga Ă€mnen i vid mening undviks i kemiskt Ă„tervunna produktflöden. Kemiska Ă„tervinningsanlĂ€ggningar kommer generellt att lyda under liknande miljölagstiftning som kemiindustri. Det talar för att man kan via tillstĂ„ndsprocesser och miljörelaterad övervakning bevaka potentiella flöden av farliga Ă€mnen. RĂ€tt utförd kemisk Ă„tervinning kan dĂ€rmed ge en ny möjlighet att hantera kontaminerade plastavfallsströmmar vilket skulle minska miljöpĂ„verkan av dessa farliga Ă€mnen. SĂ€rskilt intressanta flöden Olika tekniker passar bĂ€ttre för olika plastsorter. I tabell S1 specificeras under respektive teknik vilka plastsorter som anses vara mest lĂ€mpade för den tekniken. Stora flöden har potential att ge stor nytta. Det har dĂ€rför varit angelĂ€get att belysa vilka plastsorter som finns i vilka flöden i samhĂ€llet, och vilka mĂ€ngder av plast det handlar om. Relevanta plastflöden i Sverige undersöktes med avseende pĂ„ storlek, spridning och metod för avfallshantering. UtifrĂ„n den sammanstĂ€llningen diskuterades flödenas potential för kemisk Ă„tervinning samt för vilka flöden som kemisk Ă„tervinning skulle göra mest nytta. Flöden med lĂ„gt vĂ€rde inom mekanisk Ă„tervinning har potential att vara attraktiva för kemisk Ă„tervinning. Genom utökad plastavfallssortering av hushĂ„llsavfall (restavfall) och pĂ„ befintliga Ă„tervinningsanlĂ€ggningar (grovavfall) kan man fĂ„ ut avfallsflöden dĂ€r kemisk Ă„tervinning skulle kunna appliceras pĂ„ plastströmmar som Ă€r mindre lĂ€mpliga för mekanisk Ă„tervinning. Fyra sĂ„dana strömmar förtjĂ€nar att lyftas fram hĂ€r: polyeten och polypropen i blandat avfall, polystyren, PET-polyester och plast frĂ„n fordon. Polyeten och polypropen Det finns en stor volymspotential i att öka utsorteringen av polyeten (PE) och polypropen (PP) i olika avfallsströmmar, dĂ„ dessa Ă€r de tvĂ„ vanligaste plastsorterna i samhĂ€llet. Av de cirka 100 000 ton plastförpackningsavfall som samlas in separat idag Ă€r tre fjĂ€rdedelar PE och PP. UngefĂ€r dubbelt sĂ„ mycket PE och PP finns kvar i restavfallet, som idag gĂ„r till förbrĂ€nning. SĂRAB har just tagit i drift en försorteringsanlĂ€ggning i Brista dĂ€r man avser sortera ut större delen av plasten som finns i restavfallet som kommer dit, och man rĂ€knar med att det rör sig om ungefĂ€r 20 000 ton per Ă„r. Ytterligare fyra anlĂ€ggningar av den typen och storleken, placerade vid olika andra motsvarande avfallsstationer, skulle dĂ€rmed ungefĂ€r kunna dubblera utsorterad mĂ€ngd plastförpackningsavfall inklusive av PE och PP. Ăven om en stor del av den ökade utsorteringen skulle kunna Ă„tervinnas mekaniskt sĂ„ vet vi ocksĂ„ att en del av det som redan idag gĂ„r till utsorteringsanlĂ€ggningar inte gĂ„r vidare till mekanisk Ă„tervinning men skulle kunna lĂ€mpa sig för kemisk Ă„tervinning. Sannolikt kan en pyrolys-baserad teknik passa i det fallet, i synnerhet dĂ„ denna teknik anses klara blandningar och laminat. Uppskattningsvis sĂ„ Ă€r det omkring 400 000 ton PE och PP varje Ă„r som inte Ă„tervinns frĂ„n de fem största inhemska flödena av plastavfall; blandat avfall frĂ„n verksamheter, bygg- och rivningsavfall, restavfall, grovavfall och utsorterade förpackningar. Polystyren Polystyren (PS) finns i tre dominerande avfallsströmmar idag: restavfall (hushĂ„ll, PS), grovavfall (Ă„tervinningsanlĂ€ggningar, PS/ABS) och elektronikavfall (PS/HIPS/flamskyddsmedel). De totala volymerna uppskattas till ca 24 000 ton. Det Ă€r oklart hur stor mĂ€ngd som Ă„tervinns mekaniskt idag. För den delen som inte Ă„tervinns mekaniskt skulle det göra god nytta att etablera kemisk Ă„tervinning, antingen genom upplösning/utfĂ€llning, depolymerisering och lĂ„gtemperatursolvolys, eller en kombination av olika tekniker. PET-Polyester Polyester (specifikt polyetentereftalat, PET) Ă„tervinns mekaniskt idag frĂ„n separat insamlade lĂ€skflaskor och liknande. FĂ€rgad plast Ă€r ej lika attraktiv för mekanisk Ă„tervinning pĂ„ grund av de mĂ„nga olika fĂ€rgtillsatserna. I det blandade hushĂ„llsavfallets restfraktion och Ă€ven i det utsorterade förpackningsavfallet finns en hel del PET, ofta i starka fĂ€rger. I Sverige uppskattas det till att ungefĂ€r 70 000 ton PET-avfall finns tillgĂ€ngligt, varav 45 000 ton finns i redan sorterat förpackningsavfall och flaskor och ytterligare 24 000 ton bedöms kunna sorteras ut frĂ„n en utökad sortering av rest- och grovavfall. HĂ€r finns det en möjlighet att kemiskt Ă„tervinna en god del av dessa PET- och polyesterprodukter med upplösning/utfĂ€llning eller depolymerisering. Dessutom sĂ„ kan denna typ av process utvecklas ihop med en liknande process för till exempel syntetisk PET (polyester) frĂ„n 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) Ă€r de större volymerna frĂ„n fordonsĂ„tervinning. Exempel pĂ„ andra polymerer och dess blandfraktioner Ă€r: ABS, PC+ABS, PC, PMMA, PVC och POM. Förekomsten av mĂ„nga olika plaster komplicerar Ă„tervinning, men i sektorn finns delvis redan logistik och demonteringsanlĂ€ggningar pĂ„ plats för att Ă„tervinna metaller. Denna skulle kunna utökas för att Ă€ven Ă„tervinna polymerer frĂ„n plastkomponenter. Hinder och möjligheter Idag Ă€r det mycket plastavfall som förbrĂ€nns tillsammans med övrigt avfall i vĂ„ra mĂ„nga avfallsförbrĂ€nningsanlĂ€ggningar. Av det som samlas in separat gĂ„r ocksĂ„ en betydande del som rejekt eller restfraktion till förbrĂ€nning, eftersom endast den kvalitetsmĂ€ssigt bĂ€sta delen av det insamlade gĂ„r att avsĂ€tta pĂ„ marknaden. Det finns en stor potential till att utöka sortering av plast för materialĂ„tervinning. Vad kemisk Ă„tervinning skulle kunna bidra med Ă€r inte minst att öka den totala efterfrĂ„gan pĂ„ insamlad plastavfallsrĂ„vara. Idag finns ett moment 22 inom den mekaniska plastĂ„tervinningen: att flödena Ă€r för smĂ„ för att ge en tillrĂ€ckligt stabil situation för mĂ„nga större potentiella anvĂ€ndare. DĂ€rmed efterfrĂ„gas heller inte Ă„tervunnen rĂ„vara av dessa och inget tillrĂ€ckligt incitament kommer frĂ„n det hĂ„llet för Ă„tervinnare att öka insamlingen. En eller flera anlĂ€ggningar för kemisk Ă„tervinning skulle Ă„stadkomma en vĂ€sentligt ökad efterfrĂ„gan och dĂ€rmed öka incitament för utsortering för Ă„tervinning. Kemisk Ă„tervinning kan dessutom bidra med att fĂ„ fram högvĂ€rdiga produkter av Ă„tervunnet material, vilket den mekaniska Ă„tervinningen inte klarar av dĂ€r den Ă„tervunna produkten alltid Ă€r av samma eller sĂ€mre kvalitet Ă€n det ingĂ„ende materialet. Mekanisk Ă„tervinning kan pĂ„ ett effektivt sĂ€tt Ă„tervinna plastflöden av hög kvalitet till plastmaterial av nĂ„got eller betydligt lĂ€gre kvalitet. Kemisk Ă„tervinning kan pĂ„ ett mindre effektivt sĂ€tt Ă„tervinna plastflöden av lĂ€gre kvalitet till plastmaterial av högre kvalitet. De har pĂ„ sĂ„ sĂ€tt en bra potential att komplettera varandra. De huvudsakliga hinder för kemisk Ă„tervinning, som uppdagats i denna studie, verkar grunda sig i att det Ă€r ett relativt nytt koncept för Ă„tervinning. MĂ„nga lagar och andra styrmedel, men Ă€ven infrastrukturen, Ă€r fortfarande baserade pĂ„ att plast tillverkas frĂ„n fossil rĂ„vara och ska sedan Ă„tervinnas via mekanisk Ă„tervinning sĂ„ lĂ„ngt det Ă€r möjligt, eller annars förbrĂ€nnas. De industriaktörer som har intervjuats under projektets gĂ„ng pekar framförallt pĂ„ att det saknas lĂ„ngsiktighet och tydlighet. De vill ha lĂ„ngsiktiga styrmedel som styr frĂ„n fossila rĂ„varor och frĂ„n förbrĂ€nning av plast mot Ă„tervunnen rĂ„vara och Ă„tervinning av plast inklusive kemisk Ă„tervinning. De vill ocksĂ„ att alla styrmedel som pĂ„verkar dem ska vara tydliga i sin utformning, sĂ„ att det inte uppstĂ„r nĂ„gra oklarheter om hur kemisk Ă„tervinning kommer in i avfallssystemet och att det Ă€r samma regler som i andra lĂ€nder, sĂ€rskilt inom EU. Om dessa önskemĂ„l uppfylls sĂ„ finns det en möjlighet att fĂ„ bort mĂ„nga identifierade hinder för kemisk Ă„tervinning. Regleringar och styrmedel HĂ„rd reglering för vilka specifika plaster som fĂ„r eller inte fĂ„r gĂ„ till kemisk Ă„tervinning anser vi inte vara en bra vĂ€g att gĂ„. DĂ€remot kan det vara lĂ€mpligt med olika styrmedel som hjĂ€lper marknaden att âvĂ€lja rĂ€ttâ. MĂ„nga styrmedel för att motverka utslĂ€pp av klimatgaser kommer ocksĂ„ att tydligt styra bort plast frĂ„n förbrĂ€nning vilket vi ser som ett av de mest effektiva sĂ€tten att generera mer tillgĂ€nglig plast för bĂ„de mekanisk och kemisk Ă„tervinning. Det som i nulĂ€get förefaller behövas Ă€r styrmedel för att öka utsortering och ökat krav pĂ„ anvĂ€ndning av Ă„tervunnen rĂ„vara. Fortsatt eller utökat stöd till grundlĂ€ggande och tillĂ€mpad forskning kan ocksĂ„ behövas och dĂ„ i första hand till att utveckla Ă„tervinningsmöjligheter för kontaminerade strömmar och volymmĂ€ssigt mindre strömmar, dĂ„ det kommer vara svĂ„rt att bygga ekonomiskt möjliga processer av dessa avfallsströmmar