Miljön och förpackningarna Bilagedel,slutbetänkande. Bilagedel,

Ur KB:s samlingar

Digitaliserad år 2014

Öc

gg;

och

Vüljön förpackningama

för förpacknings-

Livscykelanalyser material - beräkning av miljöbelastning

s 1 å

SOU 199177

BILAGEDEL

Statens offentliga utredningar

Eâêâ 199177 @

Miljödepartementet

och förpackningarna Miljön

förpacknings-

för

Livscykelanalyser

--

material beräkning av miljöbelastning

slutbetänkande

Bilagedel till förpackningsutredningens

Stockholm 1991

SOU och Ds kan köpas från Allmänna Förlaget, som också på.uppdrag av regeringskansliets förvaltningskontor ombesörjer remissutsändningar av dessa publikationer.

Adress Allmänna Förlaget Kundtjänst 106 47 Stockholm Tel 087 39 96 30 Telefax 08739 95 48

Publikationerna kan också köpas i Informationsbokhandeln, Malmtorgs Stockholm.

gatan

Omslagsbild Walter Paavonen

Slutbetänkandet SOU 199176 och bilaga SOU 199177 är tryckt på 80g. Cyclus 100% returpapper, klorfritt.

NORSTEDTS TRYCKERI AB ISBN 91-38-10872-0 Stockholm 1991 ISSN 0375-250X

för

Livscykelanalyser

förpackningsmaterial

Beräkning av miljöbelastning

Anne-Marie Tillman Henrikke Baumann Elin Eriksson

Tomas Rydberg

Chalmers Industriteknik

Göteborg, september 1991

Rapporten har tagits fram på uppdrag förpackningsutredningen.

av For innehallet i rapporten författarna själva. svarar

FÖRORD

Föreliggande studie är en undersökning av vilka energibehov och vilka emissioner som är förknippade med användningen, átervinningen och áteranvändningen av ett antal förpackningsmaterial. Undersökningen har genomförts som ett uppdrag av Förpackningsutredningen till Chalmers Industriteknik, som är uppdragsforskningsorganisationen vid Chalmers Tekniska Högskola. Arbetet har utförts under våren och 1991. sommaren

Arbetet har varit beroende av att indata kunnat samlas in. Vi som arbetat med undersökningen vill här passa på och tacka alla dem som har hjälpt att ta oss fram uppgifter och delat med sig av sin kunskap.

Arbetet har utförts av en grupp bestående av - Civ ing Henrikke Baumann, CIT aluminium, polyeten, polystyren, avfallshantering, oljeutvinning och -raffinering, returflaskor av polykarbonat

Civ ing Elin Eriksson, KEME Miljökonsult stålplåt, stálko

- - Tekn lic Thomas Rydberg Kemisk miljövetenskap, CTH ,

transportförpackningar vitvaror

- Tekn dr Anne-Marie Tillman, Teknisk miljöplanering, CTH beräkningsmetodik, emissionsfaktorer, glas, trä, wellpapp, stärkelse, vätskekartong, returglas.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

INLEDNING

METODIK 3 2.1. Avgränsningar 3 Beräkningsmetodik 3 2.2. Energiberäkningar 6 2.3. Emissionsberäkningar 8 2.4. a

2.5. 2.5.1. insamling och transporter 10 Deponering 11 2.5.2.

3.3.

i 4.3. Energibehov 38 i

5.3. Energibehov 5.4. Emissioner 59 Resultat

TRÄ 89

10. STÄRKELSE 113

VÄTSKEKARTONG

13.

14. JÄMFÖRANDE LIVSCYKELANALYS AV TRANSPORT- FÖRPACKNINGAR FÖR VITVAROR 156 14.1. Förutsättningar 156 14.2. Resultat 156

BILAGOR Emissionsfaktorer från förbräning i stationära anläggningar och i n dieselmotorer 2. Precombustion 3. Polykarbonatframställning 4. Framställning av PVC Tabeller över beräkningsresultaten, alla material 6. Tabeller över beräkningsresultat, stålplát

1. INLEDNING

Föreliggande studie är en undersökning av vilka energibehov och vilka emissioner som är förknippade med användningen av ett antal förpackningsmaterial. enskilda förpackningsmaterial l en första del har undersökts, i andra del har nägra förpackningssystem undersökts. en Förpackningssystemen utgörs olika typer av mjölkförpackningar och av förpackningar för vitvaror.

l den del undersökningen berör enskilda material har frågeställningen av som har varit vilken skillnad i miljöbelastning och energibehov som erhålls om materialen efter användning

- deponeras förbränns, med återvinning av den erhållna energin v återvinns - återanvänds

Materialen sådana har undersökts, utan att hänsyn tagits till vilken som produkt de används inte heller tillsatser och eventuell dekor har beaktats. Uppgift om återvinningsgrad, vid vilken beräkningarna utförts, har lämnats av uppdragsgivaren. De undersökta materialen, och den átervinningsgrad som använts vid beräkningarna, är

miljöbelastning vid deponering av ett material med olika átervinningsalternativ värmeåtervinning, materialåtervinning, återanvändning, inte att jämföra olika

förpackningsmaterial med varandra. En jämförelse mellan olika förpackningsmaterial låter sig inte göras utan att gå på enskilda förpacknings- och distributionssystem. Man måste vid en sådan jämförelese ta hänsyn till vilka mängder av olika material som ingår i en viss förpackning a och göra jämförelsen funktion. De resultat som då erhålls kommer att gälla per för den valda applikationen, och är inte möjlig att omedelbart generalisera till andra användningar material. En jämförelse mellan material med av samma olika funktioner är inte heller meningsfull.

Undersökningens andra del utgörs några exempel, där flera material satts av förpackningsfunktion. De är ett antal system för samman till en viss mjölkdistribution stålko med glas- eller polykarbonatflaska, returflaska av , glas eller polykarbonat samt vätskekartong. Miljöprofiler har också beräknats för ett antal sammansatta transportförpackningar till vitvaror.

2. METODIK

2.1. Avgränsningar

Undersökningen tillämpar ett från vaggan till graven perspektiv, d v s materialflödena har följts från råvaruuttaget i naturen, genom processer, transporter etc, t 0 m avfallsledet. Miljöbelastning från tillverkning av produktionshjälpmedel, som byggnader, maskiner, transportapparat etc, har inte beaktats. Inte heller miljöbelastning från eventuella tillsatser eller tryckprocesser har beaktats.

Undersökningen begränsar sig till konsumtionen av förpackningsmaterial i Sverige. För de material som produceras inom landet, har energi- och emissionsdata hämtats från denna produktion. Undersökningen baseras på en bästa teknik, i den mån som svensk teknik är en miljömässigt bästa teknik. l val av data från olika produktionsenheter har den miljömässigt bästa tekniken valts.

Energibehov samt utsläpp till luft, vatten och mark, inklusive avfall, har beaktats. Råvarukonsumtion samt övrig resursförbrukning som vattenförbrukning och arealbehov har inte beaktats.

2.2. Beräkningsmetodik

I den del av undersökningen som rör frågan om skillnader i miljöbelastning vid olika alternativ att behandla avfallet har beräkningarna utförts för ett antal olika scenarier. Dessa scenarier är inte verklighetsbeskrivningar, utan syftar till att svara på frågan vad blir skillnaden i miljöbelastning och energibehov om ett material efter användning deponeras, förbränns, återvinns eller återanvänds. Beräkningarna har utgått från följande, principiella flödesschema

Rávaruuttag

i

Transport

i

Materialframställning V Transport

l

Transport Tillverkning Rengöring 1 förpackning 7 av

T

Fyllning Återanvändning Återvinning Distribution i Konsument Tfanspofl

I

l

gap Transport

Transport 4

2k

Avfallsför- Dep°m bränning

Fig Principelit födesschema för förpackningsmaferial.

2.1.

Miljöbelastning och energibehov i samtliga led har beräknats och summerats. Leden tillverkning av förpackning, fyllning, distribution och konsument har dock lämnats utanför jämförelsen mellan deponi, förbränning och återvinning i återanvändning. Miljöbelastningen blir densamma i dessa led oberoende av om förpackningen tillverkats av jungfruligt eller återvunnet material, eller om en rengjord förpackning återfylls. Alla beräkningar är gjorda per 1 kg material genom konsumentled. För några av materialen inkluderas ledet tillverkning av förpackning i beräkningarna, beroende på att tillverkningen av förpackningen i sammanfaller med tillverkning av materialet.

l den del undersökningen som berör olika mjölkförpackningar är leden av tillverkning förpackning, fyllning, distribution och konsument inkluderade, av och beräkningarna är gjorda per funktion, att innehålla 1000 liter mjölk.

Flödesscheman liknade det i figur 2.1 har upprättas för respektive material, energibehov och emissioner har inhämtats för och data om materialbalanser, varje delsteg. Följande scenarier har sedan beräknats

Materialet används en gång och deponeras efter användning - Materialet används en gång och gär till avfallsförbränning efter användning Materialet återvinns till en viss andel, den återvunna andelen deponeras Materialet återvinns till en viss andel, den återvunna andelen förbränns återanvänds, den återanvända - En viss andel av förpackningarna andelen deponeras. förpackningarna återanvänds, den återanvända - En viss andel av andelen förbränns.

Uppgift om återvinningsgrad, vid vilken beräkningarna utförts, har lämnats av uppdragsgivaren. Alla scenarier har inte beräknats för alla material, t ex är det inte meningsfullt att beräkna avfallsförbränning för glas som inte har något energiinnehåll, eller återanvändning för vätskekartong eller materialåtervinning för trä.

Beräkningarna har i utförts i följande steg

Identifiering av materialflöden och processer som krävs för framställning, användning och kvittblivning av respektive material - Upprättande av flödesschema och materialbalans Beräkning av energibehov i samtliga led, med hänsyn tagen till flöde genom respektive led Beräkning av emissioner i samtliga led, med hänsyn tagen till flöde i respektive led - Summering av energianvändning och emissioner

2.3. Energiberäkningar

Energianvändningen redovisas som termisk energi och elenergi.

Termisk energi omfattar fossila bränslen, biobränslen samt energi bunden i material.

Elenergi och termisk energi kan summeras till ett totalt energibehov om elenergi räknas om till primärenergi m h a verkningsgraden vid elproduktionen; Det har emellertid inte varit möjligt att inom ramen för undersökningen utreda den miljöbelastning som är förknippad med elproduktion. l Sverige produceras huvudsakligen från vattenkraft 49% och kärnkraft 4570. En mindre andel 6% härstammar frán förbränning av fossila bränslen. Dessa energikällor medför miljöbelastning av skilda slag, vattenkraft i form av överdämd mark och eroderade stränder m m, och kärnkraft i form av uranbrytning, utsläpp från framställning av kärnbränsle samt generering av högaktivt avfall. Fossilbränsle-baserad ger upphov till utsläpp till luft och till askor som deponeras. Att kvantifiera alla dessa faktorer har inte varit möjligt inom undersökningens ram, varför elenergi kommer att redovisas som sådan, utan att räknas om till primärenergi.

Elproduktionen skiljer sig dessutom åt mellan olika länder, t ex är i Västtyskland huvudsakligen framställd ur fossila bränslen, varför utsläppen till luft från producerad i Tyskland är betydligt högre än från producerad i Sverige. Elenergin i Västtyskland baseras på kol 29%, brunkol 19%, olja 6%, gas 7% samt kärnkraft och vattenkraft 38%.

Termisk energi omfattar bränslen samt energi bunden i material. Energi bunden i material har inkluderats i energiátgángen för respektive material i de fall råvaran har ett energiinnehåll. Den olja åtgår för produktion som av en plast hade kunnat användas till bränsle istället, eller den ved som ätgätt för att producera kartong hade kunnat användas som bränsle. l princip bör energi bunden i material räknas som energiinnehället i inkommande råvara. Emellertid används energin i råvaran på ett flertal sätt processenergi, överskottsvärme och som energi bunden i biprodukter, förutom energi som bunden i färdigt material. Därför är det beräkningsmässigt enklare att räkna det färdiga materialets energiinnehåll och att lägga till de delar rávarans av

energiinnehåll som åtgått till processenergi. Som exempel kan nämnas wellpapp där bark och avlutar står för huvuddelen av processenergin där används processenergi. Överskottvärme och och polyeten restgas som energi bunden i biprodukter är inte inkluderade i det termiska energibehov som beräknats för respektive material.

Stålplát och aluminium har ett energiinnehåll. Det är emellertid tillfört som processenergi då råvarorna reducerats från järnmalm, respektive bauxit, till järn och aluminium och bokförs därmed som processenergi. Råvarorna järnmalm och bauxit har inget värmevärde. Glas har inget värmevärde.

Avfallsförbränning medför att energi bunden i material åter tas tillvara. Denna energi multiplicerad med en verkningsgrad har dragits ifrån energibehovet för materialet i scenarierna med avfallsförbränning. Se vidare avsnitt 2.5. Avfasbehand/ing.

Energibehov för transporter har behandlats på ett schablonmässigt sätt, att ett energibehov per ton last och km för olika transportslag genom multiplicerats med transportavståndet. Följande energibehov för transporter har använts

Tabell 2.1. Transportenergi

l några fall, då mycket voluminöst material transporteras, har andra värden för transportenergi använts, se kap Polystyren och 10. stärkelse.

2.4. Emissionsberäkningar

För processer där de verkliga emissionerna är uppmätta redovisas dessa. För andra processer och för transporter har emissioner beräknats genom att emissionsfaktorer lagts på processens bränsleförbrukning.

Fast avfall har betraktats som utsläpp till mark. Både produktionsavfall och använt förpackningsmaterial som deponeras har förts till denna post. Askor har särredovisats då de kan innehålla höga halter av tungmetaller. Miljöfarligt avfall utgör också en särskild post.

Emissioner från avfallsförbränning har beräknats enligt avsnitt 2.5., och summerats med övriga emissioner. Avfallsförbränning ger som beskrivits ovan en minuspost i energiberäkningen. På samma sätt finns en minuspost i emissionsberäkningen, d v s om avfallsförbränning ersätter någon annan förbränning sparas emissionerna från denna förbränning in. l beräkningarna antas att det ersätta bränslet utgörs av olja. Antagandet baserar sig på att nytillkommen kapacitet att förbränna avfall ersätter oljeförbränning. Om emellertid tillgången pá brännbart hushållsavfall på sikt kommer att minska, ersätts inte den bortfallna volymen av olja, utan främst av biobränsle 17.

2.4.1. Emissionsfaktorer

Emissionsfaktorerna beskriver de utsläpp som uppstår vid förbränning de av olika bränslena, i panna eller i motor. För oljebaserade bränslen är också de utsläpp som sker vid råoljeutvinning, transporter och raffinering inkluderade, så kallade precombustion emissioner.

Emissionsfaktorerna baserar sig, åtminstone vad gäller NOX och S02, på de svenska lagar och riktlinjer som gäller 1991. De kommer successivt att skärpas, varvid emissionsfaktorerna förlorar i akualitet. Nya utsläppskrav för

dieselfordon-är beslutade. Sådana krav gäller emellertid bara nyproducerade

fordon, varför det tar längre tid innan förändringen slår igenom.

Följande emissionsfaktorer har använts för olika bränslen inklusive precombustion emissioner

Tabell 2.2. Emissionsfaktorer, gMJ tillfört bränsle

i

För källor se bilaga 1 och 2

2.4.2. Precombustion emissionsfaktorer -

Förutom utsläppen uppstår vid själva förbränningen av ett bränsle som uppstår även utsläpp och energibehov vid ráoljeupptagning, tankertransport ráoljan och raffinering. Emissionerna från upparbetandet sammanfattas i av ett precombustion-pålägg har adderats till emissionsfaktorerna för som förbränning. Ett pålägg för energibehovet har dock inte gjorts. Inom denna studie har endast precombustion-pålägg framtagits för olja.

I tabell 2.3. finns sammanställning energibehov och emissioner i leden en av ráoljeupptagning, transport och raffinering. Hur precombustion-emissioner har beräknats beskrivs i bilaga 2. Precombustion.

Tabell 2.3. Precombustion energibehov och emissioner Emissioner Råoljeupp- Summa fordring Transport Raffinering gkg gMJ Till luft

Till vatten

-

2.5. Avfallshantering

2.5.1. Insamling och transporter

Det viktade medelavståndet för transport av hushållsavfall till en förbränningsanläggning är 18 km, medan medelavståndet till deponering är 15 km. Siffrorna är viktade med avseende på antalet invånare och inkluderar 7 miljoner invånare i statistiken 4. För industriavfall har inga motsvarande uppgifter erhållits. Avfallstransporterna sker huvudsakligen i stadstrafik och deras energibehov har beräknats på samma sätt som annan närdistribution,

m h a faktorn 2,7 MJtonkm se även avsnitt 2.3. Energiberäkningar

2.5.2. Deponering

l Sverige finns 400 olika avfallsupplag i drift. Den totala mängden ca deponerat avfall på komunala tippar uppgår till ca 7 Mtonår med följande fördelning

j i Miljöfarligt avfall 0,1 osäker uppgift Källa Svensk avfallshantering 1990, FlVF

Olika fast avfall särredovisas i följande poster fast avfall till mark, typer av aska från förbränning och miljöfarligt avfall MFA.

Vid avfallsupplagen bildas a metangas samt lakvatten. Det finns idag inte underlag för att säga något hur olika material uppför sig i avfallsupplag. om Nedbrytningsprodukter och nedbrytningshastigheter varierar med omgivningsmiljö och är delvis okända. Att hänföra specifika emissioner till de olika materialen har därför inte kunnat göras 18. Utläckande metangas från avfallsupplagen utvinns för närvarande på 30 platser, vilket motsvarar 3-5% av den potentiellt tillgängliga och utvinningsvärda deponigasen i landet. Vid utgången av 1993 skall, enligt regeringens avfallsproposition våren 1990, deponigasen utnyttjas till energiutvinning alternativt facklas av 6.

Fältundersökningar visar att lakvattenpåverkan på grundvatten förekommer. Den är ofta begränsad till områden inom och strax utanför själva avfallsupplaget. Lakvatten kan generellt uppdelas i biokemiskt och kemiskt syreförbrukande ämnen, närsalter, metaller, övriga salter och toxiska organiska ämnen. Påverkan grundvatten kan ha varit mångfalt större innan av anordningar för insamling och avledning av lakvatten började utföras i slutet av 1970-talet 7.

På deponi läggs även rester från avfallsförbränning. De består av dels sotpartiklar av ofullständigt förbränt material, dels askpartiklar som innehåller a oxider av främst järn, aluminium och kisel. Askan utgörs dels av bottenaska som matas ut i botten av ugnen, dels av flygaska som följer med rökgaserna och avskiljs i filter. Dessutom erhålls rökgasreningsprodukter, vått slam eller torrt finpartikulärt material, beroende på rökgasreningstekniken. En stor mängd tungmetaller återfinns i slaggen och flygaskan 8. Kanadensiska undersökningar har visat att bottenslaggen har goda deponeringsegenskaper jämfört med flygaska som har en förmåga att läcka tungmetaller 9, En särskild metod att stabilisera flygaskan är Bamberg-metoden. Flygaska blandas samman med det våta kalkslammet från rökgasreningen, och efter en tids härdning erhålls en relativt stabil och dammfri restprodukt. 8, 19.

Även när det gäller förbränningsrester i deponi har få det inte varit möjligt att fram underlag om materialspecifika emissioner.

Energiförbrukningen på deponier 0,68 MJeton och 0,825 dieselton, d v s 35 MJmton härrör från kompaktering, bruk av schaktmaskiner och liknande. 10,19

2.5.3. Avfallsförbränning

Mängden avfall som förbränns i avfallsvärmeverk har ökat under 1980-talet.

Är Hushåsavfa/I ndustriavfaI Energiprodukton 1980 0,72 Mton 0,14 Mton 1,4 TWh 1989 1,45 Mton 0,3 Mton 5 TWh Källa Svensk avfallshantering 1990 RVF -

Det finns idag 23 st avfallsvärmeverk i Sverige. De fem i storstadsregionerna har vardera en kapacitet på 200 000 300 000 tonår och förbränner mer än - 70% av den totalt förbrända avfallsmängden. Avfallsvärmeverken är traditionellt utrustade för stoftavskiljning t ex cyklon, elektrofilter, textilt spärrfilter. För avskiljning av vissa gasformiga ämnen, a klorväte, kvicksilver och dioxiner finns mer avancerad rökgasrening enligt principiellt två metoder, torr respektive våt metod. l oktober 1990 var 11 anläggningar utrustade med avancerad rökgasrening och 5 under installation 6. För

beräkningarna har det utgåtts från ett avfallsvärmeverk med stoftavskiljning och avancerad rökgasrening.

Energiberäkning

Avfallsförbränning medför att energi bunden i material åter tas tillvara. Denna energi multiplicerad med verkningsgrad har dragits ifrån energibehovet för en materialet.

beräkningarna används effektiv verkningsgrad på 90% 6. Det finns Vid en kalorimetrisk verkningsgrad som ligger kring 75% 19. Den även en kaiorimetriska verkningsgraden tar hänsyn även till den värme som kan kondensering vattenångan i rökgaserna och är av intresse utvinnas genom av räknar på fuktiga bränslen. Till skillnad från matrester är när man förpackningsmaterialen i sig relativt torra, varför någon hänsyn till

kondenseringsvärme tas.

avfallsförbränningen har här räknats med att stålplåt och glas inte deltar i Vid förbränningen, medan aluminium deltar till 100%. Buwal 3 utgår från att aluminium inte deltar i förbränningen, medan PackForsk 11 räknar med att materialet deltar till 100%. Detta förutsätter att aluminiumet är finfördelat, typ folie. Mera kompakt aluminium, typ gjutgods, är däremot svårare att tunn förbränna att det bildas ett skyddande oxidskikt 12. Aluminium som p g a förpackningsavfall är i regel tillräckligt tunn godstjocklek och har vid av undersökning på avfallsvärmeverk visat på fullständig förbränning 20. Använda värmevärden är de effektiva vårmevärdena och redovisas i tabell

2.4.

förpackningar i framtiden skulle minska i det avfall som gårltill

Om mängden förbränning, kommer de att kunna ersättas biobränslen samt rivningsvirke av och brännbart industriavfall man i dag inte har kapacitet att annat som förbränna utan kör till deponi. En fördel med trä är att det kan säsongslagras lättare än hushållsavfall 17,19.

Emissionsberäkningar

l energiberäkningarna har den energi som kan utvinnas vid avfallsförbränning subtraherats från det totala energibehovet för respektive material. Eftersom energiåtervinning genom avfallsförbränning leder till ett minskat behov av annat bränsle för uppvärmningsbehov har de totala emissionerna korrigerats genom att dra ifrån de emissioner som hade blivit om motsvarande värmemängd hade erhållits genom oljeförbränning. Emissionerna för förbränning av olja beräknas m h a emissionsfaktorerna i tabell 2.2.

Emissionerna från avfallsförbränningen beräknas m h a tabell 2.4. Emissionsfaktorerna gäller för rena material, d v s utan fyllmedel och liknande. Följden blir framför allt att emissionsfaktorerna blir något för låga vad gäller stoftutsläpp.

Tabell 2.4. Emissioner från avfallsförbränning och materialens effektiva värmevärden

0,008 19,998 16,7 -

-

De materialspecifika emissionsfaktorer på C02, S02 och HCl har beräknats utifrån elementaranalys. Biobränslen har inte tilldelats något koldioxidutsläpp. Använda avskiljningsgrader är 90% för S02 och 95% för HCl 3.

De materialspeclfika stoftutsläppen beror på respektive materials askhalt. Slagg och flygaska består av dels av ofullständigt förbränt material, dels askpartiklar innehåller främst oxider av kisel, aluminium och järn. l som slaggen finns 2,5-3% oförbränt material och i flygaskan mellan 4% och ca 10% 8,19. Detta innebär att ca 0,6% av ingående avfall inte förbrännes. med fullständig förbränning, och bortser Som en förenkling har räknat således från andelen på 0,6%. Restprodukterna fördelar sig så att 10% blir flygaska, medan 90% blir bottenslagg. Använd avskiljningsgraden för stoft är 99,6% 19.

Emissioner såsom NOX, kolmonoxid och kolväten beror inte så mycket materialens sammansättning som på de förbränningstekniska förutsättningarna.

Bildningen NOX sker vid all typ förbränning. NOX kan bildas ur bränslets av av kväveinnehäll eller kvävet i förbränningsluften. Vid förbränning av avfall, vars kväveinnehåll är lågt, överväger NOx-bildningen från kvävet i luften. NOx bildas ur förbränningsluften på framför allt två sätt prompt NOx-bildning, bildas ur luftens kväve i flamfronten p g a kolväteradikaler från bränslet. Den är relativt liten vid storskalig förbränning och behöver oftast inte tas hänsyn till; termisk NOX-bildning, börjar vid ca 90000, men får betydelse först vid - 1200°C. Ju högre temperatur och längre uppehällstid för rökgaserna i högtemperaturzonen, desto större blir NOx-emissionerna 14.

Eftersom det är svårt att säga något om respektive materials radikalbildning, har NOx-bildningen antagits vara proportionell mot deras värmeinnehåll. Det innebär ett antagande att den termiska NOX-bildningen överväger. Det i beräkningarna använda värdet är 0,16 g NOxMJ bränsle vilket är ett viktat medelvärde för svenska avfallsvärmeverk 5.

Traditionellt har avfallsförbränning skett med stora luftöverskott för att få så fullständig förbränning som möjligt. .Syrehalten har stor betydelse för NOXbildningen; stort luftöverskott ger större NOx-emissioner. Förbränning med reducerat Iuftöverskott generellt mindre NOX-bildning, men kan leda till ger ofullständig förbränning, och större mängder kolmonoxid och kolväten

kommer då att finnas i rökgaserna. Genom förbättrad mätning, kontroll och

reglering av förbränningen och förbränningsluften har NOx-utsläppen kunnat minskas med 20-50%, utan att nämnvärt öka kolväteutsläppen, beroende på

utgångsläget i det enskilda fallet 13. Vad gäller varje materials bidrag till

utsläppen av kolmonoxid och kolväten, är underlaget för litet för att man skall kunna säga något generellt för varje enskilt material.

Referenser

Lastbilars energieffektivitet vid olika transportuppgifter. Transporträdet TPFl Rapport 198513

Hammarström Ekvivalent energiförbrukning och avgasemission. VTl meddelande 567, 1988.

Oekobilanz von Packstoffen, Stand 1990. Schriftenreihe Umvelt Nr 132, BUWAL, Bern 1991.

Svenska Renhállningsverks-Föreningens RVF statistik 1986.

RVF Utsläpp av svavel- och kväveoxider; emissionsniváer samt tekniska åtgärder för emissionsbegränsningar, lägesrapport från projektgruppen för SOx- och NOx-reduktion, Malmö, december 1987.

RVF Svensk avfallshantering 1990, Malmö, november 1990.

RVF och SNV Lakvattenpáverkan pá grundvatten vid avfallsupplag, Depå 90 avfallshantering pä 90-talet, RVF-publikation 8911, Malmö; - SNV-rapport nr 3703, Solna, december 1989.

Energi ur avfall, Statens energiverk och Naturvårdsverket 19866.

Brunner P Mönch The Flux of Metals Through Municipal Solid Waste lncinerators, Waste Management and Research, 41, 105, 1986.

10. Sundström, G, Energiförbrukning och miljöbelastning för distributionssystem för och läsk i Sverige. Miljöbalans Gustav Sundström AB 1990.

11. Hansson G, Förpackningen och miljön. Effekter vid sopförbränning

Packforsk meddelande nr 130, 1990.

12. Miljøvurdering af PVC og udvalgte alternative materialer Miljöprojekt nr 131, Miljøministeriet, Miljøstyrelsen, København 1990.

13. Bergström J och Harju R, Drift av avfallsvärmeverk förbränningen, - MKS-89104, Miljökonsulterna, Studsvik, 1989.

14. Kummel S och Franck P Reducering av svavel- och kväveoxidemissioner vid förbränning en metodöversikt, Energiteknisk analys 19901, Chalmers Industriteknik, Göteborg, 1990.

15. Lundgren C och Nilsson Verkningsgradsberäkning vid ett avfallsvärmeverk direkt och indirekt metod, examensarbete T90genom 157, institutionen för energiteknik, Chalmers tekniska högskola, Göteborg, 1990.

16. Enhörning Eldstadsutformning vid avfallsförbränning, Reforsk FoU

13, Malmö, 1987

Muntlig kontakt Q

17. Erik Larsson, Värmeverksföreningen.

18. Anders Lagerkvist, avdelningen för restproduktsteknik, Tekniska . högskolan i Luleå

19. Carl-Arne Pedersen och Christer Lundgren, Sävenäs avfallsvärmeverk, GRAAB, Göteborg

20. Lage Knutsson, Gränges Aluminium Finsgâng

3. ALUMINIUM

3.1. Produktion teknisk beskrivning -

Aluminium framställt jungfruliga råvaror kallas primär aluminium, medan

ur återvunnen aluminium kallas sekundär. Framställningen av primär aluminium är mycket energikrävande. Vid framställningen av sekundär aluminium är energibehovet ca 5% jämfört med primär aluminium.

Bruttotillförseln av aluminium som halvfabrikat, i form av tunna band och folie, uppgår i Sverige till ca 36 000 ton. Vid förpackningstillverkning faller ca 7000 ton processkrot som återvinns till nästan 100%. Resterande 29 000 ton är fördelade på följande förpackningar

Dryckesburkar 15 000 ton Aluminiumfolie i laminat 5 000 ton Aluminium som monomaterial 9 000 ton t ex tuber, matformar, hushållsfolie Källa GA Metall AB

Primär aluminium för förpackningsändamål importeras, medan sekundär

i Finspång eller Älmhult. Återvinning förpackningar

aluminium omsmältes av

är idag begränsad till dryckesburkarna som samlas till drygt 80%. Dessa omsmältes och valsas av GA Metall AB i Finspång innan de återgår till PLMs

burktillverkning i Malmö. På några håll i landet, i a Täby och Skultuna, har

aluminium börjat samlas från hushållen, något som redan görs i t ex Danmark och Schweiz. l Täby kan rensköljda aluminiumformar slängas i igloo-behállare på miljöstationen. lnsamlad mängd uppgick 1990 till ca 500 14.

Framställning av primär aluminium sker i två steg först extraktion av aluminiumoxid ur mineralet bauxit enligt Bayer-processen, den enda använda metoden, därefter elektrolys av aluminiumoxiden i den s k Hall-Héroult- I processen.

Bauxit innehåller 20-30% aluminium i form av oxid och hydroxider. Den största gruvdriften och de största reserverna av bauxit har Australien och Guinea. Tillsammans står de för bästan hälften av bauxitbrytningen. Därefter

kommer Jamaica och Brasilien. Bauxiten bryts i dagbrott, krossas och tvättas ren från lera och sand. Därefter transporteras den till en ofta närliggande anläggning för rening enligt Bayer-processen.

Vid Bayer-processen behandlas den finkrossade bauxiten med lut NaOH

under värme och tryck ca 200°C, upp till 3,5 MPa. Härvid går

aluminiumföreningarna i lösning, medan föroreningarna förblir olösta och detta s k rödslam kan avskiljas genom sedimentering och filtering. Ur den återstående lösningen utfälls aluminiumhydroxid som omvandlas till alumlniumoxid. omvandlingen sker vanligen genom upphettning till ca 1200°C i en roterande ugn. På senare tid kan detta också göras i fluidiserade bäddar, vilket ger en 30% lägre energiförbrukning.

Vid HalI-Héroult-processen används ett stålkar fodrat med kol som bildar katod vid elektrolysen. Karet innehåller en saltsmälta vid ca 960°C bestående av kryolit Na3A|F5 med mindre tillsatser av aluminiumfluorid och flusspat AIF3 och CaFg. Aluminiumoxid AI2O3 från Bayer-processen tillförs kontinuerligt. Anoderna utgörs av kclblock som hänger ned i smältan. Aluminiumoxiden sönderdelas varvid metalliskt aluminium bildas vid katoderna och syret oxiderar anodernas kol till kolmonoxid som förbränns till koldioxid. Smält aluminium på ugnens botten sugs ut och gjuts till göt eller

tackor. Vid gjutningen kan aluminiumskrot processpill, insamlad aluminium

inblandas. Göten bearbetas inför valsningen; de sågas och formas. Vid

valsning av aluminium användes varmvalsning 400-500°C som kan följas av

kallvalsning. På metallytan bildas en tunn oxidhinna som i sig är skör och ökar risken för aluminiumavsättning på valsarna. Vid valsningen används därför

Smörjmedel, valsolja, i recirkulerande system 3.

3.2. Materialbalans aluminium

Beräkningarna för aluminium utgår från flödesschemat i figur 3.1.

bauxit- E1 brytning

E2

E5 E4 E3 NaOH Ö-istensalt

Baver E8 E7 E6

anlålne

. kalksten 9

E10 E12 en

AnodtiII-. trpn verkning koks, beck Haii- Héroult-

E15 emktmlys xlilynjånd

qá-á-i ü E14 E13

ae Gjutning

i E25

Valsverk E17

E18 E24 E23

Vaisverk Tillverk-

ning av Å i

förpack- E19 E22 [ Omsmäit-

ning t rm] t

skrot ning

i i

Fyllning, E20 Avdrivdistribution, konsumtion

E26 trp E28

E29 E30 E31

Avfalls- trpn; D epom . E27 Deponi förbränning F 5 slagg aska

Figur 3.1. Födesschema aluminium

Följande scenarier beräknas

Aluminium till 100% framställt ur jungfruliga material, avfall till deponi Aluminium till 100% framställt ur jungfruliga material, avfall till förbränning 3. Aluminiumframställning med 75% materialåtervinning, avfall till deponi 4. Aluminiumframställning med 75% materialåtervinning,avfall till förbränning

De fall som beräknats med materialåtervinning fall 3 och 4 har utgått från

aluminiumburkarnas kretslopp då dryckesburkarna dominerar som aluminiumförpackning. Returgraden, 75%, är räknad efter konsumentled. Den motsvarar, i råvaruled hos förpackningstillverkaren, att 80% är sekundär aluminium, varav 60% kommer från insamlade förpackningar och 20% kommer från processkrot.

Beräkningar för materialbalansen utgår från följande förutsättningar Av den aluminium som omsmälts i Sverige valsas 75% i Sverige och - 25% utomlands 7. Fteturandelen vid valsning beror på hur tunn bandetfolien valsas. Här valsas aluminium från göt till band av motsvarande dryckesburkars

tjocklek 33-35 um vilket ger en retur till omsmältning mellan 25 och

30%. Här används 27%. Tunnare folie ger högre returandelar, tex valsning från band till folie ger enreturandel på 35% 11,13. Andelen processkrot hos förpackningstillverkaren är 20%. Siffran j

bygger på statistiken se föregående avsnitt. Spillet från tillverkningen

av dryckesburkar dominerar och upgår till 21%. 1 kg aluminium bildar vid förbränning 1,9 aluminiumoxid, AI2O3. -

Råvarubéhovet för att producera 1 primäraluminium är följande 1

ton Bayer-processen 4778 bauxit, 87,4 kalksten och 428,7 NaOH 50% ur 313,2 stensalt

vilket ger 1900 aluminiumoxid;

H-H-elektrolysen 1900 aluminiumoxid, 430 anod och

1a AIF3 ur 37,5 bauxit, 0,5 kalksten och 2,4

NaOH 50% ur 1,8 stensalt

3.3. Energibehov

Om inget har data för primär-produktion av aluminium tagits från annat anges den schweiziska rapporten från EMPA Herstellung von Aluminium

Ökologische Bilanz-Betrachtungen Aktualisierte Daten,1989.

- Den schweiziska utredningen har utgått från ett fall där brytningen av bauxit skeri Australien, hjålpkemikalierna kalk och lut kommer från Japan respektive USA, och att den renade aluminiumoxiden transporteras med båt från Australien till Holland och uppför Rhen och därefter med tåg till elektrolysanläggningen i Schweiz. Även andra brytningsorter ligger på stora avstånd från Europa, varför uppgifterna om transportenergier från den schweiziskautredningen kommer att användas.

E1 Brytning av bauxit 0,00792 MJekg bauxit 0,020 MJmkg bauxit; diesel

Transport bauxit till Bayer-anläggningen, tåg 0,00541 MJekg bauxit E2 av

E3 Brytning stensalt 0,338 MJekg och 0,236 MJmkg stensalt;diesel av Transport, lastbil 0,026 MJmkg stensalt

E4 Produktion av NaOH 50%, enligt diafragmaprocessen 5,400 MJekg NaOH 50% 4,293 MJmkg NaOH 50°; olja

E5 Transport NaOH till Bayer-anläggningen, från Mexikanska Golfen till av Australien, båt 2,205 MJmkg NaOH 50%

E6 Brytning kalksten 7,92 MJeton kalksten av . 20 MJmton kalksten; olja Transport, lastbil 38 MJmton kalksten

E7 Kalcinering av kalksten 1,755 MJmkg bränd kalk; olja

E8 Transport bränd kalk till Bayer-anläggningen, från Japan till av Australien, båt 630 MJmton bränd kalk

Bayer-process, extraktion av aluminiumoxid bauxit

ur 0,8389 MJekg aluminiumoxid 8,972 MJmkg aluminiumoxid; olja

Transport av aluminiumoxid till elektrolysanläggning, från Australien till Schweiz båt 2,520 MJmkg aluminiumoxid tåg 0,0371 MJekg aluminiumoxid

E11 Transport av råvaror till anodtillverkning; petroleumkoks från BRD, Burghausen, och stenkolstjärbeck från Tjeckoslovakien till anodtillverkning i Schweiz, därefter transport av sk gröna anoder till elektrolysanläggningen där kalcinering av anoderna sker. tåg 52,56 MJeton anod

E12 Tillverkning av anoder, bakning och kalcinering 0,886 MJekg anod 5,732 MJjhkg anod; olja Anodmaterialens energiinnehåll 32,7 MJjhkg anod

E13 Tillverkning av aluminiumfluorid

Bauxitutvinning i Jamaica, transport till Lünen, BRD, för framställning

av aluminiumhydrat, därefter transport till Helsingborg för framställning av aluminiumfluorid. 1 ton AlF3 ur 1530 bauxit, 100 stensalt, 28 kalksten och 857

HgslFe biprodukt från fosforutvinning

Processenergi 1,352 MJekg AlF3 15,588 MJmkg AIF3; olja

E14 Transporter, AIF3 1764 MJjhton AIF3; båt 128,8 MJeton AlF3; tåg

E15 HH-elektrolys 54 MJekg aluminium 3,8 MJmkg aluminum; olja

E16 Gjutning 0,299 MJekg göt 1,277 MJmkg göt; olja

E17 Valsverk sågning och bearbetning av göt, därefter valsning till band. Ju tunnare folien valsas desto högre elförbrukning. Typiska tjocklekar är för band, dryckesburk 33-35 um hushállstolie 10-12 pm ugnsfolie 18 pm laminat 5 -7 um Från göt till band 5,6 MJekg aluminiumband v . 0,6 MJmkg aluminiumband; gas

Från band till folie 6,3 MJekgaluminiumfolie

2,4 MJmkg aluminiumfolie; gas 11,13 I beräkningarna har räknats med valsning till band.

E18 Transport i utlandet valsad aluminium till törpackningstillverkare av lastbil från utlandet till Malmö PLM 900 km 9

processpill från förpackningstillverkare till omsmältning E19 Transport av

lastbil från Malmö PLM till Finspång GA Metall 500 km 9

E20 Transport insamlade förpackningar till återvinning

av Lastbil 93%, 240 km Järnväg 7%, 690 km 7

E21 Avdrivning 1,389 MJmkg aluminium; gas 13

E22 Omsmältning 2,628 MJekg 13

E23 Valsning Samma som E 17

E24 Transport valsad sekundäraluminium till förpackningstillverkare av

samma som E19

4 km 9 lastbil från Finspång till Malmö 500

E25 Transport omsmält aluminium för valsning utomlands

av Järnväg 1500 km 7

E26 Transport till deponi Lastbil 15 km

E27 Deponi Elenergi 0,186 kWhton 0,0007 MJekg Bränsle 0,83 dieselton 0,035 MJthkg

E28 Transport till avfallsförbränning

Lastbil 18 km

E29 Avfallsförbränning verkningsgrad 90% och aluminiums värmevärde 30,6 MJkg ett ger tillgodoräknande på 27,54 MJkg

E30 Transport av slagg och aska Lastbil, antag 10 km

E31 Deponi av slagg och aska Elenergi 0,186 kWhton 0,0007 MJekg Bränsle 0,83 dieselton 0,035 MJmkg

3.4. Emissioner

De processbetingade emissionerna följer enligt nedan. Emissioner från användning av fossila bränslen i de olika produktionsstegen och transporterna läggs på i form av emissionsfaktorer enligt tabell 2.2. Miljöeffekter i form av markutnyttjande för brytning mineraler och tänkbara av effekter på grundvatten beaktas inte. Rödslam från Bayer-processen deponeras i gamla dagbrott som övertäckes med jord och återplanteras. Det finns inga uppgifter om miljöproblem för dessa deponier.

E1 Brytning av bauxit Emissioner till luft Stoft 5,01gkg S02 0,025 gkg bauxit 2

E3 Stensalt Inga uppgifter om emissioner till luft Fast avfall 128 gkg stensalt 1

E4 Produktion av NaOH, diafragma-processen uppgifter från diafragma-processen. En annan metod Buwal använder klor-alkali-processen är en kvicksilverbaserad elektrolys. är som

Utsläpp till luft Buwal 2 Eka Nobel 4

0,47 mgkg 6,47 mgkg NaOH50%

klorgas kvicksilver ingen Hg 0,58 mgkg stoft i u i u HCl i 1,29 mgkg u

Till vatten Pb 2,3 mgkg i u Hg ingen Hg 2,33 pgkg Avfall MFA 23,54 gkg 0,631 gkg

l beräkningarna användes Buwals uppgifter.

E6 och E7 Brytning av kalksten och kalcinering Stoft 89,91 gkg kalksten Avfall 184 gkg kalksten 2

E9 Bayer Till luft stolt 97,9 gkg 8 i Till vatten BOD 0,792 gkg aluminiumoxid 1 COD 19,0 gkg aluminiumoxid Rödslam 1,75 kgkg aluminiumoxid

E12 Anodtillverkningen Emissioner till luft S02 0,751 gkg anod F- 0,1 gkg anod tjära 0,279 gkg anod Emissioner till vatten HF 0,00233 gkg anod tjära 0,00465 gkg anod Fast avfall 0,233 gkg anod 1

E13 Tillverkning av aluminiumfluorid Emission till luft HF 0,2 gkg AlFg 1

Elektrolys Det finns i princip två sorter elektrolysugnar. Den ena använder sig av förbakade anoder, d v s anodkolblock är separat tillverkade. Den som andra sonens ugnar är öppna och har kontinuerliga s k Söderbergsanoder. Petroleumkoks och stenkolstjärbeck blandas till en anodmassa som i ugnen omvandlas till ett anodkolblock. Ugnskonstruktionen med Söderbergsanoder medger inte lika god uppsamling av processgaserna som den med förbakade anoder. EMPAs emissionsdata håller samma storleksordning de från som aluminiumsmältverket medförbakade anoder Sundsvall 6,12. Emissioner till luft stoft 1,36 gkg aluminium

C02 1592 glkgiAl

NOx 3,014 gkg Al S02 7,70 gkg Al HF 0,25 gkg Al F 0,20 gkg Al Fast avfall 35 gkg Al; katodrester 2

E16 Gjutning Emissioner till luft HCl 0,050 gkg Al CI - 0,20 gkg Al 2

E17 och E23 Valsning Valsoljan är en vattenbaserad oljeemulsion del som ger en kolväteemissioner. Valsoljan recirkuleras och alstrar filteravfall. Emissioner till luft, HC 0,691 gkg 5 Fast avfall, kiselgur 5 g kg 10

E21 Avdrivning Emissioner till luft Stoft 1,58 mgkg HCl 53 mgkg S02 26 mgkg HF 6,7 mgkg PAH 0,79 ugkg klorbensen 6,1 ugkg

dioxin 1,1 ngkg klorfenol 0,13 tigkg 10

E22 Omsmäitning Emissioner till luft Stoft 1,33 mgkg HCl 6,21 mgkg S02 1,5 mgkg HF 0,07 mgkg 5

E29 Avfallsförbränning förbränning 1 kg aluminium bildas 1,9 kg aluminiumoxid Vid av Emissioner till luft 4,90 g NOxkg Al 0,76 g stoftkg AI Fast avfall 1899 g askakg AI

3.5. Resultat

Resultaten av beräkningarna visas i följande stapeldiagram. Siffertabeller över samtliga beräkningsresultat finns i bilaga

O,1xenergl th MJkg 0,1xelenergi MJkg

C02 kgkg CO gkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 26,68 10xHCl gkg 10xtot-F gkg Avfall kgkg Aska kgkg Rödslam kgkg

O 5 10 15 20 25 30

Figur 3.2. Mijöprofi aluminium -ingen återvinning, avfall till deponi

0,1xenergi th MJkg 0,1xelenergi MJkg

C02 kgkg CO gkg HC gkg NOx gkg 14,29 S02 gkg 15,84 10xHCl gkg 10xlot-F gkg Avfall kgkg Aska kgkg Rödslam kgkg I I l I I 0 5 10 15 20 25 30

Figur 3.3. Mijöprofi aluminium -ingen återvinning, avfall till förbränning

En jämförelse mellan deponering och förbränning efter engángsnvändning figur 3.2. och figur 3.3., visar att ca 77% av den insatta termiska processenergin kan återvinnas avfallsförbränning. Genom att förbränna genom aluminium i avfallsvärmeverk slipper man elda olja. Avdrag för emissioner från motsvarande oljeförbränning på att koldioxid-, koIväte-, kolmonoxidsyns och svaveidioxid-staplarna är mindre vid förbränning än vid deponering. En

0,1 xenergi th MJkg 0,1xeienergi MJkg

C02 kgkg CO gkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 10xHCI gkg 10xt0f-F gkg Avfall kgkg Aska kgkg Rödslam kgkg I I I I I 0 5 10 15 20 25 30

0,1xenergi th MJkg 0,1xeienergi MJkg

C02 kgkg CO gkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 10xHC| gkg 10xtot-F gkg Avfall kgkg Aska kgkg Rödslam kgkg 10 15 20 25 30

Figur 3.5. Miljöprofi aluminium 75% återvinning, avfall till deponi -

liten ökning av kväveoxidutsläppen fås vid avfallsförbränning beroende på att utsläppen av kväveoxider är större vid avfallsförbränning än för motsvarande oljeförbränning.

Avfallet i deponeringsfallet återfinns aska i förbränningsfallet. som Anledningen till att mängden aska är större än mängden avfall beror på att vid förbränning av 1 kg aluminium bildas 1,9 aluminiumoxid.

Största andelen el- och bränsleförbrukning sker vid produktionen primär av aluminium; termisk energi vid Bayer-processen och elektricitet vid elektrolysen. Stora utsläpp av svaveldioxid och koldioxid härrör från användningen av kolelektroder i elektrolysen.

Vid en jämförelse mellan engångsanvändning figurerna 3.2. och 3.3. och återvinning figurerna 3.4. och 3.5. syns en tydlig minskning energibehov av och utsläpp som är relaterade till primärproduktionen aluminium. Utsläpp av relaterade till återvinningsprocessen ökar däremot med återvlnningsgraden. Detta gäller exempelvis utsläpp av HCl och klorider från avdrivningen och omsmältningen.

I figurerna 3.6. och 3.7. visas hur stor del miljöbelastningen beror på av som transporter vid engängsanvändning samt vid återvinning, följda av deponering. En liten andel av bränslebehovet för transportändamål slår igenom som en större andel på emissionssidan. I engángsfallet står transporterna för knappt 20% av det totala bränslebehovet, medan transporternas andel av svaveldioxid- och kväveoxidutsläpp ligger kring 30%. En stor del av transportemissionerna i engångsfallet beror på de långa båttransporterna av aluminiumoxid från råvarulandet Australien, Guinea, Jamaica till Europa där elektrolysen sker. l átervinningsfallet utgör transportenergin drygt 20%. Mängden båttransporter är visserligen mindre i återvinningsfallet, men i stället har mängden lastbilstransporter aluminium av

till och från átervinningsanläggningen ökat. Energibehovet och emissionerna

från transporterna vid återvinning ändå mindre än vid engångsanvändning

eftersom ökningen av Iastbilstransporterna kompenseras väl de minskade

av båttransporterna.

0,1xenergi th MJkg 0,1xeIenergi MJkg

C02 kgkg CO gkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 1 OxHCl gkg 10xt0t-F gkg Avfall kgkg Aska kgkg Rödslam kgkg

-ingen återvinning, avfall till deponi. Figur 3.6. Miljöprofil aluminium

på transporter vit del stapel och övrigt svart

uppdelat av

0,1xenergi th MJkg 0,1xeIenergi MJkg

C02 kgkg CO gkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 10xHCl gkg 10xtot-F gkg Avfall kgkg Aska kgkg Rödslam kgkg

återvinning, avfall tiI deponi.

Figur 3.7. MiIjöprofialuminium - 75%

Uppdelat på transporter vit del av stapel och övrigt svart

i i i 1

Referenser

l Fecker HersteIIung von Aluminium Ökologische Bilanz-

Betrachtungen Aktualisierte Daten, Eidgenössische - Materialprüfungs- und Forschungsanstalt EMPA, februari 1989, St Gallen

Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft BUWAL Oekobilanz von Packstoffen Stand 1990, februari 1991, Bern

Encyclopedia of Physical Science and Technology, vol 1987, Academic Press

Eka Nobel, Miljörapport 1990, Bohus

Gränges Finspong Aluminium, Miljörapport 1990, Finspång

GA Metall AB, Miljörapport enligt miljöskyddslagen 1990, Sundsvall

T Lindqvist, Jämförande energianalys av dryckesförpackningar, TEM,

Lunds universitet, 1987

OCL Mekel, G Huppes Environmental effects of different package systems for fresh milk, CML nr 70, Centrum voor milieukunde, Ftijksuniversiteit, Leiden, september 1990

Gustav Sundström Energiförbrukning och miljöbelastning för

distributionssystem för och läsk i Sverige, Miljöbalans AB, mars 1990, Malmö

10. Måns P Lundholm och Gustav Sundström Tetra Brik aseptic Environmental Profile, Miljöbalans AB, 1985, Malmö

11. Aluminium ur energi- och miljösynpunkt, Aluminiumteknik, Gränges AB,1991, Finspång

Muntlig kontakt 12. Göran Dölling, GA Metall AB, Sundsvall 13. Lage Knutsson, Gränges Aluminium, Finspång 14. Täby kommun

4a. STÅLPLÅT

4.1. Teknisk beskrivning

Efter att järnmalmen brutits skall den förädlas och reduceras. Malmen anrikas genom krossning, malning och magnetseparering, varvid gråsten avskiljs. Därefter sintras den anrikade malmen genom uppvärmning 1200-1300 °C till kulsinter och sinterfines. l reduceras den förädlade malmen masugnen med koks som reduktionsmedel. Också kalk tillsätts i masugnen.

Koks framställs i ett koksverk från kol, som importeras till Sverige. l koksverket bildas tjära, beck och koksgas. Koksgasen innehåller a bensen, varför rábensen är biprodukt. Även svavel eller ammoniumsulfat biprodukt. en en Gasen som bildas i masugnen förbränns. l masugnen bildas också en restprodukt, slagg. Rájärnet från masugnen smälts i ett stálverk, där legeringsmetaller, kalk mm tillsätts. Det producerade rästålet gjuts till tackor eller stränggjuts för att sedan varmvalsas. Efter varmvalsning valsas det ännu tunnare genom kallvalsning. Om plåten skall vara förtennad beläggs den med ett tunnt tennskikt. Detta görs i Sverige. För tillverkning av konservburkar, dryckesburkar mm skall plåten vara mycket tunn, tunnast några tiondels som millimeter. Större plátfat, kemikalieburkar m m är något tjockare.

Återvinning av plåtförpackningar har förekommit i lägre skala, görs

en men inte längre, p g a att det är lågvärdigt skrot och att tennet skapar problem i elektrostålverket. Tenn har en smältpunkt på 231 ,9°C och kokpunkt på 2260- 2270°C. Temperaturen i smältan i elektrostålverket är ca 1600°C, varför tennet kan skapa problem om det inte avlägsnats från järnet i tillräckligt stor utsträckning. En liten andel tenn i det ingående skrotet kan tolereras.

Tennet kan avlägsnas mekaniskt eftert ex en avfallsförbränning. Det kan också smältas bort eller avlägsnas med kemiska metoder.

4.2 Materialbalans

Beräkningarna utgår från materialflödet i figur 4.1. Materialflödena redovisas i bilaga 6. Beräkningarna gäller både förtennade förpackningar och stålplåtsförpackningar utan tenn. De gäller förpackningar där lock och botten består av samma material som burkkropparna.

För stålplåt har el- och bränsleförbrukning samt emissioner för följande scenarier beräknats

Ingen återvinning, 100% av avfallet till deponi 2. 70% återvinning, 100% av avfallet till deponi

l fall 2 är återvinningsgraden 70%. Detta innebär att 70% av de använda förpackningarna återförs till smältugnar till elektrostålverk, sk sekundära stålverk. Då det blir ett visst spill efter det att skrotet har samlats kommer konsumentens återvinningsgrad att bli något högre, ca 71%. Detta skrot utgör då ca 54% av vikten av det producerade råstålet som valsas och används till förpackningstillverkning. Trots en relativt hög insamlingsgrad behövs alltså nästan lika mycket råvara från annat håll. Den i beräkningarna använda återvinningsgraden är hög, jämfört med dagens läge i Sverige, då inget system finns för insamling av plåtburkar.

stålverket. Denna

En viss andel externt skrot tillsätts i det malmbaserade andel är ca 16 viktprocent av det producerade stålet i det primära stålverket.

I tidigare studier har man räknat på exempel där upp till 100% av råvaran är skrot 1,2,3. Skrotet hari en studie 2 varit gamla burkar medan det i en annan 3 har varit mestadels produktionsskrot 95% och en mindre del externt skrot 5°.

Stålplåt för förpackningsändamål har en låg halt av legeringsmetaller. Någon exakt uppgift om legeringsgrad har inte gått att få fram. El- och bränsleförbrukningen vid brytning, förädling och transport av legeringsmetallerna är inte inkluderade. Däremot är halten av tenn angiven i många källor, och därför är tennförädlingen medtagen i beräkningarna för den förtennade plåten.

lirytning; E] malm ---.ruvavfullv av Ä AO

f A

Krossning E M 1 a mg Transport Brylngng

av kol av LOl A1 [32

Transport Knksvcrk U7 Avfall

G TM 15

llrylning av Produktion E3 Gas. legcrings- E4 E5 S"H [31 av metaller Rábcnzol förädling - B p c m5 Ammoniulnsulfat Transport

En

x

86 Beredning rd-Div skml

Brytning av _ dá--Slagg

kalksten -a U8 Masu 8 -D F3 Transport E7 C1 Tenn Bs [m

i Rájäm Eventuellt

E3

L 1- vterånilg,

r

E8

Avsvavln. Ljufllzáge-

sma ugn ere mng - Lnstálv. N E25

l

D11 i D Rástäl . 1 E24

[20 slagg E9 Stranggjut. .. . D] Avhn

i D TYP Beredning

Em Å

Varmvalsvp E31 r

D2 Stränggjut.

Ei

D T c m E E

Varmvalsv. Skrot ç E27 131 E12 K.allvals-

V

l

mus Transport ; Elunnplát l E28 E13 Trans rt

E14 V m .Fcnn-,.fram- .

E Eventuellt n l

ställning E14 lörlenning

ç F StálplátBluxkplál

m5 Transpon

+

1-120 Ey Tillv.avlr- H E16 lncklillv packning, Trans m . __ Trp,l7ylln., E22 M LB a Distr., Kons. F23 Pressning . H .

Går.

fragmcn- -Pl Transport

H tcring

U7 Lá--çynl lmnsporl .-f.\ll

a

mätercs..

Råvarubehovet för att producera ett ton rájärn är 1 850 råmalm 12 450 koks 1 ,13 190 kalksten 1

Råvarubehovet för att producera ett ton råstål är legeringsmetaller är medtagna 1 863 rájärn 162 skrot 80 kalksten

För förtennad plåt behövs dessutom ca 4 g tennkg bleckplát.

4.3 Energibehov

l de fall uppgifter om den svenska produktionen har gått att få fram har dessa använts. l övriga fall har främst använts uppgifter från Buwal 1, då de är uppdelade på de olika processerna.

Mauch 2 delar inte upp energin i elenergi och bränsleenergi, varför de uppgifterna inte använts. l Nygaard och Nord 3 är energin uppdelad på termisk energi och el, men summerad över flera processteg. Nedan de anges uppgifter som har använts samt källorna till dessa. För jömförelsens skull är även andra uppgifter citerade. l bilaga 6 finns energianvändningen uppdelad i de olika processerna och beräknad för de olika fallen.

E1 och E2 Brytning av malm, transporter och en första förädling krossning, malning och separering av malmen nära gruvan Enligt LKAB i Kiruna 12 är energibehovet för nermalningen av malmen 15-20 kWhton malm, eller 0,063 MJkg malm. Detta inkluderar inte brytning, transporter mm. Enligt 1 används gas, och olja. Enligt 12 används el, olja och dieselolja. Vi har använt uppgifterna i 1, men förutsatt att det är olja och diesel som används i stället för och olja gas

0,4430 MJmkg lörädl. malm; olja 0,074 MJmkg förädl. malm; diesel 0,1116 MJekg förädl. malm

E3 Brytning av kalksten och förädling

0,577 MJekg kalk 0,033 MJmkg kalk; olja 0,007 MJmkg; kol g 0,008 MJmkg; gas 1 T E4 Koksframställning Da SSAB inte har separata uppgifter pá el- och bränsleförbrukningen vid koksverket har Buwals 1 uppgifter använts, med den ändringen att olja används i stället för naturgas

2,10 MJthkg koks; olja

0,18 MJekg koks

E5 Sinterverk 4 . . Uppgifter enligt LKAB 12 har använts. Som jämförelse redovisas även BUWALs värden. - LKAB 12 BUWAL 1 0,274 MJekg sinter 0,108 MJekg sinter 0,174 MJjhkg sinter; olja 0,074 MJmkg sinter; kol 2,1 MJmkg sinter; kol

E6 Transport av sinter Järnväg 340 km Kiruna-Luleå

E7 Masugn De olika källorna anger mycket lika uppgifter pá bränsleförbrukningen. Enligt Mauch 2 motsvarar koksförbrukningen 13,59 MJmkg bleckplát och elförbrukningen 0,169 MJekg bleckplát. Enligt uppgifter på svenska stálverk från Naturvårdsverket 13 motsvarar förbrukningen av koks 12,6 MJmkg stål.

Här användes 1 o,432o MJekg rájäm

12,6 MJmkg rájäm; koks

Stálverk

l stálverket förbrukas samtidigt som det bildas en gas som man kan utvinna termisk energi ur. 0,6 MJmkg råstål; gas - 0,432 MJekg rástál 1

E9 Stränggjutning 0,1008 MJekg stål 0,1430 MJmkg stål; kol 1

Som en jämförelse anger Nygaard och Nord 3 att E7+E8+E9 är 21,31 MJkg stålbalk, olja och koks 1,26 MJkg stälbalk,

E10 Varmvalsning 0,3024 MJekg stål 0,760 MJmkg stål; olja 0,700 MJmkg stål; kol 1

E11 Transport av varmvalsad plåt Antag att plåten transporteras från Luleå till Borlänge för kallvalsning. Järnväg 826 km

E12 Kallvalsning 0,720 MJekg stål 1 1,54 MJthkg stål; olja 14

Enligt SSAB Tunnplåt 14 är den totala siffran för E7, E8, E9, E10 och E12 El 550 kWhton valsade band 1 ,98 MJekg. Bränsle kol, olja och gasol 5 350 kWhton valsade band 19,3 MJmkg.

Totalt ligger BUWALs 1 uppgifter pä samma nivå som SSABs för elförbrukningen, men lägre än SSABs för bränsleförbrukningen. Båda källorna anger koks som energikälla i masugnen samt olja och kol som främsta bränslen i övngt.

i Enligt 3 blir de totala värdena E8, E9, E10 och E12 följande El 1,85 MJekg stálbalk Bränsle olja och koks 24,08 MJmkg stålbalk

E13 Transport av tunnplåt till förtenning Antag att transporten sker från Borlänge till Bergen. Lastbil, fjärrtransport 540 km

E14 Förtenning Förtenning görs i a Norge, Tyskland och Frankrike. l beräkningarna används Buwals 1 uppgifter 0,468 MJekg bleckplåt 0,359 MJmkg bleckplát; gas 0,391 MJmkg bleckplåt; olja

Enligt Mauch 2 är primärenergianvändningen vid elektrolytisk

förtenning 2,120 MJeqkg bleckplát

. E14 Förädling

av tenn

35 MJmkg tenn; kol 30 MJmkg tenn; olja 1

Om mängden tenn uppgår till 4,8 g tennkg förpackning blir bränslebehovet därmed 0,312 MJmkg förpackning.

Enligt Mauch 2 är el- och bränsleförbrukningen vid framställningen av tenn för förtenning av plåt 0,261 MJkg bleckplát.

E15 Transport av plåt till förpackningstillverkare För stálplât Lastbil, fjärrtransport 250 km å För förtennad plåt Lastbil, fjärrtransport 540 km . E17 Transport av avfall till deponi Lastbil närdistribution 15 km

E18 Deponi 0,0007 MJekg 0,0035 MJmkg; diesel 9

Skrotberedning; pressning och fragmentering El- och bränsleförbrukningen beror på vilken process som väljs. Antagligen är det svårt att realisera en källsortering där fraktionen är så ren att ingen förbehandling före smältverket behövs. Buwal 1 har antagit att gas, olja och en liten andel används. Här har räknat med en något mindre andel gas och större andel olja 0,28 MJjhkg behandlad skrot; olja 0,24 MJmkg behandlad skrot; gas Elanvändningen har satts till samma som i 1 0,1584 MJekg behandlat skrot

E23 Insamling av förpackning till skrotberedning Antag lastbil närdistribution 15 km

E23 Transport av behandlat skrot till återvinning Antag fjärrtranssport lastbil 250 km

E24 Avten ning 0,233 MJekg tenn 0,60 MJjhkg tenn; olja 1

E25 Ljusbågesmältugn Här används i elektrolysen mm. Vi har inte räknat med att fossila bränslen används, vilket man heller inte hari 1. 1,9439 MJekg stål 1

Vid ett svenskt smältverk 10 används även olja motsvarande ca 1 MJkg valsad plåt. Enligt 13 är E25 1,8 MJekg stål. Enligt 13 är energianvändningen ca 10 gånger större då man använder malm än när man använder skrot som råvara, vid produktion av stålplåt.

E26 Stränggjutning av átervunnet stål Samma som E9

E27 Varmvalsning av återvunnet stål Samma som E10

E28 Transport av varmvalsat stål till kallvalsning

Lastbil fjärrtransport 40 km

E29 Lacktillverkning Mängden lack uppgår till 17,1 gkg förpackning för ölburkar av förtennad plåt 4. Detta värde används, samt den angivna uppgiften på elförbrukning 0,2164 MJekg lack 4

E30 Transport av processkrot från förpackningstillverkaren till smältugnsanläggningen Lastbil fjärrtransport 250 km

E31 Transport av processkrot från stränggjutning och varmvalsning Här har antagit att processkrotet från stränggjutning och varmvalsning transporteras till det sekundära smältverket. Därmed blir avståndet längre än om det hade tagits till det primära smältverket. Om man hade räknat med det hade detta emellertid inte påverkat resultatet märkbart. Vi har antagit följande transport Järnväg 826 km

E32 Transport av processkrot från kallvalsningen till smältugnsanläggningen Lastbil fjärrtransport 40 km

4.4 Emissioner

Emissioner från förbränning av fossila bränslen i produktionsstegen samt från transporter läggs pä i form av emissionsfaktorer enligt tabell 2.2. l de fall har använt andra värden har angivit dem nedan. De olika processemissionerna som inte kan härledas frän bränslen följer enligt nedan.

E1 och E2 Brytning och förädling av malm Brytning och anrikning ger ett gruvavfall pä ca 0,33 kgkg anrikad malm gråsten ingår.

Emissioner till vatten kommer med vatten från länspumpningen av

gruvorna och med processvatten från anrikningsverken. Med både

länsvattnet och processvattnet följer en del metaller, men har inte uppgifter på hur stora emissionerna är. Länsvattnet samlas i de flesta fall i magasin, vilket fördröjer ocheller minskar utsläppen till omgivningen.

E4 Koksverk Stoft Enligt 5 år emissionerna 0,46 gkg koks. Enligt 13 är emissionerna genomsnitt vid svensk koksframställning 0,3 gkg stål, dvs ca 0,75 gkg koks. Från bränslen har antagit att olja används kommer 0,158 gkg koks. Vi har därför använt siffran 0,25 g stoftkg koks för emissionerna från kokstillverkningen, efter att emissionen från oljeförbränningen är fråndragen.

S02 Enligt 5 kommer ca 0,47 gkg koks från kokstillverkningen. Därutöver kommer 2,00 gkg koks från oljeförbränning. Enligt 13 är emissionerna 0,6 gkg stål, dvs 1,5 gkg koks. Vi använder siffran 0,5 gkg koks samt 2,00 gkg koks från oljeförbränning.

NOX l 5 har man räknat ut emissioner med utgångspunkt av mätningar av

NOx-utsläppen med koksgasen och genom att NOx-bildningen är känd vid förbränning av den använda oljan. Man har där använt följande emissionsfaktorer för NOx-utsläppen från förbränningen av oljan 7,8 NOX m3 olja 0,2 g NOxMJ för från ångcentralen 32,0 NOX m3 gasen gas. för NOX-utsläppen från koksbatteriet 5,9 NOX h

Totalt blir det 0,134 gkg koks. Vi har här räknat med att oljeförbränningen ger 0,32 gkg koks 0,15 g NOxMJ, enligt emissionsfaktorerna för olja. Då de totala NOx-utsläppen enligt 5 är ännu lägre, har antagit att de totala NOX-utsläppen från koksverket är 0,32 gkg koks.

Vatten Från koksverket är emissionerna till vatten av fenol och ammonium-

kväve enligt 5 0,004mgl totalt 60 kgår respektive 0,87 mgl totalt

12,6 tonår. Detta inkluderar överskottsvatten från verksamheter i

och stålverk på SSAB samt från två närliggande industrier. masugnar Utsläppen kan därför inte härledas till en enskild process eller ens produktionskedja, varför inte tar med dessa värden i miljöprofilerna. I utgående vatten finns metaller, t ex koppar med en medelhalt samma av 0,15 mgl.

E5 Sinterverk Stoft Enligt 5 är stoftemissionerna totalt 5,31 g stoftkg sinter. Detta är en högre siffra än 0,5 gkg stål som 13 har angivit som ett medeltal för sinterverk. Vi har använt den lägsta siffran, dvs Naturvårdsverkets medelvärde på 0,5 gkg stål eller 0,4 gkg sinter.

S02 Enligt 13 är emissionerna i medeltal 2 gkg stål eller 1,6 gkg sinter. Om drar bort utsläppen för bränslen 0,096 gkg sinter blir procesman semissionerna ca 1,5 gkg sinter.

NOX Enligt 13 är emissionerna ca 0,3 gkg stål, dvs 0,24 gkg sinter.

E7 Masugn Stoft Emissionerna enligt 5 är 0,03 gkg råjärn i den ena masugnen och 0,29 gkg råjärn i den andra. Enligt 13 är emissionerna 0,1 gkg stål. Om räknar med den emissionsfaktor för kol som är angiven i tabell man 2.2 är stoftemlssionerna 0,16 gkg râjärn. Detta blir också ett ungefärligt medelvärde för utsläppen från de två ugnarna i 5. Vi använder detta värde.

S02 Enligt 5 är emissionerna från masugnsgasen och förbränning av koksgas i den ena masugnen 34,9 ton och i den andra 92,9 ton. Detta innebär 0,061 respektive 0,089 gkg râjärn. Enligt 13 är emissionerna 0,0005 gkg stål. Från koksförbränningen kommer ca 4,8 gkg råjärn enligt emissionsfaktorerna i tabell 2.2. vilket använts. Eventuellt skulle , det vara motiverat att använda ett lägre värde, eftersom beräkningarna av SSAB 5 gav betydligt lägre vården på S02-utsläppen

C02 Enligt 13 är emissionerna 2 kgkg stål. Vid koksförbränningen bildas 1,15 gkg enligt emissionsfaktorn i tabell 2.2. Då den grundar sig på kolinnehállet i bränslet bör den vara relevant, och har använt den här.

NOX Enligt 5 är emissionerna 0,018 gkg räjärn. Enligt våra emissionstaktorer är emissionerna 1,89 g NOxkg råjärn. Detta värde används här. Även här kan det finnas anledning att sänka värdet, då utsläppen enligt 5 är betydligt lägre.

Avfall De olika uppgifterna varierar. Enligt 5 bildas slagg till en mängd av 0,141 kgkg råjärn, men enligt 1 bildas så mycket som 0,478 kgkg rájärn. Vi har använt oss av 1.

E8 Stålverk Stoft Enligt 5 är emissionerna 0,1 gkg stål. Enligt 13 är emissionerna 0,3 gkg stål. Enligt 1 är emissionerna 0,237 gkg bleckplåt. Vi använder här det lägsta värdet enligt 5. Stoftet innehåller metaller, a 4 mg Pbkg stål, 6 mg Znkg stål och 40 mg Cdkg stål enligt 13.

S02 Enligt 5 är emissionerna från finverksugnen 0,008 gkg stål. Detta härstammar från eldningsoljan som förbränns. l och med att har använt 1 för el- och bränsleanvändningen vid stålverket har här som i 1 antagit att det inte blir några emissioner av svavel.

NOX Enligt 5 är emissionerna från finverksugnen 8,9 mgkg stål. Enligt 1 kommer inga NOx-utsläpp härifrån. Vi räknar här med den emissionsfaktor som har lagt på all förbränning, nämligen 0,15 gMJ. Detta ger

ett utsläpp med gasen ur vilken har antagit att man utvinner termisk energi ur på 0,090 gkg stål.

Vatten Olja Enligt 5 är det totala utsläppet av olja räknat på SSAB Tunnplåts produktion 0,0058 gkg stål. Här ingår dock emissioner från masugnarna samt från två närliggande verksamheter. Vi har använt siffran 0,005 gkg stål, vilket eventuellt är ett för högt värde.

Avfall Enligt 5 bildas 0,0797 slaggkg rástål. Enligt 1 bildas 0,0816 kgkg rástäl. Vi har använt 1.

E9, E26 Stränggjutning

l1 har man inte uppgifter på några utsläpp till luft vid gjutningen. l 5

är emissioner från stränggjutning endast specifierad för stoft.

Stoft Enligt 5 är emissionerna av stoft 0,05 gkg stål. Då enligt 1 har antagit att kol används som bränsle, skulle emissionerna från bränsle bli 0,0019 gkg stål, med användning av emissionsfaktorn i tabell 2.2. Här har använt detta värde, då det är oklart varifrån stoftemissionerna enligt 5 härstammar från.

E10, E27 Varmvalsning Enligt 1 får emissioner av kolväten till luft, 0,412 gkg bleckplät, man vid varmvalsning. Här har endast räknat med de emissioner som förbränning bränslena kol och olja ger enligt emissionsfaktorerna i av tabell 2.2.

E12 Kallvalsning Enligt 1 får även här emissioner av kolväten till luft, 0,398 gkg man

bleckplåt. Enligt SSAB Luleå, Årsrapport över den yttre miljön 1986,

behövdes valsolja till en mängd av 0,35 gkg plåt. Även här har endast räknat med de emissioner som förbränning av bränslena kol och olja ger enligt emissionsfaktorerna i tabell 2.2.

E22 Skrotbearbetning Vi -har inga siffror på stoftemissioner härifrån, varför endast har med emissioner från bränslen enligt emissionsfaktorerna i tabell 2.2.

Avfall Här får ett avfall. Vi har inte funnit någon uppgift på hur stor andel man som gär att återanvända av plåtburksskrot. Vi har därför antagit att man får 10 avfallkg separerat och bearbetat burkskrot som går till g smältning.

E25 Skrotsmältning

Stolt Emissionerna stoft ligger enligt t 3 på verk med effektivt filter på 0,1

av gkg stål eller lägre. Villkor för elektrostálverken är 0,3 kgton stål om 1989 11. Vi har använt värdet 0,1 gkg. Stoftet innehåller låga halter

av metaller, a zink, bly, kadmium och kvicksilver. Ungefärliga emis-

sioner med stoftet är enligt 13 Zn 70 mgkg stål, Pb 5 mgkg stal, Cd 50 ugkg stål och Hg 200 ugkg stål.

NOx Enligt 13 0,3 gkg stål.

Vatten ° . Enligt 10 var emissionerna från ett smältverk under 1985 suspenderade ämnen 0,0037 gkg stål olja 0,0014 gkg stål Vi har använt detta värde 0,001 gkg pá emissionen av olja.

4.5 Resultat l

l

Figurerna 4.2-4.5 visar stapeldiagram över el- och bränsleanvändningen och emissionerna för stålplåt och förtennad plåt vid engångsanvändning l respektive 70% återvinning. Diagrammen l har samma skala, varför de går att l jämföra sinsemellan. Beräkningarna visar att bränsleförbrukningen blir betydligt mindre med 70% återvinning än vid engångsanvändning, främst p g a att man behöver bryta och reducera en mindre mängd malm. Detta är också den viktigaste orsaken till att emissionerna är lägre vid återvinning. Elförbrukningen är något högre vid återvinning jämfört med engångsanvändning, främst den använder vid

pga som man

elektrostälverken. Utsläppen av S02, NOx, CO, C02, stoft och aska skiljer tydligt mellan de två fallen päså vis att de är lägre vid återvinning än utan. Det skiljer inte lika mycket när det gäller utsläppen av kolväten, främst beroende de jämförelsevis höga utsläppen från de dieseldrivna transporterna.

X 16,52 5 energi th MJkg el MJkg C02 kgkg CO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg olja aq mgkg avfall hushåll kgkg avfall industri kgkg aska gkg 18 20

Figur 4.2. Miljöprofi stáIpát, ingen återvinning

energi th MJkg 9,21 MJkg C02 kgkg i CO gkg HC gkg stolt gkg NOx gkg S02 gkg olja aq mgkg avfall hushåll kgkg avfall industri kgkg aska gkg

Figur 4.3. Miljöprofi ståplåt, 70% återvinning

u a

energi MJkg MJkg C02 kgkg CO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg olja aq mgkg avfall hushåll kgkg avfall industri kgkg aska gkg

Figur 4.4. Miljöprofil förtennad ståplåt, ingen återvinning

energi th MJkg 11,39 MJkg C02 kgkg CO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg

olja aq mgkg

avfall hushåll kgkg avfall industri kgkg aska gkg

12 14 16 18 20

Figur 4.5. Mijöprofil förtennad ståplåt, 70% återvinning

Referenser

Oekobiianz von Packstoffen, Stand 1990. Schriftenreihe Umvelt Nr 132, BUWAL, Bern 1991.

2. Mauch, W, Kumulierter spezifischer Energieverbrauch von Getränkedosen. AbfallwirtschaftsJournai, 212 1990.

3. Nygaard, J och Nord, Energy input analyses the pulp and paper industry. STU Information, No 410. 1984.

Reisener, Vest, Krüger, Aluminium und WeiBbIechgetränkedosen im Materiaikreislauf. Metall 44 9, 1989.

5. SSAB Tunnplåt AB, Luleå. Miljörapport 1989.

Mekei, O C L och Huppes, G, Environmental effects of different package systems for fresh milk. CML-Mededelingen nummer 70. Centrum vor Milieukunde, Rijksuniversiteit Leiden 1990.

Bekkevoid, Halmø, T och Heie, A, Embai|asje drikkevarer- miljøog resursmessige forho|d. Statens Forurensningstilsyn, Dokument nr 9002. Norge 1990.

Chalmers Industriteknik, Electrolux-PADD. Resurs- och avfallssnála förpackningar. 1990.

9. Sundström, G, Energiförbrukning och miljöbelastning för distributionssystem för och läsk i Sverige. Miljöbalans Gustav Sundström AB 1990.

10. Koncessionstilistánd Smedjebacken, 1986-02-07.

11. Lindblad, Elektrostålverken och miljön. Stiftelsen Reforsk, Fall nr 33. 1989.

Muntlig kontakt 12. Rolf Öhrn, LKAB Kiruna.

13. André Ulmgren, enheten för metallindustri, industritekniska

avdelningen, Statens Naturvárdsverk. 14. Göran Andersson; SSAB.

5. GLAS

5.1. Teknisk beskrivning

Glas tillverkas huvudsakligen av råvarorna sand, kalk och soda, som smälts vid 1500-1600°C. Processen är kontinuerlig och råvarorna tillförs fortlöpande, liksom det färdiga glaset tas ut kontinuerligt och klipps i bitar lämpliga för den produkt som sedan formas i glasmaskinen.

Glasförpackningar kan återfyllas; något som sker i stor omfattning för dryckesförpackningar för öl, läsk, vin och sprit. Glas kan också återvinnas som krossglas, smälts Härvid kan ofärgat glas endast framställas ur som om. ofärgat krossglas, medan färgat glas kan framställas ur färgseparerad råvara.

1991 väntas konsumtionen av förpackningsglas uppgå till 150.000 ton. 40.000 ton härav utgörs av importerade fyllda förpackningar 4. 1990 samlades 50.000 ton krossglas från kommuner samt 17.600 ton från ca industrin 5. 1991 väntas insamlingsvolymen bli 60.000 ton 4.

Mer än 200 kommunerhar glasinsamling, men bara ca 40 har färgseparerad insamling 5. Detta, tillsammans med betydande import företrädelsevis av färgat glas, gör att det finns ett överskott av färgat krossglas. Ytterligare ofärgat

krossglas skulle kunna återvinnas.

i 5.2. Materialbalans å t, i Beräkningarna för glas utgår från födesschemat i figur 5.1.

Följande scenarier beräknas Glas tillverkat till 100% av jungfruliga råvaror, avfall till deponi. 70% materialåtervinning, avfall till deponi 97% återanvändningtso tripper, glaset tillverkat av jungfruliga råvararor

Det är inte meningsfullt att beräkna ett scenario där glas går till avfallsförbränning, eftersom glas inte har något värmevärde.

Brytning Brytning Brytning Solvey Portland Brytning Framst Sand kalk Fältspat soda soda dolomit Na2S04 å + +

Et 53+ E5 E7 59+ E11 E12

TWNSPOT Transport Transport Transport Transport Transport Transport

E2 E4 E6 E8 E10 E12 E14

ET IH

. ___ Småltförlust, 002 E15 Glasbruk

1 + Framställn E19 E16 Transport

Krossning Fyllning E21 E18 Rensning Disk Distribution + L--

f

Konsument Avlopp

F Transport E17 Transport E20

E22 Transport

J

E23 Deponi

Figur 5.1. Flödesschema glas

Följande sammansättning av glasråvaror utnyttjas i beräkningarna. Rävarusammansättningen gäller för PLM i Limmared, som tillverkar både vitt och brunt glas 3. kgton smält glas

Förlusterna utgörs smältförluster, i form av koldioxid från kalk och soda, av vattenavgång från sand och krossglas 5° fukthalt i sand, 1-2°o samt av fukthalt i krossglas 6.

Sodan utgörs både natursoda från USA och av Solvey soda. Här antas att av lika andelar Solvey soda och natursoda används.

Till disk glas åtgår 7 liter 50% sodalösning per 1000 flaskor 33 cl, 305 g.

av Lösningens densitet är 16,53 kgliter. Detta ger förbrukningen 0,0176 kg

sodakg glas 1.

Som fast avfall betecknas använt förpackningsmaterial som deponeras.

5.3. Energibehov

Vid beräkningen energibehov för glas har följande förutsättningar använts. av För beteckningar fig 5.1. Energibehovet för transporter beräknas enligt se avsnitt 2.3.

E1 Brytning av sand Elenergi 18-20 kWhton 00684 MJkg 1.

E2 Transport av sand Järnväg 200 km till Limmared 1.

Brytning av kalk

Fossilbränsle 132 MJton 0,132 MJkg, antag diesel

Elenergi 22 kWhton 0,0792 MJkg 1.

Transport

av kalk

Järnväg 110 km Sjötransport 240 km 1.

Brytning av fältspat Sättes till Fossilbränsle 132 MJton 0,132 MJkg, antag diesel Elenergi 22 kWhton 0,0792 MJkg

Transport av fältspat Järnväg 110 km Sjötransport 280 km Lastbil 10 km 1.

E7 Framställning av Solvey soda Elenergi 1671 kWhton soda 6.02 MJkg soda Olja 106 lton soda 4,060 MJkg soda 1.

Es Transport Solvey soda Järnväg 110 km Sjötransport 1090 km . Lastbil 40 km 1 .

E9 Brytning av Portland soda Satt till 5 kWhton 0,018 MJkg 1 , antag diesel.

E1 o Transport av Portland soda Järnväg 110 km Sjötransport 15740 km A Transport till utskeppnlng, 1005 miles 1617 km 1, antag lastbil.

E11 Brytning av dolomit Fossilbränsle 634 MJton 0,634 MJkg, antag diesel. Elenergi 27 kWhton 0,0972 MJkg 1.

E12 Transport av dolomit Sättes till 200 km järnväg

E13 Framställning av natriumsulfat Elenergi 80 kWhton 0,288 MJkg Fossilbränsle 395 MJton 0,395 MJkg, antag olja 1 .

E14 Transport av natriumsultat Sättes till 200 km järnväg

E15 Glasbruk. För smältning av glasmassan fordras olja+el uppgående tilll 1050- 1150 kcalton smält glas, beroende på kapacitetsutnyttjande. Härav

utgörs 7-8% av elenergi. Siffrorna gäller vid en krossinblandning av ca

50% 6. En energibesparing pá 2% erhålls per 10% krossinblandning

7. Vid olika krossinblandningar erhålls då

Medelvärden för de olika krossinblandningarna används i beräkningarna.

Oberoende av krossinblandning finns också en gasolförbrukning av

0,564 MJkg glas 1, samt övrig för fläktar, transportband etc. Övrig

sättes till 0,4 MJkg glas.

E16 Transport av färdiga glasförpackningar till kund Lastbil 300 km 1 .

E17 Returtransport Sättes till 300 km, lastbil. För dryckesförpackningar kan denna post försummas, eftersom Ievererande bil tar med tomglasen tillbaka, men vid ett tänkt retursystem för andra typer av glasförpackningar, som levereras via grossist, tillkommer sannolikt en extra transport, varför posten tas med i beräkningarna.

E18 Disk av glasförpackningar Disk av 33 flaskor, 305 g 1 Fossilbränsle 0,1069 kWhI 0,416 MJkg glas. Elenergi 0,005913 kWhl 0,0230 MJkg glas.

Disk av juiceflaskor, 1 liter, 600 g 2 Fossilbränsle 0,0995 kWhl dryck 0,597 MJkg glas Elenergi 0,005952 kWhl dryck 0,0367 MJkg glas

Ett medelvärde utnyttjas Elenergi 0,029 MJkg Olja 0.507 MJkg

E19 Framställning av soda för disk Elenergi 1671 kWhton soda 6,02 MJkg soda Olja 106 lton soda 4,060 MJkg soda 1 .

E20 Transport av krossglas till glasbruk Lastbil 252 km 1 .

E21 Krossning och rensning av glaskross - Elenergi 3 kWhton 0,011 MJkg 1.

E22 Transport konsument deponi - 15 km, närdistribution

E23 Deponi Elenergi 0,19 kWhton 0,0007 MJkg Bränsle 0,83 dieselton 0,035 MJkg. I

5.4. Emissioner

Emissioner från utvinning och framställning av råvaror beräknas genom att emissionsfaktorer enligt tabell 2.2. läggs på användning av fossila bränslen i

dessa led. Miljöeffekter i form av markutnyttjande för brytning av mineraler,

och tänkbara effekter på grundvattenkvalitet ocheller -nivå beaktas inte.

E15 Emissioner från glasbruk 3

Till luft S02 1,01 gkg glas NOX 2,69 gkg glas stoft 0,26 gkg glas Till vatten olja+fett 0,009 gkg glas suspenderat 0,018 gkg glas

Koldioxidutsläpp härstammar dels från förbränning av olja och gas, dels från gasavgång från smältan. Koldioxidutsläpp i form av smältförlust uppgår till ca 170 g CO2kg jungfruliga råvaror. Koldioxidutsläppen beror också av krossinblandningen genom att bränsleförbrukningen varierar med krossinblandningen. Således erhålls

0% krossinblandning 530 g CO2kg glas 70% krossinblandning 385 g COgkg glas

Andra emissioner utgörs av avloppsvatten från diskning av returglas. Syreförbrukande ämnen i avloppsvattnet hänför sig till resterande innehåll i förpackningen, inte till förpackningen som sådan, och lämnas utan avseende.

Fast avfall i form av kapsyler, lock och etiketter lämnas utanför denna

jämförelse, då detta avfall uppkommer oavsett om förpackningen återvinnsåteranvänds eller inte.

På transporter och övrig energianvändning läggs emissionsfaktorer enligt tabell 2.2.

5.5. Resultat A Resultaten redovisas i följande figurer. En viss minskning i miljöbelastning och energibehov erhålls vid återvinning av glas, jämfört med användning av jungfruliga råvaror. Vid återanvändning av glas erhålls en betydande minskning i miljöbelastning och energibehov. i fallet återanvändning svarar

transporterna för mycket stor andel utsläppen till luft För sifferuppgifter

en av se bilaga 5.

energi th MJkg MJkg 10xCO2 kgkg 10xC0 gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg NOx gkg S02 gkg 100xsusp gkg avfall kgkg

Figur 5.2. Miljöprofi för glas framställt av 100% jungfruliga råvaror. Vit del av stapel hänför sig till transporter.

energi th MJkg MJkg

10xCO2 k-glkg

10xCO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg NOx gkg S02 gkg 100xsusp gkg avfall kglkg

3 6

0 1 2 4A 5

Figur 5.3. Miljöprofil för glas framställt av 70% kross och 30% jungfruliga råvaror. Vit del av stapel hänför sig till transporter.

energi MJkg MJkg 10xCO2 kglkg 10xCO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg l NOx gkg S02 gkg 100xsusp gkg avfall kglkg 0 1 2

Figur 5.4. Miljöprofi för glas, 97% återanvändning. Vit del av stapel hänför sig till transporter.

61V

Referenser Sundström, G, Energiförbrukning och miljöbelastning för

distributionssystem för och läsk i Sverige. Miljöbalans Gustav

Sundström AB 1990. Lundholm, M och Sundström, G, Tetra Brik Aseptic environmental profile. MaImö1985. Tillstånd enl miljöskyddslagen ställt till PLM AB Limmared,.Länstyrelsen

i Älvsborgs län, MiIjövardsenheten1991.

Muntlig kontakt

4. Anders Tollmar, Bonum Marknadskommunikation AB.

9 Lars Siljebratt, TEM Karl Johan Eriksson, PLM AB, Limmared. Ebbe Nyström, Svensk glasåtervinning AB.

6. POLYETEN

6.1. Teknisk beskrivning

Polyeten är en termoplast som används till påsar, säckar, flaskor och dunkar mm. Det finns två typer av polyeten, LDPE low density polyethylene och HDPE high density polyethylene. Konsumtionen till förpackningar uppgår till

källa PlR

Den främsta användningen av LDPE är som plastfilm, medan HDPE används

till behållare. Den totala konsumtionen av polyeten i förpackningar rör sig

således om 300 000 tonår. Polypropen används till förpackningar i en omfattning om 14 500 tonår 4.

Råvaran utgörs av olja, som raffineras till a nafta och propan. Nästa steg är att sönderdela dessa genom upphettning vid våtgaskrackningen. Vid krackningen tillsätts vattenånga, därav namnet våtgaskrackning. Huvudprodukter är eten och propen. Andra är bränngas, som används internt som bränsle, krackbensin och tyngre omättade kolväten. De olika produkterna separeras efter krackugnarna genom destillation, komprimering och kylning.

l Stenungsund transporteras etenet i rörledning till plasttillverkaren och används direkt i processen. Tillverkningen av LDPE och HDPE sker i två olika processer. LDPE tillverkas i en högtrycksprocess, medan HDPE tillverkas i en lågtrycksprocess.

LDPE polymeriseras vid ca 2 300 bar och 300°C. Då reaktionen sker vid så högt tryck uppstår relativt stora diffusa utsläpp av kolväten. Eldrivna pumpar

upprätthåller trycket. Producerad polyeten förs till en extruder där pelletering av bashartset sker. Bashartset modifieras sedan genom inblandning av tillsatsmedel i en intensivblandare. Det smälta plastmaterialet från intensivblandaren omvandlas till pelleterad produkt i efterföljande extruder och pelleteringsutrustning.

HDPE polymeriseras i en fluidiserad bädd av katalysatorsand vid max 21 bar och 110°C. Polymerisationskatalysatorn, s k Ziegler-Natta-katalysator, utgörs av metallföreningar utfällda på mycket fin kvartssand. Bashartset uttages ur reaktorn i form av ett pulver och bearbetas på samma sätt som LDPE.

Från plastillverkaren transporteras polyetengranulat till förpackningstillverkaren för framställning av färdig förpackning film, dunk etc.

Vid återvinning mals den insamlade plasten i en kvarn. Den tvättas och torkas innan den extruderas och regranuleras. På grund av kvalitets- och färgblandningen hos det insamlade materialet används den återvunna plasten till framför allt svarta produkter, typ sopsäckar.

6.2. Materialbalans

Beräkningarna baseras på flödesschemat i figur 6.1. och har gjorts för både

LDPE och HDPE. Äteranvändningsfallet har endast beräknats för HDPE.

Leden fyllning, distribution och konsument lämnas utanför jämförelsen. Däremot kommer ledet tillverkning av förpackning att tas i jämförelsen, för att denna skall ge en riktig bild av fallet återfyllning.

Följande scenarier beräknas Polyeten LDPE och HDPE tillverkat till 100% av jungfruliga råvaror, avfall till deponi. 2. Polyeten LDPE och HDPE tillverkat till 100% av jungfruliga råvaror, avfall till förbränning 3. 75% materialåtervinning LDPE och HDPE, avfall till deponi 4. 75% materialåtervinning LDPE och HDPE, avfall till förbränning 75% återfyllning HDPE, avfall till deponi 75% återfyllning HDPE, avfall till förbränning

Råoljeut- E1 vinning

i

E2 Transport

i

Raffinaderi . Andra produkter E3

i

E4 Transport

i

E5 Vátgas- produkter é-p Andra krackning

4 Eten

Polyeten- E6 . framställning

i

E7 Energi i mtrl

i

E8 Transport E16

E9 Tillverkning av förpackning Återvinning

l

Processprll4

t 5

E15 Fyllning Distribution Amra Konsument vändning l E14 l Transport

E12 Transport Transport E10

Avfalls- E13 Depm E11 förbränning

Figur 6.1. Födesschema polyeten

Återvinningsgraden är räknad efter konsumentled. En returgrad på 75% efter

konsumentled innebär att andelen återvunnen polyeten i råvaruströmmen till förpackningstillverkaren är 64% om spillet vid återvinning uppgår till 15%.

De tre första stegen i materialbalansen, råoljeupptagning, tankertransport och raffinering, är beskrivna i bilaga Precombustion. För våtgaskrackningen är utbytet 0,8190 kg produktkg råvara, för polymeriseringen av LDPE är det 09932 och för HDPE är det O,99746 2,3.

Spillet, som recirkuleras i konverteringsled granulat till LDPE-film, uppgår till 12% räknat pá utgående mängd 1. Samma värde har antagits gälla för HDPE-behållare.

Spillet i återvinningen uppgår till 15% 6. Spillet deponeras.

6.3. Energibehov

E1, E2 och E3 å Råoljeutvinning, transport av råolja och raffinering sammanlagt 2,83935 MJu-.Ikg raffinadenprodukt, i detta fall nafta

0,12 MJekg raffinaderiprodukt Se bilaga 2. Precombustion

E4 Transport av nafta Bát från Lysekil till Stenungsund, ca 100 km; högsjötransport

E5 Våtgaskracker 1,270 MJekg krackprodukt, i detta fall eten - 11,603 MJmkg krackprodukt 3

E6 Polymerisation

LDPE polymeriseras vid högt tryck och hög temperatur ca 2300 bar och

300°C medan HDPE-polymeriseringen sker vid max 21 bar och 110°C.

LDPE 6,578 MJekg HDPE 2,101 MJekg 2,190 MJmkg; olja 0,113 MJmkg; olja 2,5

E7 Energi bunden i material 43 MJkg

E8 Transport PE-granulat Genomsnittlig transportsträcka till förpackningstillverkare . 400 km, lastbil; tjärrtransport 5

E9 Tillverkning av förpackning Energibehov för illverkning av formblåsta produkter har antagits ligga på samma nivå som för filmtillverkning. För båda används en elförbrukande extruder. Filmtillverkning av LDPE 3,10 MJekg 1 Formsprutning HDPE 3,10 MJekg

E10 Transport, konsument deponi - 15 km, lastbil; närdistribution

E11 Deponi Elenergi 0,19 kWhton 0,0007 MJekg Bränsle 0,83 kg dieselton 0,035 MJmkg

E12 Transport, konsument avfallsförbrännlng - 18 km, lastbil; närdistribution

E13 Avfallsförbränning 43 MJkg, 90% verkningsgrad, ger ett tillgodoräknande på 38,7 MJkg

E14 Transport, konsument återvinning - 300 km, lastbil; fjärrtransport 6

E15 Återvinning

Malning, tvätt, tork, extrudering och granulering 2,98 MJekg 6

E16 Transport, återvunnen polyetengranulat törpackningstillverkare. Sättes till 300 km, lastbil; fjärrtransport

5.4. Emissioner

Emissioner från användning av fossila bränslen i produktionssteg där emissionerna inte är kända och transporter läggs på i form av emissionsfaktorer

enligt tabell 2.2.. På avfallsförbränning läggs emissioner enligt avsnitt 2.5. Avfallshantering. Emissioner från råoljeutvinning samt från raffinaderi är beskrivna i bilaga 2. Precombustion.

En del emissioner till vatten uppstår i átervinningen, Avloppet är kopplat till kommunalt reningsverk 6. Föroreningarna hänför sig primärt inte till plasten, utan till rester av förpackningarnas innehåll. Dessa rester skulle på något sätt hamnat i miljön, även utan återvinning, varför ingen hänsyn tas till dessa emissioner. i

Övriga processbetingade emissioner följer enligt nedan.

E5 Emissioner från vátgaskrackningen bygger på uppgifter ur miljörapporten från Statoil Petrokemi AB i Stenungsund 3. Produktsammansättningen från Statoils anläggning är mycket lik den från den generellt beskrivna våtgaskrackningen i Buwals rapport. Uppgifterna om emissioner är dock fylligare från Statoil varför de användes. Emissioner till luft Emissioner till vatten NOx 0,847 gkg eten olja 3,83 mgkg eten HC 1,632 gkg eten fenol 75,36 ugkg eten C02 634 gkg eten Tot-N 5,98 mgkg eten

E6 Emissionerna vid polymeriseringen bygger på uppgifter från Neste Polyeten AB i Stenungsund 2,5. Nedan följer de uppmätta processutsläppen. Emissionsfaktorer har använts för att beräkna utsläppen från förbränningen av olja, bortsett från svaveldioxid- och kväveoxidutsläppen som är uppmätta.

Emissioner till luft LDPE HDPE Eten diffusa utsläpp, rejekt 8,0 g 0,97 gkg Propen 1,01 gkg - Fackling, C02 8,0 gkg 49 gkg Freon, H22 0,86 mgkg 0,40 mgkg Vätgas, H2 0,176 gkg - S02 117 mgkg 6,03 mgkg NOx 275 mgkg 14,16 mgkg

E6 Till vatten TOC 25,5 mgkg 11,83 mgkg forts Avfall oljortill SAKAB 0,40 gkg 0,40 gkg LDPE 2,190 MJjhkg; emissionsfaktor olja HDPE 0,113 MJmkg; emissionsfaktor olja

E9 Filmtillverkning

BHTantioxidant 0,30 gkg 9

6.5. Resultat

redovisas i följande diagram. LDPE och HDPE Resultaten av beräkningarna material då de har skilda användningsområden, är inte helt jämförbara som och HDPE behållare. Förutom skilda användnings- LDPE som plastfilm som energibehovet och utsläppen för tillverkningen av LDPE områden, skiljer sig och HDPE. De är lägst för HDPE, då dess polymerisationen sker vid lägre LDPE. De är därför redovisade i sitt avsnitt. Siffertabeller över tryck än för var samtliga beräkningsresultat finns i bilaga

6.5.1. LDPE

jämförelse mellan figur 6.2. och figur 6.3. visar att ca 64% av den insatta En termiska energin kan återvinnas avfallsförbränning. Genom värmegenom återvinningen slipper elda exempelvis olja. Genom förbränning av man polyeten i avfallsvärmeverk uppstår utsläpp av koldioxid och kväveoxider, slipper utsläpp från förbränning av motsvarande mängd olja. men man Avdraget för oljeemissionerna syns som framför allt som en minskning av svaveldioxid- och kolväteutsläppen vid förbränning jämfört med deponering. värdet för svaveldioxidutsläpp beror på att avdraget för svavel- Det negativa utsläppen från oljeförbränningen är så mycket större än de sammanlagda svavelutsläppen vid polyetentillverkning. En liten ökning i utsläpp av kväveoxider erhålles beroende på att utsläppen av kväveoxider vid avfallsförbränstörre än för oljeförbränning i eftersom avfailsförbränning sker ning är panna vid högre temperatur.

0,1xenergi th MJkg 60,9 MJkg 0,1xelenergi MJkg 11,53 MJkg 10xCO2 kgkg 1,023 kgkç HC gkg 11,22 NOx gkg S02 gkg BHT gkg 100xOIjaaq gkg 0,026 gkg 10xFen0I mgkg 0,39 mgkg Avfall kgkg -14 -12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 12 Figur 6.2. Miljöprofi polyeten LDPE -ingen återvinning, avfall till deponi

0,1xenergi th MJkg 21,77 MJkg O,1xelenergi MJkg 11,53 MJkg 10xCO2 kgkg HC gkg NOx gkg S02 gkg BHT gkg 100xOIjaaq gkg o,013 gkg 10xFen0I mgkg 0,16 mgkg Avfall kgkg -14 -12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 12 Figur 6.3. Mijöprofi poyeten LDPE -ingen återvinning, avfall till förbränning

De processrelaterade emissionerna, koldioxid och kolväten till luft, olja samt och fenol till vatten, minskar vid återvinning, vilket vid jämförelse syns en mellan engángsfallen figur 6.2. och 6.3. och återvinningsfallen figur 6.4. och 6.5.. Koldioxidutsläppen kommer till stor del från våtgaskrackningen, men

också från raffineringen råolja. Kolväteutsläppens största källa är däremot av diffusa utsläppen vid själva polymeriseringen av LDPE, som sker vid högt de tryck.

till olja och fenol, härstämmar från råoljeutvinning och Emissionerna vatten, raffinering, samt från våtgaskrackning.

0,1xenergi th MJkg 22,513 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 8,66 MJkg 10xCO2 kgkg 0,416 kgkg HC gkg 4,139 NOx gkg S02 gkg BHT gkg 100xOIjaaq gkg 0,00925 gkg 10xFen0l mgkg 0,14 mgkg Avfall kgkg I I I I I I I | I | | I I I -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 12 -14 -12 -10 -8 Figur 6.4. Miljöprofil polyeten LDPE 75% återvinning, avfall till deponi

0,1xenergi th MJkg 12,81 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 08,66 MJkg 10xCO2 kgkg 0,429 kgkg HC gkg 3,975 NOx gkg S02 Qkg -3,401 BHT gkg 0,387 100xOIjaaq gkg 0,0054 gkg 10xFenol mgkg 0,08 mgkg Avfall kgkg 0,1 13 -14 -12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 1 Figur 6.5. Miljöprofil poyeten LDPE 75% återvinning, avfall till förbränning

I figurerna 6.6. och 6.7. visas hur stor del av miljöbelastningen som beror på trans-

porter. Ökningen emissioner och termisk energibehov från transporter vid åter-

av vinning jämfört med engángsanvändning beror på transporter till och från återvinningsanläggningen. En liten ökning av energibehov för transporter slår igenom som en större ökning på emissionssidan. Vid återvinning slipper man däremot processutsläpp från polymerisationen och föregående steg. Sammanlagt är utsläppen vid återvinning lägre än vid engángsanvändning.

0,1xenergi th MJkg 0,1xeIenergi MJkg i 1oxc02 kgkg HC gkg NOx gkg S02 gkg BHT gkg 100xOIjaaq gkg 10xFen0l mgkg Avfall kgkg 0 2 4 6 8 10 12 Figur 6.6. Miljöprofil polyeten LDPE -ingen återvinning, avfall till

deponi. uppdelat på transporter vit del av stapel och övrigt svart.

0,1xenergi th MJkg 0,1xeIenergi MJkg 10xCO2 kgkg i HC gkg NOx gkg S02 gkg BHT gkg

100xOIjaaq gkg

g 10xFen0l mgkg Avfall kgkg 0 2 4 6 8 10 12

Figur Mijöprofil polyeten LDPE 75% återvinning, avfall till deponi.

-

uppdelat pá transporter vit del av stapel och övrigt svart.

,

6.5.2. HDPE

Liksom för LDPE, minskar miljöbelastningen vid avfallsförbränning HDPE av jämfört med deponering efter engångsanvändning figurerna 6.8. och 6.9.. Materialåtervinning skulle inte minska elförbrukningen jämfört med engángs-

användning av HDPE figurerna 6.9. och 6.10.. Det beror på eibehovet för

att regranulering vid återvinning är lika stort för våtgaskrackning och polysom merisation vid tillverkning ur jungfrulig råvara. Däremot minskar utsläppen och det termiska energibehovet vid materialåtervinning jämfört med engångs-

användning. Återanvändning eller återfyllning av förpackningen skulle

ge minskade utsläpp och energibehov överlag figurerna 6.9. och 6.11.. Då har dock inte sköljning eller diskning av förpackningen medräknats.

0,1xenergi MJkg 58,82 MJkg 0,1xelenergi MJkg 07,05 MJkg 10xCO2 kgkg 0,946 l HC gkg NOx gkg S02 gkg 100xOljaaq gkg 0,0251 gkg 10xFenoI mgkg 0,378 mgkg 7 Avfall kgkg

-14 -12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 Figur Miljöprofil polyeten HDPE -ingen áteninning, avfall till deponi

0,1xenergi th MJkg 20,09 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 7,051 MJkg 10xCO2 kgkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 100xOIjaaq gkg 0,0096 gkg 10xFenoI mgkg 0,158 mgkg Avfall kgkg 7 I I I I I I | | l I I I -14 -12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 Figur 6.9. Miljöprofil polyeten HDPE -ingen återvinning, avfall till förbränning

0,1xenergi th MJkg 12,057 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 7.037 MJkg 10xCO2 kgkg 0,384 kgkg HC gkg NOx gkg S02 gkg -3,441 100xOljaaq gkg 0,0054 gkg 10xFenoI mgkg 0,034 mgkg Avfall kgkg -14-12-10 -8 -6 -4 -2 02 4 6 810 Figur 6.10. Miljöprofil polyeten HDPE 75% återvinning, avfall till förbränning

0,1xenergi th MJkg 5.024 MJkg 0,1xe|energi MJkg 1.763 MJkg - 10x00 kgkg 0,246 kgkg HC gkg NOx gkg S02 gkg 100xOIjaaq gkg 0,0024 gkg 10xFenoI mgkg 0,071 mgkg Avfall kgkg -14 -12 -10 -6 -4 Figur 6.11. Miljöproñl polyeten HDPE 75% återanvändning, avfall till förbränning

Referenser Chalmers Industriteknik, Resurs- och avfallssnála förpackningar, EIectrolux-PADD, 1990, Göteborg. Neste Polyeten AB Miljörapport 1990, Stenungsund Statoil Petrokemi AB Miljörapport 1990, Stenungsund

Muntlig kontakt

4. Stieg Edlund, Plastindustrins informationsrád-PIR Bo Holmgren, Neste Polyeten AB, Stenungsund Lars Karlsson, Rosenlew Emballage AB

7. POLYSTYREN

7.1. Teknisk beskrivning

Polystyren PS är termoplast som används a till galgar, blomkrukor och en musikkassettfodral. Polystyren används också i en expanderad form EPS till stötdämpande förpackningar, formgjutet eller som lösfyllnadsmaterial. Konsumtionen av polystyren som går till förpackningar är följande

Formsprutade produkter 0,8 kton PSår och 4,8 kton EPSår Vakuumformade produkter 12 kton PSår Källa PIR

Tillverkningen polystyren kräver först en syntes av styren. Syntesen av av styren sker genom att fästa eten på en bensen-ring i en Friedel-Craftalkylering. Både eten och bensen har råolja som utgångsråvara. Råoljan har raffinerats varvid nafta erhålles. Eten tillverkas genom våtgaskrackning av a nafta. Bensen tillverkas genom katalytisk raffinering av nafta, men erhålles även vid våtgaskrackning som biprodukt.

Polystyren skall expanderas, polymeriseras så att man får pärlor av som polystyren innehållande ett drivmedel, pentan. Pulvret transporteras till förpackningstillvekaren där expandering sker genom uppvärmning av pulvret med ånga så att pentanet förångas och expanderar plasten. I och med expanderingen uppstor stora kolväteutsläpp.

EPS kan återvinnas på flera sätt. Ett är att mala formgjutna förpackningar och använda kulorna som inblandning vid tillverkning av nya förpackningar, som kan innehålla upp till 7% återvunnen EPS. Alternativt kan malda EPSformgods användas som fyllmedel i cementblock och liknande. Ett annat sätt är att ur EPS återvinna PS genom extrudering. Den erhållna polystyrenen är relativt hög kvalitet och kan används för exempelvis formsprutning eller av enklare formgods. Den formgjutna EPS-förpackningen sönderdelas i en kross och matas sedan till en eluppvärmd extruder. Plastsmältan kommer ut som strängar och klipps, efter avkylning till pellets i en granulator 2,7.

7.2. Materialbalans

Beräkningarna baseras på flödesschemat i figur 7.1. Vid återvinning har beräkningarna utgått från återvinning genom extrudering.

Följande scenarier beräknas Polystyren tillverkat till 100% av jungfruliga råvaror, avfall till deponi. Polystyren tillverkat till 100% av jungfruliga råvaror, avfall till förbränning 60% materialåtervinning, avfall till deponi 60% materialåtervinning, avfall till förbränning 60% återanvändning, avfall till deponi 60% återanvändning, avfall till förbränning

Ätervinningsgraden är räknad som andelen återvunnen polystyren i

råvaruströmmarna till förpacknlngstillverkaren och innebär att returgraden efter konumentled måste uppgå till 71% när spillet i återvinningsanläggningen är 15%. Om returgraden efter konsumentled är 60% kommer 51% av råvarusfrömmen att utgöras av återvunnet material.

Alla steg från råoljeupptagningen till och med polymeriseringen är sammanräknade i Buwals uppgifter rörande emissioner och energibehov för produktion av polystyren. Dessa kommer att användas i beräkningarna då uppgifter inte har gått att få fram för alla led i tillverkningskedjan. -

Vid beräkningarna är det räknat med ett spill på 0,5% vid skumningen och 15% vid återvinningen.

Transporter av EPS, p g a dess voluminositet, är beräknade med särskilt energibehov och emissioner, medan transport återvunnen polystyren av behandlas på vanligt sätt enligt tabellerna 2.1. och 2.2..

Råoljeut- E1 vinning

i

E2 trprt

Raffinering E3

vätgas BTX katal tisk

retormeringy

E4 - E5 krackmrlg

l

E19 Bensen

E6 Alkylering

t

Etylbensen Dehydro- E7 genenng

l

Styren

Poiymeri-

E8 senng

l

Polystyren

E9 Energi i mtrl

i

E10 trprt

i

E18 E17 E1 1 Skumning

Återvinning

l

Transportdá

l W

Tillverkning av förpackning Distribution Konsument Återan E15 Transport vändning

l +

l

E14 Transport p Transport q E12

E15 Avfalls- E13 Dep°m förbränning

Figur 7.1. Flödesschema poyst-yåren

7.3. Energibehov

E1-E8 Betecknar summerat energibehov för produktion av slagfast polystyren PS. Skillnaden mellan energiförbrukning vid polymerisering av slagfast och skumbar polystyren är liten 4. i Sammanlagd processenergi 1 0,38 MJekg f 30.72 MJmkg

E9 Energi bundet i material 40 MJkg

E10 Transport av polystyren för vidare beredning 40% 500 km lastbil; fjärrtransport 60% 1000 km järnväg + 20 km lastbil 3 I E11 Skumning 0,5MJekg 4

E12 Transport av avfall till deponi Lastbil 15 km; närdistrlbution

E13 Deponi Elenergi 0,186 kWhton 0,000 MJekg Bränsle 0,83 kg dieselton 0,035 MJmkg

E14 Transport till avfallsförbränning Lastbil 18 km; närdistribution

E15 Avfallsförbränning verkningsgrad 90% och värmevärde 40 MJ ger ett tillgodoräknande på MJkg för värmeâtervinning

E16 Transport till återvinningsanläggning Sättes till 300 km 1

l

P g a lastens låga densitet blir lastbilens bränsleförbrukning i

förhållande till lasten hög. En tom eller lätt lastad Iastbilmed släp drar l

oa 2,5-3 liter dieselmil och dess Iastvolym är ca 130 m3 5. Lastens

densitet ca 7 kgm3 2,7. Detta ger en energiförbrukning på 10

ca

MJtonkm. Transport av expanderad polystyren behandlas på vanligt

sätt d v s 1 MJtonkm.

Återvinning, EPS blir PS för formgods

Extrudern 1,26 MJekg 2 , Med tillägg för krossning och granuleringz. 1,5 MJekg

E18 Transport av återvunnen PS till tillverkare Sättes till 300 km lastbil; fjärrtransport

7.4. Emissioner

Emissioner frän användning av fossila bränslen i produktionssteg där emissionerna inte är kända och för transporter läggs pá i form av emissionsfaktorer enligt tabell 2.2. På avfallsförbränning läggs emissioner enligt avsnitt 2.5. Avfallshantering.

Övriga processbetingade emissioner följer enligt nedan.

E1-E8 Summerade processemissioner, från ráoljeupptagningen till och med polymerisationen Emissioner till luft Till vatten C02 1300 gkg olja 0,569 gkg NOX 4,60 gkg fenol 0,001 gkg S02 9,075 gkg COD 0,001 gkg CO 1,976 gkg HC 26,631 gkg Stolt 0,935 gkg 1

E11 Skumning v Pärlorna av polystyren innehåller mellan 6 och 7 viktprocent pentan. Nyligen har man gått över till pärlor med lägre pentanhalt, 3,5-4%. I beräkningarna har den lägre halten använts. Till luft HC 40 gkg EPS 7 Fast avfall 5 gkg EPS 3

7.5. Resultat

Beräkningsresultaten redovisas i följande stapeldiagram. Siffertabeller över samtliga beräkningsresultat finns i bilaga

0,1xenergi th MJkg 71,364 MJkg 0,1xelenergi MJkg 1,064 MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1x HC gkg 6,683 gkg NOx gkg S02 gkg 9,17 OIiaaq gkg Fenol mgkg Avfall kgkg -5 -4 -3 -2 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Figur 7.2. Miljöprofil expanderad poystyren -ingen återvinning, avfall till förbränning

0,1xenergi th MJkg 35,337 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 1,063 MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1x HC gkg 6,616 gkg i NOx gkg 5,813 S02 gkg Oliawq gkg Fenol mgkg 0,302 Avfall kgkg 0,005 3

-5-4-3-2-101234567891 Figur 7.3. Mijöprofil expanderad poystyren -ingen återvinning, avfall till förbränning

En jämförelse mellan figur 7.2. och 7.3. visar att ca 50% av den insatta termiska energin kan återvinnas vid förbränning av expanderad polystyren i avfallsvärmeverk. Genom värmeåtervinningen slipper man utsläpp från förbränning av motsvarande mängd olja. Detta resulterari lägre värden för utsläppen av svaveldioxid,.kolväten, emissioner som sker vid oljeförbränning. Minskningen av kväveoxid- och koldioxidutsläpp, p g a avdraget för förbränning av motsvarande mängd olja, uppvägs mer än väl av kväveoxidoch koldioxidutsläpp från förbränning av EPS självt i avfallsvärmeverket.

Ökningen av kväveoxider beror på att kväveoxidutsläppet är större vid

avfallsförbränning än för oljeförbränning, medan ökningen av koldioxid beror

på polystyren innehåller kol MJ än olja. i att mer per

Det negativa värdet för svaveldioxidutsläpp beror på att avdraget av svavelutsläpp från oljeförbränningen är så mycket större än de sammanlagde svavelutsläppen vid tillverkningen av polystyren, som i sig inte innehåller svavel

Emissionerna till vatten, olja och fenol, härstammar från råoljeutvinning och raftinering, samt från våtgaskrackning.

Av de processrelaterade emissionerna framträder särskilt utsläppen av kolväten. Dessa är drivmedel som används och släpps ut vid expanderingen av polystyren. Hur dessa utsläpp minskar framgår vid en jämförelse mellan engånganvändning figurerna 7.2. och 7.3. och återvinning figurerna 7.4. och 7.5.. Minskningen är missvisande då det inte rör sig om återvinning av EPS material, utan beror att ingen förnyad skumning sker eftersom som återvinning av EPS ger PS. En jämförelse mellan engångsanvändning och återanvändning figurerna 7.6. och 7.7. ger dock en riktig minskning. Svårigheten där är att åstadkomma en praktiskt genomförbar återanvändning. En jämförelse mellan återvinningsfallen i figurerna 7.4. och 7.5. är otydligare eftersom en stor del av emissionerna beror på det ökade transportarbetet i samband med återvinning.

l figurerna 7.8. och 7.9. visas hur stor andel av miljöbelastningen som beror på transporterna i engångsfallet följt av deponering och återvinningsfallet följt av deponering.

0,1xenergi th MJkg 29,703 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 0,875 MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1x HC gkg 2,697 gkg NOx gkg S02 gkg 0Iiaaq gkg Fenol mgkg Avfall kgkg

Figur 7.4. Miljöprofi expanderad polystyren 60% återvinning som polystyren, avfall till deponi

0,1xenergi th MJkg 17,581 MJkg 0,1xe|energi MJkg 0,875 MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1x HC gkg 2,675 gkg NOx gkg 3.783 S02 gkg -0.929 OIiaaq gkg Fenol mgkg Avfall kgkg

-s-4-3-2-101234i5s7s91c

Figur 7.5. Mijöprofil expanderad poystyren 60% återvinning - som polystyren, avfall till förbränning

0,1xenergi th MJkg 28,546 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 0,425 MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1 HC gkg x 2,673 gkg NOx gkg S02 gkg 0liaaq gkg Fenol mgkg Avfall kgkg l I | I I l I I I I I I I I I I -5 -4 -3 -2 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Figur 7.6. Miljöprofili expanderad polystyren 60% återanvändning, avfall till deponi

0,1xenergi th MJkg 14,135 MJkg 0,1xeIenergi MJkg 0,425 MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1x HC gkg 2,646 gkg i NOx gkg 2,325 S02 gkg -2,01 Oliaaq gkg Fenol mgkg Avfall kgkg 0,002

Figur 7.7. Mijöprofil expanderad poystyren 60% återanvändning som poysryren, avfall till förbränning

O,1xenergith MJkg O,1xe|energi MJkg

COåkgkg

CO gkg 0,1x HC gkg NOx gkg S02 gkg Oljaaq gkg Fenolgmgikg Avfall kgkg O A A l 10

Figur 7.8. Miljöprofi epanderad poystyren -ingen återvinning, avfall till deponi. Uppdelat pá transporter vit del av stapel och övrigt svart.

O,1xenergith MJkg 0,1xeIenergi MJkg

C02 kgkg CO gkg 0,1x HC gkg NOx gkg S02 gkg Oljaaq gkg Fenol mgkg Avfall kgkg O N J b O l O

Figur 7.9. Miljöprofi expanderad poystyren 60% återvinning som poystyren, avfall till deponi. uppdelat på transporter vit de av stapel och övrigt svart.

Återvinning av expanderad polystyren innebär lastbilstansporter av en mycket

lätt och voluminös last. Drivmedelsförukningen blir då stor i förhållande till lastens vikt. Skillnaden mellan transportbehovet i engångsfallet figur 7.8. och återvinningsfallet figur 7.9. beror på ökningen av transportarbetet p g a återvinningen. l engångsfallet figur 7.8. utgör drivmedel ca 0,4% av det totala bränslebehovet, och ökar till ca 4,2% vid 60% återvinning. En liten ökning av bränslebehov för transport ger ett större genomslag på emissionssidan, framför allt för kväveoxiderna eftersom det rör sig om lastbilstransporter. Transporternas andel av kväveoxidutsläppen är ca 7,5% i engångsfallet, men ca 47% i återvinningsfallet. Totalt sett är emissionerna i vid återvinning figur 7.9. ändå lägre än vid engånganvändning följt av förbränning fig 7.3..

Om man tittar på hur långt lastbilen kan köra expanderad polystyren innan den har förbrukat lika mycket energi som kan återvinnas vid avfallsförbränning visar det, att med en bränsleförbrukning 10 MJtonkm och en värmeåtervinning på 36 MJkg, kan lastbilen köra 3 600 km. Räknat på utsläppen blir sträckan kortare. Kortast blir den om man räknar på kväveoxidutsläppen i en jämförelse mellan avfallsförbränning i engångsfallet och återvinning. Lastbilen kan då köra ca 300 km innan kvävoxidutsläppen i

återvinningsfallet blir lika stora som i engångsfallet med förbränning.

Referenser Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft Buwal, Oekobilanzen von Packstoffen, Stand 1990. Schriftenreihe Nr 132, februari 1991, Bern L Bodelius, Frigolit átervinningsbartl, artikel i RVFs tidskrift 19894 - T Rydberg, Resurs- och avfallssnála förpackningar, ElectroIux-PADD, Chalmers lndustriteknik, 1990, Göteborg

4. H Kindler och A Nikles, Energieautwand zur Herstellung von

Kunstoffe 70 12, 802-808,

i

Werkstoffen, 1980

Muntlig kontakt

Göran Bergqvist, Volvo Lastvagnar, Göteborg

Stieg Edlund, Plastindustrins informationsråd PIR, Stockholm Lars Sundén, PorPac Plast AB, Lindesberg

8 TRÄ

8.1 Teknisk beskrivning

Trä används som förpackningsmaterial i ett antal applikationer, i lastpallar, pallkragar, pallboxar, kabeltrummor, lådor och häckar 1. Träemballage finns både i engångsuttörande och i retursystem. Förutom sågat virke används också skivmaterial.

205.000 ton trä kapat används till förpackningar 2. Spillet i konverteringsled uppgår till ca 30% 6, vilket gör en volym före konvertering 293.000 ton, eller 580.000 m3. av ca

Ett antal faktorer gör att miljöbelastningen för skivmaterial skiljer sig från den för sågade trävaror. Vid plywoodtillverkning förekommer ingen sågning, däremot tillkommer energibehov för uppvärmning av virket för att fanersvarvning skall kunna ske, själva fanersvarvningen samt limpressning. Dessutom tillkommer miljöbelastningen för tillverkning av lim, som för plywood utgörs av tenol-formaldehyd lim. För spånskivor används urea-formaldehydlim eller melaminförstärkt urea-formaldehyd.

impregnerat virke används endast i undanstagsfall till förpackningar, t ex som

emballage till varor som skall exponeras till Australien 1.

Antalet sågverk i Sverige är stort. Därför utnyttjas data från branschsammanställningar som ger en mer representativ bild än vad data från enskilda sågverk skulle göra.

8.2 Materialbalans trä

Beräkningarna för trä utgår från flödesschemat i figur 8.1.

Följande scenarier beräknas 1 Träemballage i engångsanvändning, avfall till deponi 2 Träemballage i engångsanvändning, avfall till förbränning 3 60% återanvändning, avfall till deponi 4 60% återanvändning, avfall till förbränning

Veduttag E1 skog

l

Transport

bark, biobränsle

E3 så; D spán, flis, till andra produkter

vatten

E4 Transport

Kapning T spill . ... Tillverkning Transport av förpackning E12 Distribution Konsument

Transport E6 Transport E8

Avfalls- Depm E7 E9 förbränning

Transport E10

i

Aska, deponi E11

Figur 1 Födesschema för trä

Beräkningarna sträcker sig fram till halvfabrikatet sågade och kapade trävaror, färdiga att foga samman. Beräkningsbasen är 1 trä, räknat som torrsubstans.

Efter avverkning transporteras virket till sågverk där det barkas, sågas och torkas till ca 20% fuktkvot.

Utbytet vid sågverken uppgår, som ett genomsnitt över hela landet till 49,7%, utan hänsyn tagen till barken. Om hänsyn tas även till barken erhålls föjande voiymbalans över sågverk 6

Barken används huvudsakligen som bränsle, vid sågen eller som sålt bränsle. Enmindre andel går till annan användning. Sågverksflis går som fiberråvara till massa- och pappersindustri. sågspån och kutterspån går till skivindustri eller till bränsle.

Spillet i konverteringsled kapning uppgår till 30°o. Spillet antas användas till bränsle, varför energi bunden i material som går till förpackning beräknas på volymen efter kapning.

8.3 Energibehov

E1 Veduttag 88 MJm3, från rot till huvudväg 3. Ger 0,173 MJkg torrsubstans TS, med antagande om 510 TSm3. Diesel.

E2 Transport skog-sågverk 86% lastbil, 82 km och 14% järnväg, 337 km 4. Gäller alla transporter av rundvirke, inklusive dem till massa- och pappersindustri. Per torrsubstans transporteras ca 2 ved, inklusive fukt i ved.

Sågverk Barkning, såg, torkning, hantering. Ságverkens energianvändning var

1982 e

Elenergi 75 kWhm3 sågat virke 0,53 MJkg TS1 Olja 47 kWhm3 sågat virke 0,33 MJkg TS Biobränsle 283 kWhm3 sågat virke 2,00 MJkg TS

Uomräknat med densitet 510 kg TSm3 TStorrsubstans

Transport ságverk-förpackningstillverkare 77% lastbil, 135 km och 23% järnväg, 726 km 4.

E5 Energi bunden i ved. 20 MJkg TS, i torrt tillstånd. Leveras vid 20% fuktkvot vilket ger 19,5 MJkg TS vid 20% fuktkvot.

E5 Transport konsument-deponi 15 km, närdistribution.

E7 Deponi ,Elenergi 0,19 kWhton 0,0007 MJkg Bränsle 0,83 dieselton 0,035 MJkg

E3 Transport konsument-avfallsförbränning v 18 km, närdistribution

E9 Avfallsförbränning 17 MJkg, 90% verkningsgrad.

E1 o Transport av aska Antag 10 km, lastbil

E1 1 Deponering av aska Elenergi 0,19 kWhton 0,0007 MJkg Bränsle 0,83 kg dieselton 0,035 MJkg

E1 2 Fteturtransport Antag 150 km, lastbil.

8.4. Emissioner

Emissioner vid användning av trä som förpackningsmateriai utgörs av emissioner från förbränning och transporter enl tabell 2.2 och avfallsförbränning enl avsnitt 2.5. Avfallshantering.

Processutsläpp förekommer form av terpenavgivning från sågspån och

frilagda träytor. Uppskattas till 0,05 gkg TS ságat virke 5.

8.5 Resultat

Resultaten av beräkningarna visas i följande figurer. Mer detaljerade tabeller finns i bilaga

energi th MJkg 23,99 MJkg C02 kgkg CO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg NOx gkg S02 gkg avfall kgkg aska gkg I I T | l I

o 5 10 15 20 25

Figur 8.2. Mijöprofil trä, ingen återanvändning, avfall till deponi

energi MJkg MJkg C02 kgkg C0 gkg 10xHC gkg 10xsloft gkg- NOx gkg S02 gkg avfall kgkg aska gkg -10

energi th MJkg MJkg C02 kgkg CO gkg 10xHC gkg 10xst0ft gkg NOx gkg S02 gkg avfall kgkg aska gkg 0 5 10 15 20 25 30

Figur 8.4. Miljöprofil trä, 60% återanvändning, avfall till deponi

energi th MJkg MJkg C02 kgkg CO gkg 10xHC gkg foxstoft gkg -0,11 NOx gkg S02 gkg 2 2 2 - , avfall kgkg aska gkg 1 0 5 0 5 1 0 1 5 20 - g Figur 8.5. Miljöprofi trä, 60% återanvändning, avfall till förbränning

En jämförelse mellan figurerna 8.2 och 8.3 visar 65% avden insatta

att ca termiska energin kan återvinnas genom förbränning. Mängden avfall minskar om materialet efter användning förbränns, medan den genererade askmängden naturligtvis ökar. Minskningar i utsläpp till luft härrör från de avdrag som gjorts för emissioner som skulle uppstått om motsvarande mängd olja förbrännts istället för träavfall. Detta avdrag ger upphov till negativa värden för utsläpp av svaveldioxid, koldioxid och stoft. Däremot ökar utsläppet av kväveoxid vid förbränning av träavfall jämfört med vid förbränning av olja.

Återanvändning tili 60% med deponering av återstoden fig 8.4 ger ett något

högre behov av termisk energi än engångsanvändning följt av förbränning fig 8.3. Elbehovet blir däremot lägre. Det alternativ som ger lägst energibehov och utsläpp är återanvändning med förbränning av den återanvända andelen fig 8.5.

Som framgår av figurerna 8.6 och 8.7 svarar transporterna endast för en mindre dei av energibehovet och utsläppen, med undantag för utsläppet av ,

kväveoxider, där transporterna svarar för ca 40% av utsläppen.

energi th MJkg MJkg C02 kgkg CO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg N0x gkg S02 gkg avfall kgkg aska gkg 10 15 20

Figur 8.6. Miljöprofil trä, ingen återvinning, avfall till deponi. Uppdelat pá

transporter vitt och övrigt svart.

energi th MJkg MJkg C02 kgkg CO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg N0x gkg S02 gkg avfall kgkg aska gkg 0 5 10 15 20 25 30

Figur Miljöprofil trä, 60% áteranvänning, avfall till deponi. uppdelat på

transporter vitt och övrigt svart.

Referenser

Beyer, G, Träförpackningar. TräteknikCentrum 1990. Bergstedt, G, Marknadsanalys svensk förpackningsmarknad. - Packforsk rapport 20-8917, 1991. i Nygaard, J och Nord, Energy input analysis the pulp and paper industry. STU information No 410, 1984. Statistik SCPF, trafikkommittén, 1988. Chalmers lndustriteknikf Electrolux-PADD. Resurs- och avfallssnála förpackningar. 1990. Muntlig kontakt

6. Tord Wadell, Svenska Trävaruexporttöreningen

9. WELLPAPP

9.1. Teknisk beskrivning

Wellpapp består av två skikt liner av barrsulfatmassa, mellan vilka limmats ett wellat flutingskikt, bestående av en högutbytes lövvedsulfitmassa. Både liner och fluting framställs i integrerade bruk, vilket betyder att massan inte torkas förrän den slutliga produkten, liner eller fluting, är färdig. Skikten limmas ihop med stärkelselim. Flutingen är alltid oblekt. Liner finns i en oblekt kvalitet och en med ett blekt toppskikt, s k topliner. Beräkningen är gjord för oblekt liner. Om topliner används blir energibehovet i massatillverkningen större och organiskt bunden klor släpps ut. Produkten får också ett klorinnehåll, vilket kan leda till utsläpp av klorväte vid förbränning.

Det huvudsakliga användningsområdet är kartonger för transport-

förpackningar. Återvinningsgraden var 1990 ca 70% 1,10.

9.2. Materialbalans

Beräkningarna för wellpapp utgår från flödesschemat i figur 9.1.

Följande scenarier beräknas wellpapp tillverkad av 100% jungfruliga råvaror, avfall till deponi 2 wellpapp tillverkad av 100% jungfruliga råvaror, avfall till förbränning 3. 80% materialåtervinning, avfall till deponi 4 80% materialåtervinning, avfall till förbränning

Återvinningsgraden är beräknad på insamlade använda kartonger, efter spill i

återvinningsprocessen. Produktionsspill från konverteringen har antagits återvinnas även i scenarierna 1 och och har inte räknats med i

återvinningsgraden 80%. Ingen hänsyn har tagits till eventuella styrkeförluster

i wellpappen till följd av ökad returinblandning. Eftersom produktionen av wellpapp i Sverige är mycket större än konsumtionen innebär en ökning av återvinningsgraden från dagens nivå på 70%, till 80%, endast en marginell ökning av returinblandningen.

E8 Veduttag E1 Veduttag

Transport E2 Transport E9

T T

Barkmrlg biobränsIe---Bafknin9 jbbark, + $ E3 E1 $ E4 Kraftmassa E1 1 __iframStän Avlut, biobransle . .. .__ Funmg, ._ Hjälp- process Hm k .

kemikal kåiliårem

E23 Liner- E5 f tII l

Wii - --:;:%ä..n

ramsa ning

E6

E7 Transport | E14 E13

i Transport

E24 Wellpappframställn E15 Ládtillv.

Framställn E16 lim E22 Transport

E25 Å Fyllning Distribution Konsument Insamling E27

I

i l

E19 Transport Transport E17

+ Transport E26

Avfallsför- +

E20 i

bränning D eponi E18

4 E21 Transport

Figur 9.1. Flödesschema Wellpapp

En wellpapp bestående av 70% liner och 30% fluting antas. Vidare antagande utgörs av att retunlvell utnyttjas till både liner och fluting, i samma proportioner som i utgående produkt.

Beräkningarna är gjorda för 1 wellpapp med en torrhalt av 93%.

För tillverkning av 1 kg liner 93°o TS med krävs 8

Massaved + flis 1465 g räknat som torrsubstans Returfiber 130 g Blekt massa 0-200 g Kaustik soda 27 g svavelsyra 13 g Aluminlumsulfat 7 g Sizing resin 3 g

Utbytet vid linerframställning är 55% 8.

Fluting tillverkas med 83% utbyte 9. Hjälpkemikalier utgörs av 3,4 g natriumhydroxid per kg fluting samt 8,5 g natriumsulfit per fluting 3.

Spillet i konverteringledet ihopsättning av liner och fluting till wellpapp samt tillverkning av färdigt emballage uppgår till 13%, räknat på ingående liner och fluting 11 medeltal fyra svenska fabriker. Per kg färdig wellpapp åtgår som lim 17,2 g majsstärkelse, 0,3 g NaOH samt 0,2 g borax 11.

Uppslagning av returwell ger upphov till rejekt. Om råvaran till återvinningen utgörs av produktionsutskott från konverteringsanläggning fås mindre än 5% rejekt, medan återvinning av använda lådor kan ge upp till 8% rejekt 8. l det följande räknas med 5% rejekt.

9.3. Energibehov

Vid beräkningarna för energibehov för wellpapp har följande förutsättningar använts. För beteckningar se figur 9.1. Energibehovet förtransporter beräknas enligt tabell 2.1.

Energin för att framställa wellpapp består dels av process- och transport-

energi, dels den energi som finns bunden i materialet. Energin i av vedrávaran återfinns dels bunden i det färdiga materialet, dels har den gått till bark och avlutar förbränns, varvid energin används till att driva som Energibehovet för wellpapp beräknas som summan av processerna. processenergi, transportenergi och energi bunden i färdig liner och fluting. Energiinnehállet i returfibrer räknas härvid ifrån. Den energi som finns bunden

i det färdiga materialet kan till största delen återvinnas genom avfalls-

förbränning.

Uppgifter har lämnats Gunilla Jönsson, SCA Packaging 6.

om transporter av Uppgifter processenergier Lars-Erik Axelsson, Skogsindustrierna 7. om Processenergierna är medeltal för svenska bruk 1988, och är uppdelade i

massaprocesser fram till våt sulfat-, fluting resp returmassa och pappers-

processer.

E1 Skogsawerkning för liner

,

se MJm3, från rot till huvudväg 4. Antag diesel.

antagande 510 kg TSm3- Ger 0,173 MJkg torrsubstans TS, med om

E2 Transport skorg-kraftmassabruk 60 km järnväg, 90 km lastbil. Per torrsubstans transporteras ca 2 kg ved, inkl fukt i ved.

E3 Framställning våt. oblekt sulfatmassa Genomsnitt svenska bruk 1988.

liter oljeekivalenterton MJkg Bränsle totalt exkl mottrycksgenerering 270 10,341 olja 25 ° 0,958 varav avlut 340 13,022 bark 60 2,299 bränsleöverskott 1 55 5,937

Elenergi totalt 520 kWhton 1,872 MJkg varav mottryckskraft 115 kWhton 0,414 MJkg

Tillverkning och transport av hjälpkemikaiier NaOH Elektrisk energi 5400 MJton Termisk energi 4293 MJton 5

Antag 5 MJkg för övriga hjälpkemikaiier olja

Totalt fås för hjälpkemikaiier, per kg liner Elektrisk energi 0,15 MJ Bränsle olja 0,23 MJ Transporter antas ingå

E5 Linerframställning Genomsnitt svenska bruk 1988.

E5 Energi bunden i färdig liner 18,4 MJkg liner med 93% torrhalt. Beräknas endast på den del av linern som består av ny fiber.

E7 Transport linerbruk-wellpapptillverkare 1000 km, järnväg

E3 Skogsavverkning för fluting 88 MJm3, från rot till huvudväg 4. Antag diesel. Ger 0,173 MJkg torrsubstans TS, med antagande 510 TSm3 om

E9 Transport skog-tlutingbruk Lastbil 100 km. Per torrsubstans transporteras ca 2 ved, inkl fukt i ved.

E1 o Framställning av våt tlutingmassa Genomsnitt svenska bruk 1988. liter oljeekvivalenterton

Elenergi totalt 400 kWhton 1,44 MJkg mottryck 70 kWhton 0,252 MJkg varav

E1 Tillverkning och transport av hjälpkemikalier. 1 NaOH Elektrisk energi 5400 MJton Termisk energi 4293 MJton 5

Antag 5 MJkg för övriga hjälpkemikalier olja.

Totalt fås för hjälpkemikalier per kg fluting Elektrisk energi 0,02 MJ Bränsle olja 0,06 MJ

Transporter antas ingå.

E1 2 Flutingframställning svenska bruk 1988.

Genomsnitt

Elenergi totalt 480 kWhton 1,728 MJkg varav mottryck 90 kWhton 0,342 MJkg

Energi bunden i färdig fluting. 18,4 MJkg fluting med 93% torrhalt. Beräknas endast pá den del av flutingen som består fiber. av ny

Transport bruk wellpapptillverkare - 200 km, 50% lastbil, 50% järnväg.

E1 5 Wellpappframställning och konvertering. Elenergi 0,576 MJkg Naturgas 0,872 MJkg 11

Transport färdigt emballage kund - Södra Sverige 120 km, 80% lastbil, 20% järnväg Norra Sverige 220 km, 60% lastbil, 40% järnväg.

Antagen fördelning mellan kunder södranorra Sverige

31, vilket ger 145 km, 73% lastbil, 27% tåg.

E11 Transport konsument deponi - 15 km, närdistribution.

E1 3 Deponi Elenergi 0,19 kWhton 0,000 MJkg Bränsle 0,83 kg dieselton 0,035 MJkg 5

E1 g Transport konsument avfallsförbränning - 18 km, närdistribution

E20 Avfallsförbränning . 90% verkningsgrad. Värmevärdet 17,9 MJkg wellpapp med 93% torrhalt används. Värdet baserar sig på värmevärdet 20 MJkg torrsubstans i torrt tillstånd 1 på den valda beräkningsbasen 1 wellpapp vid 93% torrhalt 930 g TS, samt på en fukthalt i till avfallsförbränning inkommande pappersfraktion pá 15%.

Transport av aska till deponi Antag 10 km, lastbil

Transport av wellretur 1000 km, järnväg. Denna uppgift gäller fabriksutskott frän konverteringsanläggning, men antas här gälla för all wellretur.

E23 Framställning av massa från wellretur

Elenergi 270 kWhton 0,972 MJkg

E24 Transport av lim Antag 1000 km, lastbil. Stärkelsen transporteras torr till fabrik.

E25 Tillverkning av lim 0,017 kg majsstärlekelse per welipapp. Energibehovet för potatisstärkelse enligt kapitel 10. stärkelse används här, ca 18 MJkg stärkelse. Av denna energi utgörs MJ av diesel, resten av energi ca bunden i material. Tillverkning NaOH 5400 MJton + 4293 MJton av termisk energi 5. Antag samma energibehov för borax. Totalt energibehov för limtillverkning blir

0,238 MJkg well, bundet i stärkelse

0,0707 MJkg well, diesel 0,002 MJkg well,

E2 s Transport av rejekt från returfiberhantering. Antag 15 km närdistribution.

E27 Insamling av returwell, antag närdistribution 40 km.

9.4 Emissioner

Emissioner vid rávaruutvinning tas hänsyn till i form av att emissionstaktorer läggs pá fossila bränslen. På transporter och energianvändning där de reella emissionerna inte är kända läggs emissionstaktorer enligt tabell 2.2. Emissioner från avtallsförbränning beräknas enligt avsnitt 2.5. AvfaIIsbehanding.

Emissionsdata från och papperstillverkning farms inte tillgängliga

massa uppspaltade på massa- och pappersprocesser på samma sätt som för energibehovet. Emissionsdata gäller istället för integrerat Iinerbruk och integrerat flutingbruk. De utsläpp till luft, som kan relateras till förbränning, har fördelats mellan massa- och papperstillverkning i proportion till energibehovet i respektive process. Utsläppen till vatten har helt lagts på massaproduktionen. Data om utsläpp till vatten har också inhämtas från returmassabruk.

E4-E5 Emissionerlinertillverkning Emissionsdata har inhämtats från två fabriker

gkg liner per papper eller massa ASSI kraftliner, 8 Obbola linerboard, 12

Till luft S02 0,13 1,2 gkg massa NOx 1,1 Stoft 0,8 Luktämnen 0,007 Till vatten COD 13 17,8 gkg papper1 SÄ10 3,4 gkg papper Till mark Fast avfall 50 1 Analyserad på filtrat från SÄ70 filtrering. SÄ suspenderade ämnen

Skillnader i SO2-utsläpp beror på att ASSI Kraftliner har en rökgastvätt som tvättar ut S02 från rökgasen. Enligt principen om bästa teknik används i det följande ASSIs data. För suspenderade ämnen SÄ 10 används dock värdet från Obbola.

Emissionerna ovan gäller integrerat Iinerbruk. Det är således svårt att skilja på emissioner från massatillverkning och från linertillverkning. S02 och NOx-utsläppen kommer från förbränning, och kan fördelas mellan massa- och pappersbruk i proportion till energiförbrukningen i respektive process. Tillkommer gör också CO2-emission från förbränd olja. Således fås

Massatillverkning Linertillverkning

-

E11 Emissioner flutingtillverkning

Utsläppen till luft har inte varit inte möjliga att separera från utsläppen från den sulfatprocess som flutingtillverkningen delvis är integrerad med.

Utsläppen till vatten består av syreförbrukande ämnen, i form av löst organisk substans och suspenderade ämnen 9.

BOD7 2 kgton COD ca15 kgton suspenderat GFA 3 kgton

Suspenderat GFA mäts med samma metod som SÄ10, varför utsläppen adderas i beräkningarna.

Oljeförbränning ger upphov till följande koldioxidutsläpp Massatillverkning 31 gkg massa Flutingtillverkning 214 gkg massa

E23 Emissioner returmassaframställning

BOD7 8,5 kgton COD 18 kgton suspenderat 1,3 kgton 13

9.5 Resultat

Resultaten av beräkningarna redovisas i följande figurer. För

detaljinformation, se bilaga

energi th MJkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg NOx gkg S02 gkg lukt mgkg BOD gkg COD gkg susp SÄ10 gkg avfall kgkg aska gkg 0,001 I I I I I I I I I 0 5 10 15 20 25 30 35 4I

Figur 9.2. Mijöprofil wellpapp, ingen återvinning, avfall till deponi

energi MJkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg NOx gkg - S02 gkg 6,0 2 lukt mgkg BOD gkg COD gkg susp SÄ10 gkg avfall kgkg aska gkg

sc

Figur 9.3. Miljöprofil Wellpapp, ingen återvinning, avfall till förbränning

energi th MJkg MJkg C02 kgkg 10xC0 gkg 013 gkg 10xHC gkg 0,09 gkg 10xstoft gkg 0,15 glkg NOx glkg 1,11 S02 glkg lukt mgkg 0,9 BOD glkg COD glkg susp SÄ10 gkg avfall kgkg aska gkg 5 10 15 20 25 30 35 4 0

Figur 9.4. Miljöprofil weipapp, 80% återvinning, avfall till deponi

energi th MJkg 10,13 MJkg C02 kgkg 0,014 10xC0 glkg 0,10 gkg 10xHC gkg 0,04 glkg toxstoft glkg 0,07 glkg N0x glkg 1,14 S02 glkg 0,8 8 lukt mgkg BOD glkg COD glkg 19,45 susp SÄ10 glkg avfall kgkg aska gkg -10 -5 0 5 10 15 2.0 25 3C

Figur 9.5. Miljöprofil weipapp, 80% återvinning, avfall till förbränning

En jämförelse mellan figurerna 9.2 och 9.3 visar att ca 45% av den insatta termiska energin kan återvinnas avfallsförbränning. Utsläppen till genom vatten blir desamma oavsett materialet förbränns eller deponeras. om energibehovet och avtallsmängden, påverkas utsläppen tilll luft av Förutom avfallstörbränningen. En liten ökning i kväveoxidutsläpp fås vid

avfallsförbränning. De negativa värdena för utsläpp av svaveldioxid, kolväten och koldioxid beror på att vid beräkning av emissioner relaterade till avfallsförbränning har emissioner från förbränning av motsvarande mängd olja dragits ifrån. Eftersom avfallsförbränning av wellpapp inte belastats med utsläpp av vare sig svaveldioxid, kolväten eller koldioxid erhålls, för dessa parametrar, negativa värden.

Figurerna 9.4 och 9.5 visar miljöbelastningen vid 80% återvinning av wellpapp, med deponering respektive förbränning av återstående 20%. Behovet av termisk energi minskar mer vid materialåtervinning än vid värmeåtervinning fig 9.3. Elbehovet blir däremot nästan detsamma. Utsläppen av suspenderade ämnen minskar. Det finns inte uppgift om biologisk syreförbrukning, BOD, för sulfatfabriken, varför detta värde stiger oproportionerligt mycket vid återvinning. Kemisk syreförbrukning, COD, däremot finns det uppgift om för samtliga massaprocesser, varför den ökning som fås vid återvinning är signifikant. Det högre utsläppet av COD vid återvinningsbruket beror till stor del på returpappens innehåll av stärkelse, som löser sig i processvattnet. Utsläppen till luft är genomgående lägre för materialåtervinnning följt av deponi figur 9.4 än för engångsanvändning följt av deponi figur 9.2. Däremot ökar vissa av utsläppen till luft, medan andra minskar, vid en jämförelse av engångsanvändning följt av förbränning figur 9.3 med materialåtervinning följt av förbränning figur 9.5. Lägsta energibehovet fås vid 80% återvinning följt av förbränning.

Figurerna 9.6 och 9.7 visar hur stor del av miljöbelastningen som orsakas av transporter vid engångsanvändning följt av deponi respektive 80% återvinning följt av deponi. Som framgår utgörs endast en mindre del av energibehovet av transportenergi, medan en betydande del av vissa av utsläppen till luft, kväveoxider, kolmonoxid i och kolväten, härrör från transporter. Miljöbelastningen från transporter ökar inte vid återvinning, jämfört med engångsanvändning.

energi th MJlkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg 10xHC gkg 10xst0ft gkg NOx gkg S02 gkg lukt mgkg BOD gkg COD gkg susp SÄ10 gkg avfall kgkg 3 C 20 25 30 35 4

Figur 9.6. Miljöprofi Wellpapp, ingen återvinning, avfall till deponi. Uppdelat

pá transporter vit del av stapeln, och övrigt svart del av stapeln

energi MJkg MJkg C02 kgkg ; 10xCO gkg 10xHC gkg 10xstoft gkg NOx gkg S02 gkg t lukt mgkg BOD gkg COD gkg susp SÄ10 gkg t i avfall kgkg O A 0 15 20 25 30 35 4

Figur 9.7. Mijöprofi weipapp, 80% återvinning, avfall till deponi. uppdelat på

transporter vit del av stapeln och övrigt svart del av stapeln

Referenser Skogsindustriernafsverige i det nya Europa. Verksamhetsberättelse 1990 .

Bergstedt, Marknadsanalys svensk förpackningsmarknad.

- Packforsk rapport 20-8917, 1991. Chalmers lndustriteknik, Electrolux-PADD. Resurs- och avfallssnála förpackningar. 1990. Nygaard, J och Nord, Energy input analysis the pulp and paper industry. STU information No 410, 1984. Sundström, G, Energiförbrukning och miljöbelastning för distributionssystem för och läsk i Sverige. Miljöbalans Gustav Sundström AB 1990. Muntlig kontakt

GOA

Gunilla Jönsson, Packaging

Lars-Erik Axelsson, Skogsindustrierna

Gunnar Lundkvist, ASSI Kraftliner

Kjell Olsson, Billerud paper 10. Leif Karlsson, Skogsindustrierna

11. Britt-Marie Wiezell, SCA Emballage

12. Annica Wilhelmsson, Obbola linerboard Åke Dahl, Munksjö Kraftemballage AB

10. STÄRKELSE

1 0.1 Teknisk beskrivning .

Stärkelse används i blygsam omfattning som förpackningsmaterial, förutom

som tillsats i paper och kartong.

Stärkelsetillsatser om 6-20% kan användas i polyetenfilm. Vid deponering

bryts stärkelsen snabbt ned på mikrobiologisk väg, varvid polymermatrisen luckras och görs tillgänglig för nedbrytning. Autooxidanter kan tillsättas upp samtidigt stärkelsen, och nedbrytningstiden kan på så sätt förkortas från som

hundratals år till 4 år 1 ,2.

v

Stärkelse kan tillsammans med polyeten-co-akrylsyra eller polyvinylalkohol och glycerol formas till biologiskt nedbrytbara filmer. Stärkelseinnehållet i denna typ av produkter uppgår till ca 50-60% 1.

Både film och hårda engångsartiklar kan produceras från närmast hundraprocentig stärkelse genom att i en process med kontrollerad temperatur, tryck och fukthalt sönderdela stärkelsegranulerna och på så sätt göra stärkelsen termoplastisk. Små tillsatser glycerol eller sorbitol används av för att ge konstanta produktegenskaper 1.

Skummade stärkelsechips kan produceras från ren stärkelse, eller stärkelse med en tillsats av polyvinylalkohol, till en produkt som kan fungera som

lösfyllnadsmaterial kring stötkänsligt gods 1 ,5,6. Denna typ av produkt,

tillverkad av potatisstärkelse, tas som utgångpunkt för beräkning av miljöbelastning. Popcorn kan användas för samma ändamål.

Det finns också andra biopolymerer under utveckling till förpackningsmaterlal. lCl marknadsför Biopol, som består av en kopolymer mellan

polyhydroxybutyrat Pl-lB och polyhydroxyvalerat PHV. Polymeren

framställs genom en fermentatlonsprocess. Råvaran utgörs glukos som fermenteras till PHB. Mindre mängder enkla organiska syror tillsätts för att kopolymeren PHBV skall bildas 1,2,3.

10.2 Materialbalans

Materialbalansen utgär från följande flödesschema

N-gödning E1 Odling P-gödning E14

V

E15 Transport Kgödning E2 E3

Bekämpnings- E16

Renframställn medel E4 stärkelse j biprodukt. pulpa E5 Transport

i .

Tillverkning förpacknings- E6 material

i

E7 Transport

lf°_

Fyllning Distribution Konsument E12 Transport

I

Återanvändning

E3 Transport Transport E10

Avfalls- Eg Depon. E11 förbränning A Figur 10.1 Flödesschema stärkelse

Följande scenarier beräknas Engángsanvändning, avfall till deponi 2. Engángsanvändning, avfall till förbränning 60% återanvändning, avfall till deponi

4 60% återanvändning, avfall till förbränning

För jordbruksledet gäller följande Uppgifter ur odlingskalkyl för potatis 7.

Produktion 40 ton potatisha innehållande 19-20% stärkelse.

Utsäde 3600 kgha. Detta ger en nettoproduktion av 36 tonha.

Handelsgödsel 150 Nha - 60-70 Pha 200 kg Kha

Enligt uppgift från Hydro Supra innebär P till potatis

8 en giva av 80 kg att

man försett en eller två efterföljande grödor också, och att ett potatissystem totalt behöver 30 Pår, vilket kommer att användas i beräkningarna.

Bekämpningsmedel Ogräsbekämpningsmedel, metribusin 0,5-0,75 kgha Bladmögelpreparat, manebpreparat som innehåller zink och mangan, sprutas 5-6 ggr med 3-4 kgha

Blastdödningsmedel, diquatpreparatOm blastdödning tillämpas används ca

4 kgha.

Potatis består av ca 20% stärkelse, 75% vatten och 4% fiber, s k pulpa. Resterande andel består av vattenlösliga salter. Pulpan gär till djurfoder eller till livsmedeltillsats 10.

10.3 Energibehov

Energibehovet för stärkelse omfattar energi i odlingsled, tillverkning av gödningmedel och bekämpningmedel, transporter, energi för att framställa stärkelse ur jordbruksrávaran, energi för att konvertera renframställd stärkelse till ett förpackningsmaterial, energi i fyllnings, distributions- och konsumentled, .

vilket bortses från här, samt energi i avfallsledet.

Energianvändning i odlingsled 7

För gödning och besprutning krävs 40 timmars traktorkörning per hektar, till en genomsnittlig dieselkonsumtion av 9 lh, vilket ger 1,795 MJkg stärkelse.

sättning av potatis. 4-5 kmh, tvåradig maskin 1,5 m bredd, 5-6 lhj Detta ger 0,041 MJkg stärkelse.

Upptagning av potatis. Enradig maskin, 7 lh, 3 kmh. Detta ger 0,155

MJkg stärkelse.

Jordbearbetning Pinnfräs 12 lh, 3-4 kmh, bredd 1,8 m, ger 0,095 MJkg stärkelse Plöjning 12 lh, 3 kmh, bredd 2,10 m, ger 0,095 MJkg stärkelse. Kupning, utförs en gång för industripotatis, 5 Ih, 6 kmh, 2-radig maskin 1,5 m, ger 0,028 MJkg stärkelse. i

Totalt energibehov traktordrift 2,2 MJkg stärkelse.

E2 Transport odlare stärkelsefabrik Maximalt 100 km 10. Per stärkelse transporteras 5 kg potatis.

E3 Energi bunden i ingående material. Räknas endast för stärkelseandelen i potatisen då pulpan är en användbar biprodukt. 20 MJkg TS, 75% vattenhalt i potatis ger 13,24 MJkg torr stärkelse.

E4 Framställning av stärkelse ur potatis. 175 kWhton stärkelse vid 20% fukthalt 9. Detta ger 0,788 MJkg torr stärkelse. Naturgas.

E5 Transport stärkelsetiIIverkare-förpackningstillverkare Sättes till 300 km, lastbil.

Es Tillverkning av skummat förpackningsmaterial 140 kWhton 0,504 MJkg, varav kan återvinnas 0,1 ton ånga,

motsvarande 0,2 MJkg stärkelse uppgift katalog från Werner und

ur Pfleider.

Transport till användare Sättes till 300 km, lastbil. P g a den skrymmande lasten kan transportenergin 1 MJton km inte användas för denna transport. Istället används 4,2 MJton km, baserat på en drivmedelsförbrukning av 3 Imil för en tom lastbil och en Iastvolym av 128 m3. Densiteten hos

materialet är 20 kgm3 5.

Transport konsument-deponi 15 km närdistribution

Eg Deponi aEIenergi 0,19 kWhton 0,000 MJkg Bränsle 0,83 dieselton 0,035 MJkg

E1 o Transport konsument-avfallsförbränning 18 km, närdistribution

E1 1 Avfallsförbränning

i 90% verkningsgrad, 16,7 MJkg.

l l l återanvändning E1 2 Transport Sättes till 300 km. Också för denna transport användes 4,2 MJton km. l

l

i

E13 Framställning och transport kvävegödning 13 kWhkg N 47 MJkg N a.

l

l E1 4 Framställning och transport fosfatgödning

i

32 MJkg P. Ur Energy fertilizer manufacture, siffror från 1972.

g Antag olja.

l l E15 Framställning och transport av kaliumgödning

10 MJkg K. Ur Energy fertilizer manufacture, siffror från 1972.

Antag olja.

ä E1 5 Framställning och transport av herbicid

1400 MJha, vilket motsvarar 0,19 MJkg stärkelse. Ur Energy

fertilizer manufacture, siffror från 1972. Antag olja.

10.4 Emissioner

E13-E15 Tillverkning av handelsgödsel

Det har inte varit möjligt att inom undersökningens ram fullständigt utreda miljöbelastningen från tillverkning och användning av handelsgödsel. De uppgifter om utsläpp som gått att kvantifiera i är följande 8

Till luft 8,2 g NOxkg N räknat som N02 1,3 g NH3kg N 1,75 CO2kg N Till vatten 1,8 g Nkg N 0,4 g Pkg P

Förutom dessa utsläpp förekommer utsläpp av fluor till luft och vatten, klorväte till luft, och deponering av gips. Förutom gips innehåller deponimassorna fosfor, flour och metaller som Cd, Cr, Ni, Hg m Lakvatten från gipsön i Landskrona pumpas tillbaka och används som processvatten i fabriken.

i Dessutom förkommer urlakning av nitrat från gödslad mark samt ammoniakavgång från mark och växtlighet.

Tillförsel av fosfatgödning medför att också kadmium tillförs jorden. I medeltal tillförs svenska jordar 1 g Cdha från handelsgödsel och 1 g Cdha från atmosfären. Jordarna innehåller i medeltal 500 g Cdha 4.

För transporter och traktordrift beräknas emissioner enl tabell 2.22. och för avfallsförbränning enl avsnitt 2.5. Avfallshantering.

10.5 Resultat

Resultaten av beräkningarna framgår av följande figurer. Mer detaljerade resultat finns redovisade i bilaga

energi th Mkg MJkg 10xCO2 kgkg 0,457 kgkg CO gkg 10HC gkg 10stoft gkg 0,45 gkg 100NH3 gkg 0,027 gkg NOx gkg S02 gkg 100totN gkg 0,038 gkg totP mgkg

avfall kgkg

r 6 8 10 12 14 16 18 20

Figur 10.2. Miljöprofil för stärkelse i engángsanvändning, avfall till deponi.

energi th Mkg MJkg 10xCO2 kgkg -0,744 CO gkg 10HC gkg 0,63 gkg 10st0ft gkg 100NH3 gkg 0,027 gkg NOx gkg 6,34 S02 gkg -5.08 100totN gkg 0,035 gkg totP mgkg avfall kgkg

-10 8 6 4 2 0 2 4 6 8 - - -

Figur 10.3. Miljöprofi för stärkelse i engánsanvändning, avfall till förbränning.

energi Mkg MJkg 10xCO2 kgkg 0,243 kgkg CO gkg 10HC gkg 10stoft gkg 100NH3 gkg 0,011 gkg NOx gkg S02 gkg 100totN gkg totP mgkg avfall kgkg 10 12 14 16 18 20

Figur 10.4. Miljöprofi för stärkelse, 60% återanvändning, 40% avfall till deponi.

energi th Mkg MJkg 10xCO2 kgkg -0,238 CO gkg 10HC gkg 0,41 gkg 10stoft gkg 0,072 gkg 100NH3 gkg 0,011 gkg NOx gkg 3,53 S02 gkg -1 ,91 100totN gkg 0,014 gkg ,

totFf mgkg 0,68

avfall kgkg I I I I I 0 2 4 e 8 10 -10 -a -s -4 -2

Figur 10.5. Miljöprofil för stärkelse, 60% återanvändning, 40% avfall till förbränning.

En jämförelse mellan figurerna 10.2 och 10.3 visar att ca 75% av den insatta termiska energin kan återvinnas vid avfallsförbränning. Elförbrukningen blir däremot densamma. De förbränningsrelaterade utsläppen till luft minskar vid

avfallsförbränning. För vissa parametrar blir de t o rn negativa. Detta beror på

det avdrag av emissioner från motsvarande förbränning av olja som gjorts.

Utsläppet av kväveoxid blir ungefär detsamma i bägge fallen, beroende pá att

utsläppet av NOx från avfallsförbränningen är ungefär lika det stort som avdrag som gjorts för motsvarande oljeförbränning. Utsläppet ammoniak av påverkas inte avtallsförbränningen I av då det är knutet till tillverkningen av gödningsmedel. Utsläppen till vatten påverkas knappast av avfallsförbränningen. Mängen avfall, däremot, minskar naturligtvis avfallet om förbränns.

Behovet av termisk energi blir högre om 60% av materialet áteranvänds och

i

I resten deponeras fig 10.4, jämfört med engángsanvändning följt av

f förbränning fig 10.3. Däremot blir energibehovet för 60% återanvändning

1 följt av förbränning fig 10.5 mindre än än för engángsanvändning följt av

1 förbränning fig 10.3. Den lägsta mlljöbelastningen, och energibehovet

erhålls 60% materialet återanvänds och

om av resten förbränns fig 10.5

Som framgår av fig. 10.6 och 10.7 utgörs endast en mindre del av l i energianvändningen av transportenergi. Transporterna svarar däremot för l betydande andelar utsläppen kväveoxider, av av kolmonoxid, kolväten och l stoff.

energi Mkg , MJkg l 10xCO2 kgkg co gkg 10HC gkg 10stoft gkg 100NH3 gkg NOx gkg S02 gkg

j gkg

100mm

1 lotP mgkg

i

avfall kgkg

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 2

Figur 10.6. Miljöprofil för stärkelse i engángsanvändning, avfall till deponi. uppdelat pá transporter vift och övrigt svart.

energi Mkg MJkg 10xCO2 kgkg C0 gkg 10HC gkg 10st0fti gkg 100NH3 gkg NOx gkg S02 gkg 100totN gkg totP mgkg avfall kgkg I I I I I I I I l I 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20

Figur 10. Miljöprofil för stärkelse, 60% återanvändning, 40% avfall till deponi. Uppdelat pá transporter vitt, och övrigt svart.

Referenser Röper, H and Koch, The role of starch biodegradable thermoplastic materials. StarchStärke 42 4, 123 1990.

Evans, J D and Sikdar, S Biodegradable plastics; An idea whose time

has come Chemtech january, 38 1990. Informationsmaterial ICI. Supra och miljön, broschyr från Hydro Supra. Muntlig kontakt Christer Törnig, EnC American Excelsior, Texas

Haldor Karlsson, inst för växtodling, SLU

Göte Bertilsson, Hydro Supra

Per T Persson, Stärkelsen, Sveriges stärkelseproducenter

10. Olle Wikström, Stärkelsen, Sveriges stärkelseproducenter

VÄTSKEKARTONG 11.

11.1. Teknisk beskrivning

består polyetenbelagd kartong, och används framförallt till Vätskekartong av Det finns också vätskekartong som dessutom är belagd mjölkförpackningar. aluminiumskikt. Denna typ kartong är tätare och används till juice med ett av till med lång hållbarhet. Beräkningarna är utförda för den

och mjölkprodukter

bestående enbart kartong och polyeten. Kartonger för mjölk förra typen av

två utföranden, tegelstensförpackningar och gaveltopförpackningar.

finns i Tegelstensförpacknlngen består oblekt kartong och polyeten, och har en av vikt än gaveltopförpackningen, som dessutom innehåller blekt kanong. lägre Beräkningarna görs för kartong som används till förpackningar av

tegelstenstyp.

Beräkningarna syftar till att på frågan vilken skillnaden blir i svara energibehov och miljöbelastning kartongen efter användning deponeras, om eller dess fiberinnehåll återvinns. Beräkningarna sträcker sig förbränns om till skuret laminat, levererat till mejeri. Tryckprocessen har lämnats fram utanför jämförelsen, liksom fyllning, distribution och konsumentled. Dessa desamma oavsett kartongen är tillverkad av jungfruligt eller processer är om

material. Kringförpackningar f pallar, bobbiner och krympfilm

återvunnet ex inte inkluderat. Spill i tillverkningen laminat har inte tagits hänsyn till, är av eftersom spillet enl uppgift från Tetra Pak 2 återvinns för olika ändamål transportskydd, bobbinpluggar etc.

angående tillverkning kartongen har lämnats av Tetra Pak 1,2. För Data av tillverkning polyeten har data enligt kapitel 6 Polyeten använts. Data för av återvinning vätskekartong har lämnats Fiskeby Board 3. Även från av av aluminiumbelagd vätskekartong kan fibern återvinnas. Transporterna till och

från återvinning är ansatser.

11.2 Materialbalans

En enliters mjölkkartong av tegelstenstyp består av 1

Oblekt kartong 17,20 g 7% fukthalt Blekt kartong CTMP 2,18 g 7% fukthalt CLC bestrykning 3,10 g LDPE 5,14 g Total vikt 27,62 g

Vid återvinning av fiber uppstår l-2% rejekt, räknat på fiber, samt rejekt i form plastavfall, som i Fiskebys fall går till tipp, men som kan eldas om tillgång av till lämplig panna finns 3.

Beräkningarna kommer att utgå från flödesschemat i figur 11.1

Följande scenarier beräknas Ingen återvinning, avfall till deponi 2. Ingen återvinning, avfall till förbränning 65% återvinning av fiber, avfall till deponi 4. 65% återvinning av fiber, avfall till förbränning

Dessutom har ett scenario beräknats, där även plastrejektet som uppstår i återvinningsprocessen antas förbrännas.

Ätervinningsgraden 65% gäller enbart fiberfraktionen, och är räknad på den

mängd fiber som återstår efter spill i återvinnings-processen.

11.3 Energibehov

Energibehov för transporter har beräknats enligt tabell 1.1 och för avfallsbehandling enligt avsnitt 2.5. För beteckningar se figur 11.1.

E1 Virkesuttag 0,336 MJkg bestruken kartong inkluderat i E1-E4 nedan, men används till emissionsberäkning 1. Diesel antas.

LDPE- E1 Virkesuttag . E5 produktion

i i

E2 Transport Transport E6

i

Framställn av bestruken E4 kartong E3

i

Hjälpkemikaler E7 Transport

l

G Transport E18

j? E8

T

Laminering

E17 Återvinning E9 Transport

i

Fyllning Distribution Konsument

D Transport E15 $ +

Transport E12 E10 Trans p ort Transport E19

i i

E11 Deponi Förbränning E13 i Transport E14 V E1 5 Deponi q

i Figur 11.1. Flödesschema vätskekartong

Transport skog bruk - 0,102 MJkg bestruken kartong 1. inkluderat i E1-E4 nedan, men används till emissionsberâkning.

Produktion av hjälpkemikalier. MJkg bestruken kartong 1

Na2SO4 00020 MJmkg o,o012 Mdetkg

NaOH 0,0339 MJmkg 0,0536 MJevkg Cao 0,0200 MJthkg 0,0007MJe|kg Summa 0,0559 MJthton 0,0555 MJevkg inkluderat i E1-E34 nedan, men används till emissionsberäkning genom att emissionsfaktorer för olja läggs pá den termiska energin.

E1-E4 Framställning av bestruken kartong 1 MJkg bestruken kartong

l l Energibehovet inkluderar massa- och kartongproduktion, transporter till fabrik och framställning av hjälpkemikalier.

l

I E5 Framställning LDPE-granulat räknat efter förutsättningar givna i

av

l kapitel från oljeutvinning LDPE-granulat.

t o m

l 60,4 MJthkg

8,01 MJevkg

l

i

Es Transport av polyetengranulat l 450 km lastbil 1.

E7 Transport av bestruken kartong

Frövifors-Lund 500 km tåg 1.

Es Laminering och skärning 1 5,302 kWh1000 förpackningar 0,691 MJkg laminat Gas 0,869 kWh1000 förpackningar 0,113 MJkg laminat

E9 Transport till mejeri 280-300 km. lastbil 1.

E10 Transport konsument-deponi 15 km, närdistribution

E11 Deponi Elenergi 0,19 kWhton 0,0007 MJkg Bränsle 0,83 kg dieselton 0,035 MJkg

E12 Transport konsument-avfallsförbränning 18 km, närdistribution

E13 Avfallsförbrän ning

90% verkningsgrad, 21,4 MJkg laminat med kartongen vid 6% fukthalt.

E14 Transport aska , Antag 10 km, lastbil. Det antas att 23 av bestrykningen utgörs av oorganisk substans samt att den obestrukna kartongens askhalt är 2%. Detta ger en askhalt, räknat på hela laminatet av 8,9%.

E15 Deponi Elenergi 0,19 kWhton 0,0007 MJkg Bränsle 0,83 dieselton 0,035 MJkg

E16 Transport till återvinning Sättes till 400 km, lastbil

E17 Återvinning Ångförbrukning 4,8 GJton kartong, med ångan till 20% framställd

olja och till 80% framställd ur 3. Med antagande om 99% verkningsgrad för ánggenerering från och 90% verkningsgrad för ánggenerering ur olja fås 3,88 MJ elkg kartong 1,07 MJ oljakg kartong

om 770 kWhton kartong 2,77 MJkg kartong tillkommer för pumpar, malning och hantering i övrigt 3.

E18 Transport av återvunnen kartong Sättes till 500 km, lastbil

E19 Transport av rejekt plast och tiberrejekt till deponi. Sättes till 10 km, lastbil.

11.4 Emissioner

E4 Kartongtramställning

Följande emissioner uppstári och kartongproduktionen, gkg massa bestruken kartong 1

Till luft Stort 2,0 S02 0,9 - NOx 0,833 Till vatten BOD7 1,2 COD 9,7 Susp 0,3 Till mark Fast avfall 12,0

Utsläpp av koldioxid från förbränning av olja och gas tillkommer. De har

delvis tagits hänsyn till då emissionsfaktorer lagts på bränsleförbrukning vid produktion av hjälpkemikalier och på

dieselförbrukning. Resterande COZ-utsläpp från uppgår

olja och gas till ca 500 gkg bestruken kartong.

E5 Polyetenproduktion Följande emissioner uppkommer framställning av 1 kg LDPEgranulat räknat efter förutsättningar givna i kapte Polyeten, från oljeutvinning till granulat Till luft S02 0,933 gkg

C02 1043 stoft 0,097 Till vatten COD 0,067

E7 Återvinning

COD 7,9 gkg kartong suspenderat 1,3 gkg kartong 3

Emissionsfaktorer enl tabell 2.2. läggs pá energierna E1-E3, E3 och E17,

samt på transporter. Emissioner frán avfallsförbränning beräknas enl avsnitt

2.5. Vid beräkning av stoft och askemissioner från avfalisförbränning har antagits bestrykningen till 23 består av oorganisk substans. Uppgift om dess sammansättning har inte gått att få fram, däremot har den ett värmevärde på ca 8 MJkg. Från uppgiften om värmevärdet har antagandet om askinneháll har gjorts.

1 1.5. Resultat

Resultaten av beräkningarna redovisas i följande figurer. En mer detaljerad redovisning ges i biiaga5.

0,1xenergi th MJkg 39,27 MJkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg ä BOD gkg COD gkg

l

i 10xsusp gkg 0,24 gkg

i avfall kgkg 1,01

i 100xaska kgkg 0.003 gkg

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20

Figur 11.2. Miljöprofi vätskekártong, ingen återvinning, avfall till deponi

0.1xenergi th MJkg 20,02 MJkg MJkg C02 kgkg g 10xCO gkg HC gkg 5 stoft gkg NOx gkg S02 gkg 6,5 4 - BOD gkg i i COD gkg i 10xsusp gkg avfall kgkg 100xaska kgkg

-10 -8

Figur 11.3. Miljöproñl vátskekartong, ingen áteninning, avfall till förbränning.

O,1xenergi th MJkg 22,37 MJkg MJkg 6,03 C02 kgkg 10xCO gkg HC gkg stoff gkg NOx gkg S02 gkg BOD gkg COD gkg 10xsusp gkg avfall kgkg 100xaska kgkg 0,0064 gkg

8 10 12 14 16 18 2IE

O 2 4 6

Figur 11.4. Miljöprofil vätskekartong, 65% återvinning av fiber, avfall till deponi

O,1xenergi th MJkg 15,62 MJkg MJkg 6,03 C02 kgkg 10xCO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg 1 ,8 7 - BOD gkg COD gkg 6,38 i 10xsusp gkg 0,68 gkg avfall kgkg 100xaska kgkg 26,14 gkg

-10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10

Figur 11.5. Mijöprofil vätskekartong, 65% återvinning av fiber, avfall till förbränning

En jämförelse av figurerna 11.2 och 11.3 visar att ca hälften av den insatta termiska energin kan återvinnas genom förbränning av använd kartong. En del av utsläppen till luft minskar vid avfallsförbränning, beroende på att n

samtidigt emissioner från avfallsförbränningen adderats har emissioner som från motsvarande förbränning av olja subtraherats. Detta beräkningssätt ger också upphov till negativa utsläpp av svaveldioxid och koldioxid vid avfallsförbränning. Utsläppet kväveoxid ökar något vid avfallsförbränning av beroende på att NOx-utsläppet från avfallsförbränning överstiger NOXutsläppet från motsvarande oljeförbränning. Utsläppen till vatten blir desamma avfallet förbränns eller inte, utom för COD där en liten oavsett om reduktion erhålls, också beroende på avdraget av emissioner från

oljeförbrukning.

Figur 11.4 visar att energibehovet ökar om 65% av fibern återvinns och resten använda förpackningar deponeras, jämfört med om hela avfallet förbränns av fig 11.3. Däremot minskar behovet termisk energi om 65% av fibern av och använda förpackningar förbränns fig 11.5. Elbehovet återvinns resten av blir högre för återvinning fig 11.4 och 11.5 beroende på att större delen av energibehovet hos Fiskeby Board tillfredsställs med el. Utsläppet av COD minskar något vid fiberåtervinning, medan utsläppet av suspenderade ämnen ökar. Minskningen i BOD är inte relevant, eftersom uppgift om BOD-utsläpp

saknas för återvinningsprocessen. En jämförelse av figur 11.3 ingen

återvinning, förbränning använda förpackningar med figur 11.5 65% av fiberåtervinning och förbränning använda förpackningar visar att vissa av av utsläppen till luft minskar vid återvinning medan andra ökar.

Om även den plast skiljs ifrån i återvinningsprocessen antas förbrännas som fig 11.6 minskar behovet termisk energi ytterligare. Utsläppen till vatten av blir desamma plastrejektet inte förbränns. Fortfarande ökar vissa av som om utsläppen till luft, medan andra minskar, jämfört med engångsanvändning följt av förbränning tig 11.3.

0,1xenergi th MJkg 10,42 MJkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg BOD gkg COD gkg 10xsusp gkg 0,68 gkg avfall kgkg 100xaska kgkg - 26,10 gkg

-10 4 6 8 10 -

Figur 11.6. Miljöprofi vätskekartong, 65% återvinning av fiber, avfall till förbränning, plastrejekt till förbränning.

Figurerna 11.7 och 11.8 visar hus stor andel av miljöbelastningen som transporterna står för. Utan återvinning fig 11.7 härrör ca 60% av COutsläppen och ca 30% av NOx-utsläppen från transporter. Med återvinning fig 11.8 härrör ca 80% av CO-utsläppen och ca 60% av NOx-utsläppen från transporter. Transporterna svarar för en mindre del av energibehovet.

Miljöbelastningen från transporter är högre vid återvinning än utan återvinning. Möjligen är antagandet, att all återvunnen kartong transporteras ut från átervinningsanläggningen med lastbil, inte realistisk, vilket i så fall ger en alltför negativ bild av återvinning.

Onxenergi th MJkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg HC gkg ston gkg NOx gkg S02 gkg BOD gkg COD gkg 10xsusp gkg avfall kgkg 10xaska kgkg

O h 10 12 14 16 18 20

Figur 11.7. Miljöprofi vätskekartong, ingen áteninning, avfall till deponi. Uppdelat pá transporter vitt och övrig svart.

energi th MJkg MJkg C02 kgkg 10xCO gkg HC gkg stoft gkg NOx gkg S02 gkg BOD gkg COD gkg 10xsusp gkg avfall kgkg 100xaska kgkg

O 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20

Figur 11.8. Miljöprofi vätskekartong, 65% återvinning av fiber, avfall till

deponi. uppdelat på transporter vitt och övrig svan.

Referenser Sundström, G, Tetra Brik Lifecycle Environmental Inventory. Miljöbalans Gustav Sundström AB, Malmö 1991. Muntlig konktakt Erik Sandberg, Tetra Pak Håkan Grangård, Fiskeby Board

12. DISKUSSION OCH SLUTSATSER

Den generella slutsats som kan dras av undersökningen är att energibehov

och emissioner minskar om förpackningsmaterial återvinns eller återanvänds,

samt att energiinnehållet i den inte återvunnaåteranvända andelen av de brännbara materialen bör tas tillvara genom förbränning.

Här följer en kort redogörelse för de slutsatser som kan dras för varje material.

För aluminium är minskningen stor i både energibehov och emissioner om materialet återvinns. Aluminium bör återvinnas så långt det praktiskt är möjligt.

Aluminiumfolie i laminat är dock svåråtkomlig för återvinning. En viss

miljövinst görs om den förbränns istället för att deponeras.

Återvinning både stålplåt och bleckplåt förtennad plåt ger minskning av

av miljöbelastning och energibehov. Praktiska svårigheter finns vad avser återvinning av bleckplåt, p g a att halten av tenn är begränsande i omsmältningen.

En viss minskning i energibehov och utsläpp erhålls om glas återvinns jämfört

med om det framställs av jungfruliga råvaror. Dessutom minskar uttaget i å naturen av råvaror samtidigt som avfallsvolymen minskar. Mycket större å besparingar erhålls om glas istället återanvänds. Denna slutsats gäller också i tar hänsyn till att returförpackning väger mer än en engångsförom man en packning av glas.

Båda typerna av polyeten, LDPE som används i filmer eller HDPE i formblåsta

produkter t flaskor, kan återvinnas. Återvinning av HDPE ger en

som ex

minskning av utsläppen, och förbrukning av termisk energi, men en marginell ökning av elbehovet. Återanvändning däremot ger genomgående en

l minskning av både emissioner och energibehov. LDPE kan återvinnas med

minskning av emissioner och energibehov. Ett allmänt problem är kvalitetsför-

såmring vid återvinning, t ex blandas olika färger, vilket kan lösas genom att

den återvunna produkten färgas svart. Också blandningen av tillsatser i plaster från olika användningsområden kan ge avsättningsproblem.

Expanderad polystyren kan återvinnas till vanlig polystyren i formgods, t ex

galgar. Trots att expanderad polystyren är en mycket skrymmande last kan

den transporteras med lastbil till återvinning 3 600 km innan bränsleförbrukningen överstiger plastens värmeinnehåll. Räknat på utsläppen blir sträckan kortare. Kortast blir den om man räknar på kväveoxidutsläpp då den kan transporteras 300 km innan kväveoxidutsläppen överstiger dem som erhålls vid engångsanvändning följt av förbränning.

Träförpackningar kan rimligen inte materialåtervjnnas, däremot kan de med

fördel återanvändas. Så sker också i stor utsträckning med t ex lastpallar. Miljöbelastningen och energibehovet skulle minska om engängsförpackningar och kasserade returförpackningar i högre grad gick till avfallsförbrän-

ning. Oftast utgörs de av transportförpackningar, som idag går som industri-

avfall, varför en förhållandevis liten andel förbränns.

Wellpapp är material redan idag återvinns i utsträckning. Ett

ett som stor fungerande system existerar för insamling från butiker. Stora vinster i energibehov kan göras om wellpappen återvinns jämfört med om den framställs av jungfruliga råvararor. Syreförbrukande ämnen COD ökar vid återvinning, medan utsläppen av suspenderade ämnen minskar. Utsläppen till luft är genomgående lägre för materialåtervinning följt av deponi, än för engångsanvändning följt av deponi. Däremot ökar vissa av utsläppen till luft,

medan andra minskar, vid en jämförelse av engångsanvändning följt av

förbränning med materialåtervinning följt av förbränning. Förbränning av återvunnen wellpapp är ett bättre alternativ än deponering.

stärkelse som stötdämpande fyllmaterial är ett nytt förpackningsmaterial. Processenergin för att framställa materialet är relativt liten, varför en stor andel av den insatta termiska energin kan återvinnas vid förbränning.

Återanvändning med förbränning av återanvänd andel ger lägre

energibehov och utsläpp än engånganvändning följt av förbränning, men blir förmodligen både utrymmeskrävande och opraktiskt. Produkten är tänkt att konkurrera med andra lösfyllnadsmaterial. En jämförelse med expanderad polystyren visar att stärkelse ger lägre energibehov och lägre utsläpp av kolväten och svaveldioxid. Däremot ger tillverkning av handelsgödsel upphov till utsläpp av gödande ämnen till vatten.

För vätskekartong erhålls ingen tydlig skillnad om materialet efter användning förbränns eller om dess fiberinneháll átervinns. Förbrukningen av termisk energi minskar medan elanvändningen ökar, beroende på att elgenererad l

ånga används i den återvinningsprocess som data hämtats från. Utsläppen av

kväveoxid minskar något vid återvinning medan utsläppen kolväten och

av koloxid ökar. Detta beror dels på det ökade transportarbetet till

átervinningsanläggningen, samt på att plasten inte antagits återvinnas.

Dessutom har en ansats om lastbilstranport av återvunnen fiber gjorts.

13. JÄMFÖRANDE L|VSCYKELANALYS AV MJÖLKFÖRPACKNINGAR

1 3.1. Systembeskrivning

En jämförelse av olika system för mjölkförpackningar har utförts. Jämförelsen omfattar stálkosystemet, med glas- eller polykarbonatflaska, returtlasksystem med glas- eller polykarbonatflaska samt mjölkkartong.

Stálkosystemet innebär att mjölken fylls i en tank pá mejeriet. Tanken körs ut till butik, där den placeras i ett kylskåp. Konsumenten fyller sedan en egen, medhavd flaska ur tanken. Konsumenten är själv ansvarig för diskning av flaskan, som kan vara av glas eller polykarbonat. Den till stålkon hörande tanken återtas mejeriet och diskas före återtyllning. Försök med distribution av mjölk via stálko pågår i Stockholm och Skåne. av

Fteturflasksystem innebär att mjölken fylls pa flaskor i mejeriet och sedan

distribueras till butik. Flaskan återlämnas till butik av konsumenten, varifrån den återtas av mejeriet som diskar den före förnyad fyllning. Flaskan kan bestå av polykarbonat eller glas. Ingen distribution av mjölk i returflaskor

förekommeri Sverige.

Det i Sverige helt dominerande systemet för distribution av mjölk utgörs av mjölkkartonger, bestående av polyetenbelagd kartong. Mjölken fylls i kartonger på mejeriet och distribueras till butik. Efter att kartongen tömts, slängs den och hamnar i den kommunala avfallshanteringen, där den antingen förbränns eller deponeras.

Nedan följer en beskrivning av de förutsättningar under vilka beräkningarna är gjorda. Tryckning av etiketter respektive kartonger är inte inkluderade i beräkningarna.

13.2. Konsumentförpackningar

132.1. Stälkoflaskor

pågår med distribution mjölk via stålko används en flaska l de försök som av med volym 1 liter. Glasflaskan väger 400 g och förslutes med av vitt glas en av vitlackerat lock förtennad plåt med PVC-packning 8,01 g stål, 1,20 g ett av

PVC 12. Ingen etikett används på flaskan i stålkosystemet. l det följande

räknas med ett tripptal 100 för glasflaskan. Detta tripptal kommer att av glasflaskan håller i ett års tid för konsument som fyller sin flaska innebär att en vecka. Ett alternativ är att använda en flaska av polykarbonat. två gånger per En sådan flaska väger 70 och antas försedd med ett lock av 3,5 g g För flaskan polykarbonat antas ett tripptal pä 200. Locken polypropen. av

ha livslängd samma tripptal som flaskorna.

antas samma

miljöbelastning från tillverkning glasflaskan används de Vid beräkning av av förutsättningar givits i kapitel Glas. En krossinblandning av 50% antas som vid tillverkning flaskan. Tillverkning polykarbonatflaskan beskrivs i av av i flaskan antas inte återvinnas. Miljöbelastning frän bilaga Materialet

beräknas enligt förutsättningar i kapitel Ståplåt,

tillverkning av stål till locket och från tillverkning PVC enligt bilaga 4. För polypropen antas samma av energibehov och emissioner för polyeten kapitel 6. som

13.2.2 Returflaskor

returflaska glas 1 liter kan väga allt mellan 340 g 1 och 600 g 2. En av Vikten 600 gäller en äldre typ flaskor, medan nyare returflaskor väger g av mindre. Här räknas med vikt 400 vilket är detsamma som för flaskan en av till stålkon. En returflaska för mjölk bör bestå av färgat glas för att undvika s k solsmak hos mjölken. Färgat glas medger en högre krossinblandning än vitt glas kapitel Glas. Därför används krossinblandning av 70% vid

se en

beräkning miljöbelastning frän tillverkning av flaskan. Ett tripptal av 30 av används vid beräkningarna. En flaska för och läsk används idag ca 30 ggr, det rimligt tänka sig ett minst lika högt tal för en mjölkflaska i ett väl och är att utbyggt med ett stort antal butiker kan ta emot använda flaskor. system som Flaskan måste förses med förslutningsanordning av något slag. l de pä en befintliga systemen används företrädelsevis stälkapsyler 1. l det kontinenten

följande räknas med en stálkapsyl bestående av 3,5 stål och 0,9 PVC 2. g Flaskan antas försedd med páträdd polyetenetikett 2 g, k sleeve, s som följer med tillbaka till mejeriet där den skärs loss. En återvinningsgrad av 90%

antas för etiketterna. Tillverkning av glas enl kapitel stål kapitel polyeten

kapitel 6 och PVC bilaga

Polykarbonatflaskor för mjölk finns utvecklade och används i a USA, Schweiz och Nederländerna. En-litersflaskan väger 70 och har fyrkantig g botten för att passa i det befinliga rullpallsystemet hos mejeri och handel. Flaskorna antas materialåtervinnas 50% efter utsortering. Ett tripptal på 100

används i beräkningarna 10. För ett högre tripptal krävs användning

en av diskmedel som inte är lutbaserade 11. Flaskan är försedd med engångslock av polypropen 3,5 g och påträdd etikett av polyeten. Etiketten antas återvinnas till 90%, på samma sätt som för glastlaskan. Även locket kan återvinnas om det följer med flaskan tillbaka till mejeriet och samlas där. För beräkningarna har antagits att locken följer med, och återvinns, på hälften av flaskorna. För tillverkning av polykarbonat se bilaga Polykarbonatframstålning och för tillverkning av polyeten kapitel 6. För polypropen antas samma energibehov och utsläpp för polyeten. som

13.2.3 Kartongförpackningar

Kartonger för mjölk finns i två utföranden, tegelstensförpackningar och gaveltopförpackningar. Tegelstensförpackningen består oblekt kartong och av polyeten, och har en lägre vikt än gaveltopförpackningen, dessutom som innehåller blekt kartong. Tegelstensförpackningen kan packas tätare, och är därmed effektivare ur distributionssynpunkt. l det följande representeras

kartongförpackningar av tegelstensförpackningarna. sammansättning och

framställning av kartongen beskrivs i kapitel 11. Vätskekartong. En tegelstenskartong för 1 liter mjölk väger 27,62 3. g

Tabell 13.1. Sammanfattning konsumentförpackningar

System Tripptal Vikt Lock Etikett

Stålko glas 100 400 g 8,0 g stål - - 1,2 g PVC PC 200 70 g 3,5 g PP - Retursystem glas 30 400 g 3,5 g stål 2g PE - 0,9 g PVC

-PC 100 70g 3,5gPP 2gPE

Engångssystem vätskekartong 1 27,62 g - - -

13.3. Lastbärare

Tanken till stälkon rymmer 120 l och upptar samma yta som en rullpall. Det krävs ökning av transportbehovet med 50% för stälkon jämfört med en kartonger tegelstenstyp. Tanken är rostfritt stål och väger 44,5 kg. Om av av tanken antas hålla i 10 år och fylls 3 ggrvecka erhålls ett tripptal av 1560. En engångs slang PVC 44 g används förtömning av tanken i butik 12. av

För glastlaskorna existerar olika typer av backar. Arla 12 uppger att en tysk glasflaska transporteras i backar som rymmer 6 liter per back, och att 3

sådana backar tar samma yta som en rullpall. Om backen är lastbärande är

det rimligt att tänka sig stapeln 5 backar hög, vilket skulle ge en sammanlagd vikt för mjölk, glas och backar på 202 för 120 liter mjölk, att jämföra med 205 för rullpall full med tegelstensförpackningar 180 liter. Således en krävs ökning transportkapacitet och kyllagerutrymmen med 50% för en av returglasflaskor i jämförelse med tegelstenskartonger. Backen antas väga 1,2 kg. Ett tripptal av 750 antas för backarna.

Polykarbonatflaskor antas transporteras i backar av polyeten, med 15 lback och en backvikt av 0,7 kg. Ett tripptal av 750 antas för backarna.

En-liters tegelstenskartonger transporteras 180 st i rullpall stål 12. Det av existerar också ett antal olika plastbackar för kartonger. Endast rullpallen

beaktas som lastbärare för kartonger. En rullpall uppges väga 20 13 och

ha en livslängd av ca 10 år. Om pallen fylls 2 vecka under ggr per en tioársperiod erhålls ett tripptal av 1000. Data enl kapitel Ståplåt, används vid beräkning av rullpallens miljöbelastning.

Tabell 13.2. Sammanställning lastbärare

Disk av stálkon sker med 40 l vatten vid 95°C följt 40 l vid 80°C och 40 l av

vid 70°C. Vattnet värme från 45°C

12. Varmvattengenereringen antas ske med hjälp av gas med en verkningsgrad av 90%. Detta ger ett energibehov av 18,4 MJtank motsvarande 153 MJ1000 Diskmedelsförbrukningen uppgår till 0,32 NaOHtank och 0,2 kg salpetersyratank 12.

13.4.2 Disk av retürglas

Skilda Uppgifter om disk returflaskor förkommer i litteraturen. Nedan följer

av

en sammanställning i -

vid flaskdisk. MJ1000 flaskor, kg Tabell 13.3. Energibehov och konsumtion av lut och vatten NaOH1000 flaskor, liter vaftenI1000 flaskor.

Källa Energibehov Lutbehov Vatten-

j

i

1 Värden gäller 1000 st 33 flaskor per 2 Inkl ett tillägg på 14% för utvinning, raffinering och transport av bränsle 3 Värden gäller 1000 1,5 l flaskor. PET diskas vid lägre temperatur än glas och per polykarbonat. l

elbehov ligger på 6,7 MJ1000 flaskor. Detta värde används

i Medelvärdet för

till att från de angivna ekvivalenta energibehoven räkna ut ett behov av termisk energi, för att på så sätt kunna räkna ut ett medelvärde för behovet av termisk energi. Omräkningsfaktorn 3 har använts vid omräkning av till u

g

primärenergi. Diskning av PET-flaskor tas med vid beräkningen av j medelvärde för termisk energi, eftersom-dessa flaskor diskas vid lägre i temperatur. Det påslag 14% enligt fotnot 2 som gjorts på vissa av värden om i energi räknas ifrån, eftersom sådana påslag inte har gjorts på för termisk I

i andra bränsleförbrukningari denna rapport. Ett medelvärde av 100 MJ

j termisk energi1000 flaskor erhålls. Olja antas.

Stora skillnader finns i uppgifterna om Iutförbrukning. Beräkningarna utgår från förbrukning 2 NaOH1000 flaskor, räknat som ren NaOH. en av Miljöbelastning och energibehov för framställning avNaOH finns beskrivet i i kapitel Aluminium.

13.4.3. Disk av backar

En diskmaskin för backar och tråg diskar 97.500 enheter vecka, till per en elförbrukning av 3.600 kWhvecka och en ångförbrukning 4.200 kg av

Ångan j

ångavecka. genereras i gaspanna och har ett tryck av 4 bar 14.

Verkningsgraden 90% vid ånggenerering antas.

För backar med 6 lback erhålls Gas 17,02 MJ1000 l mjölk 22,15 MJ1000I mjölk

För backar med 15 lback erhålls Gas 6,81 MJ1000 l mjölk 8,86 MJ1000 l mjölk i Rullpallar diskas inte vid varje tripp eftersom lagren i hjulen inte tål det. De spolas i stället av manuellt emellanåt. Energibehovet för denna spolning försummas.

13.4.4. Fyllning av mjölkförpackningar

Energi för fyllning av strålkon försummas.

Fyllning av flaskor uppgår till 2,9-3,4 MJeliooo flaskor 5,6,7. Medelvärdet 3,2 MJel1000 l används i beräkningarna.

Fyllning av kartonger drar 8 MJel1000 l mjölk 5.

13.4.5. Kylbehov i mejeri

Den förpackade mjölken kyllagras på mejeri före distribution. Enligt en energikanering i Helsingborgs mjölkcentral 8 åtgår 9,3 MJel1000 l mjölk. Ettl 50% högre energibehov beräknas för stålko och returglas, p g a det sämre utnyttjandet av kylutrymmet.

13.5. Distribution

Arla 12 uppger att en mjölkbil i medeltal lastas med 30 rullpallar 5400 l mjölk, varvid den kör 62,3 km till en drivmedelsförbrukning av 0,31 l dieselkm. Vid maximal lastning finns det plats för 40 rullpallar. Dessa data utnyttjas, med ett påslag om 50% för stålkon och returglas. Returflaskor av polykarbonat är lika transporteffektlva som tegelstensförpackningar.

ingen ökning av transportarbetet antas ske till följd av återtagandet av returförpackningar. Tomma förpackningar stålko eller flaskor antas transporteras tillbaka l ledig lastkapacitet i levererande bil.

13.6. Kylning i butik -

Stålkon placeras inte i butiken normala kylrum, utan i ett speciellt kylskåp. Detta har effekt av 600W. Vid antagande om att kylaggregatet arbetar en hälften tiden, och att varje tank ståri butiken 56 fås ett elbehov av av om 504 MJ1000 l mjölk. Ingen mätning av det verkliga elbehovet finns. Fyllning konsumentens flaska anats ingå i det använda elbehovet för kylning. av

l Kylbehovet i butik för styckförpackad mjölk varierar mycket beroende på om förvaringen sker i öppna kyldlskar elleri kylrum med glasdörrar, och också beroende på hur lång tid mjölken förvaras där. En butikskedja som nästan uteslutande använder kylrum med glasdörrar uppger en genomsnittlig elförbrukning för kylrum på 80-100 Wm3. Mjölk intar mellanställning i en Wm3. l temperaturkrav och skulle således kräva ca 90 Rummen bedöms vara fyllda till 50%. Uppehållstiden varierar mycket, från några timmar i en ca ,

l stormarknad till några dagar i servicebutiker 15. Med antagande om två

l dygns uppehållstid erhålls en elförbrukning av 31 MJ1000 I mjölk. För

l

returflaskor glas räknas med en 1,5 gånger högre elförbrukning p g a det av större volymbehovet.

13.7. Konsument

Hemtransport av mjölk och kylning av mjölk hos konsument lämnas utanför jämförelsen, då dessa poster kan antas vara desamma oavsett förpackning.

Däremot skall stålkoflaskan diskas av konsumenten. Det antas att 50% av flaskorna diskas i maskin. En undersökning av Konsumentverket anger att en

diskmaskin för 14 kuvert drar 280 kWhår om den går 4 ggrvecka. Med

antagande om att en flaska motsvarar 0,75 kuvert erhålls eltörbrukning av

en

260 MJ1000 flaskor.

För handdisk antas en varmvattenförbrukning 50°C av 1,5 Om vattnet

värms från 10°C erhålls 250 MJ1000 flaskor.

1 3.8, Avfallshantering

Av det avfall uppstår hos mejeri och konsument utsorterade flaskor, lock

som och etikettrester antas 55% gå till avfallsförbränning och resten, 45%, till deponi. Fördelningen mellan förbränning och deponering motsvarar vad som idag uppnås för hushållsavfall 9.

13.9. Avloppsrening

Arla uppger ett spill i flaskan av 2-3 ml mjölk, och att mellanmjölk innehåller 135 g CODl mjölk 12. Detta ger ett utsläpp från flaskdisken till reningsverket på 0,3375 COD1000 l mjölk. Samma utsläpp av COD från disk beräknas oavsett om flaskan diskas i hemmet eller på mejeri.

spillet från stålkon uppgår för närvarande till 5 liter per 120 liter. Det är emellertid tekniskt möjligt att reducera spillet till 0,75 lstálko, d v s 6,25 l1000 liter mjölk 12, vilket räknas med i det följande. Utsläppet av COD från diskningen av stålkon blir då 0,843 COD1000 l mjölk till reningsverk.

Avskiljningsgraden COD i reningsverk uppgår till 80-90%, 84% för

Ryaverken i Göteborg, Eltörbrukningen där uppgår till 1,57 MJelkg

inkommande COD 16.

13.10. Resultat

Resultaten beräkningarna redovisas i följande diagram. av

3000 T 2500 -- 2000 --

1500 -- 1000 -- 500-

Koglas KoPC Returglas ReturPC Kartong . . MJ D MJ energi MJ energi th eq

Figur 13.1. Energibehov för olika mjölkförpackningssystem. MJ7 000 liter mjölk.

13.1 visar energibehovet för respektive förpackningssystem, redovisat Figur dels termisk energi och elenergi, dels som energiekvivalenter, där som elenergin multiplicerats med faktor 3 och sedan adderats till den termiska en energin. Som framgår har stálkosystemen högst förbrukning av ekvivalent energi, beroende på den höga elförbruknlngen vid kylningen i butik. Retursystemen drar minst energi, med de lägsta värdena för

polykarbonatflaskan. Vätskekartong har ett högt termisk energibehov, och ett

något högre elbehov än retursystemen.

350-- 300-- 250-- 200--

100-- 50-o.. 50 -100-- Koglas KoPC Returglas ReturPC Kartong

I NOxg El so2g E

10xHCl g

Figur 13.2. Utsläpp till luft av försurande ämnen för olika mjökförpackningssystem. g1000 iter mjölk.

Utsläpp av försurande ämnen till luft redovisas i figur 13.2. Utsläppen av kväveoxider blir högre för stälkosystemen och returglas än för vätskekartong och returflaska av polykarbonat, främst beroende på det ökade transportarbetet vid distributionen. Svaveldioxidutsläppen, som är lägre än kväveoxidutsläppen, är ungefär lika stora för stålko och returglassystemen och lägre för polykarbonatflaskan. För vätskekartong erhålls ett negativt värde för svaveldioxid, beroende på det avdrag som gjorts, vid beräkning av emissioner vid sopförbränning, för utsläpp från förbränning av motsvarande mängd olja. Utsläppen av saltsyra härrör från förbränning av PVC i lock och

slangen till stákon. I förhållande till S02 och NOx-utsläppen är de små obs

annan skala på Hcl-staplarna.

.

Koglas KoPC Returglas ReturPC Kartong I 10xCO2 kg E] 10xHC klororganiskt E NOxg g mg

Fig 13.3. Övriga utsläpp till luft för olika mjölkförpacknings-sysrem. g1000 liter

mjölk.

Övriga utsläpp till luft visas i figur 13.3, där NOX finns med igen eftersom NOx

förutom att verka försurande också verkar gödande samt bidrar till bildningen av fotooxidanter. Det mest framträdande är utsläppen av klororganiska föreningar, som finns med för alla förpackningsalternativ utom vätskekartong. De härrör från tillverkningen av polykarbonat och PVC, och är mest framträdande för de förpackningsalternativ därgpolykarbonat ingår. Kolväteutsläppen är högst för vätskekartong, där de huvudsakligen härstammar från tillverkning av polyeten. De är lägst för stálkosystemen. Utsläppen av koldioxid är högst för stálkon och returglasen, och lägst för vätskekartongen.

250 --

200 --

150-

100-

50-

K0glas KoPC Returglas ReturPC Kartong

I UOODg

toxklororganiskt mg

Figur 13.4. Utsläpp till vatten för olika mjökförpackningssystem. g1000 liter mjölk.

Utsläpp till vatten består dels av klororganiska ämnen, kopplade till framställning av främst PVC och i någon mån polykarbonat, dels av utsläpp av

syreförbrukande. ämnen COD från mjölkdlsk resp massaprocesser.

Utsläppen av klororganiska ämnen är störst för returglas som har den högsta

PVC-förbrukningen. COD-utsläppen är av samma storleksordning för

vätskekartong och stålkon, mindre för retursystemen. COD-utsläppet för stålkon är räknat på ett tekniskt minsta möjliga spill. l de pågående försöken är

mjölkspillet mycket större, och därmed också COD-utsläppen. COD-utsläppen

för vätskekartong uppstår vid kartongtillverkningen. -

14k-- 12-- 10-

. ä, Koglas KoPC Returglas ReturPC Kartong I loxaska El avfall

Figur 13.5. Avfall från olika mjÖkförpacknngssystem. kg1000 liter mjölk.

Generingen av avfall för de olika systemen redovisas i figur 13.5. Avfallsvolymerna är störst för kartonger och returglas. För kartonger består huvuddelen av avfallet av deponerade använda förpackningar. Avfallet från returglas består dels av använt glas 70% antas återvinnas, dels av använda lock. Förutom det avfall som består av använd bleckplåt i kapsyler faller nästan lika mycket som processavfall vid ståltillverkningen. Avfallsmängderna för returflaska av polykarbonat samt stålko är väsentligt mindre. Mängden aska som uppstår vid förbränning av använda mjölkkartonger är osäker, eftersom sammansättningen på den bestrykning som askan härstammar från inte gått att få fram uppgift om. Askan från returglas och stålkon härrör stor utsträckning från rökgasrening vid avfallsförbränning m a p HCl som bildas när PVC förbränns.

Det är inte självklart vilket system för mjölkförpackningar som är att föredra ur miljösynpunkt. En sådan bedömning kan inte göras utan en värdering av olika miljöeffekter. Klart är emellertid att returflaskan av polykarbonat har lägst energibehov, ger lägst avfallsmängder och ger upphov till lägst COD-utsläpp. vätskekartong ger upphov till de lägsta utsläppen av försurande ämnen och koldioxid. Inte heller ger vätskekartong upphov till klororganiska ämnen, så länge som det rör sig om kartonger av tegelstenstyp, gjorda av oblekt kartong. Vätskekartong och returflaskor av polykarbonat ger högre kolväteutsläpp än returflaskor av glas och stålkosystemen.

Referenser

Golding, A Gutacherliche Stellungnahme zu Umweltauswirkungen durch Getränkeverpackungen. Institut für Energie- und Umweltforschung. Heidelberg 1989.

2. Mekel, O C L och Huppes, G, Environmental effects of different package systems for fresh milk. CML-Mededelingen nummer 70. Centrum vor Milieukunde, Flijksuniversiteit Leiden 1990.

3. Sundström, G, Tetra Brik Lifecycle Environmental Inventory. Miljöbalans Gustav Sundström AB, Malmö 1991.

4. Pommer et al. Miljømaessig vurdering av maelkeemballage. Returflasker polykarbonat sammenlignet med engangs-papkartoner. Miljøprojekt av nr. 168, Miljøministeriet, Miljøstyrelsen, København 1991.

Lundholm, M och Sundström, G, Tetra Brik environmental profile. Mamö 1985.

Sundström, G, Energiförbrukning och miljöbelastning för distributionssystem för och läsk i Sverige. Miljöbalans Gustav Sundström AB 1990.

7. Lundholm, M och Sundström, G, Tetra Brik Aseptic.environmental profile. Malmö 1985.

Sagemo, K och Svensson, Energikartering vid Helsingborgs mjöIkcentral. Avd för kemisk apparatteknik, Tekniska högskolan i Lund 1977.

9. RVF, Svensk avfallshantering 1990. Malmö 1990.

Muntlig kontakt

10. Frank Maas och Ad Vos, General Electric Plastics, Bergen-op-Zoom, Nederländerna

11. Göran Bergström, Bayer Sverige AB 12. Ann Johansson, Arla Stockholm 13. Pelly 14. Stefan Holm, Arla Göteborg. 15. Stig Gunnarsson, KF-Väst 16. Ann Lyngá, Rya-verket Göteborg

14. JÄMFÖRANDE LIVSCYKELANALYS AV TRANSPORTFÖRPACKNINGAR FÖR VITVAROR

Utifrån de i föregående kapitlen utföMa beräkningarna av

miljöbelastningar för olika förpackningsmaterial har den totala miljöbelastningen av fyra faktiska emballage beräknats, med hänsyn till sammansättningen. Dessa resultat ger en viss uppfattning om hur olika belastningen på miljön blir för emballage med en given funktion, men med olika konstmktion.

14.1. Förutsättningar

Emballagen har förutsätts delvis gå till avfallsförbränning med energiåtervinning, 55 % av totala mängden, och delvis gå till deponi, 45 % av totala mängden. lngen återvinning av material har antagits denna beräkning. sammansättningen hos emballagen framgår av tabell 14.1.

Tabell 14.1. sammansättning av emballage

Emballage 1 Emballage 2 Emballage 3 Emballage 4 Kylskåp 1 Kylskåp 2 Tvättmaskin 1 Tvättmaskin 2

14.2. Resultat

Resultaten sammanfattas i figurerna 1-4 påföljande sidor. Eventuella

jämförelser bör göras endast inbördes mellan emballage 1 och 2

kylskåp respektive mellan emballage 3 och 4 tvättmaskiner, eftersom

dessa två produktslag ställer något olika krav på emballaget.

energi MJ MJ 4 10xCO2 kg C0g HC g stoft g NOx g S02 g BODg CODg susp g 10xavfa|l aska g

-20

Fig 14.1. Miljöprofi för emballage förutsatt 55% avfallsförbränning,

45% deponi

energi th MJ MJ 10xCO2 kg C0g HC g stoft g NOx g J S02 g BODg CODg susp g 10xavfa|I kg aska g

Fig 741.2. PIiljöprofil för emballage förutsatt 55% avfallsförbränhing,

i.-,-$$á miganoni

energith MJ eIMJ 10xCO2kg COg HCg smn g NOxg S029 BODg CODg susp g 10xavfaH kg aska g

-50 0 50 100 150 200

Fig 14.3. Miljöprofil för emballage förutsatt 55% avfallsförbränning, 45% deponi

energith MJ 170,757 eIMJ 10xCO2kg COg HCg smn g NOxg SO2g27,055 BODg CODg susp g 10xavfaH kg 0 aska g A95291 §

-50 O 50 100 150 200

Fig 14.4 Mijöprofil för emballage förutsatt 55% avfallsförbränning, 459ádêp0ni

En jämförelse mellan emballage 1 och 2 visar att emballage 2 har lägre energibehov vilket förklaras av den låga vikten. Emballage 2 ger inte heller några utsläpp till vatten, och mindre avfall. Att enballage 2 ger

l större utsläpp av koldioxid beror på att det är baserat på förnybara

råvaror. Dess kolväteutsläpp härrör från produktionen av polyeten och EPS.

En jämförelse av emballage 3 och 4 visar att emballage som företrädelsevis består av trä, och är det tyngsta av emballagen, har ett högt behov av termisk energi och ger mycket avfall och aska. Däremot ger det inga utsläpp till vatten. Emballage som mest består av wellpapp och är lättare, har mindre energibehov, och ger mindre avfall, men ger å andra sidan upphov till utsläpp till vatten.

O FRÅN FÖRBRÄNNING

BILAGA 1. EMISSlONSFAKTOBER I

STATlONARA-ANLAGGNINGAR OCH I DIESELMOTORER

1. Emissioner från förbränning i stationära anläggningar

Följande del av emissionsfaktorerna hänför sig till förbränning. Det följer också en redogörelse för källor till de olika värdena.

Tabell Emissionsfaktorer för förbränning i stationära anläggningar. gMJ tillfört bränsle.

-

Svavel Enligt lagen och förordningen om svavelhaltiga bränslen gäller o m 1989 att

högst 0,19 g svavelMJ tillfört bränsle får släppas ut 1,2. Detta motsvarar 0,38

g SO2MJ vilket används för kol och olja. Naturgas innehåller 0,001 g svavelMJ, motsvarande 0,002 g SOgMJ 3. För biobränslen anger 4 0,031 g SOgMJ.

Kväve Utsläpp av kväveoxider är inte reglerade i särskild förordning, men det finns riktvärden som används vid prövning enligt miljöskyddslagen och

naturresurslagen. Nuvarande riktvärden är 0,05-O,10 gMJ för nya, stora

anläggningar och 0,10-0,20 gMJ för nya, mindre anläggningar. För nya, koleldade anläggningar gäller riktvärdet 0,05 gMJ 5. För Vedeldning anger

6 att mindre än 0,15 g NOxMJ släpps ut, och att utsläppen är av samma

bil 1 1

storleksordning som vid oljeeldning. 0,07 g NOxMJ genereras i naturgaspannor 5OMW och 0,2 g NOxMJ för pannor 50 MW 3.

Emissionsfaktorn 0,15 g NOxMJ läggs på all förbränning

Kolmonoxid Tyska Umweltsbundesamt UBA, 1985, anger 0,013 g COMJ för oljeförbränning och 0,017 g COMJ för koleldning citerat från 7. För naturgas används 0,001 g COMJ vid industriellt bruk 3. Vedeldning på rost ger upphov till 0,30-2,00 g COMJ 6. Här kommer 1,00 gMJ att användas, vilket ligger i nivå med det av Buwal använda värdet 0,980 gMJ 3-

Kolväten Vid förbränning av olja och kol uppgår kolväteutsläppen enl UBA från 7 till 0,003 gMJ. Buwal 8 har värden i storleksordningen 0,01 g HCMJ för olja och 0,017 g HCMJ för kol. Värdet 0,01 gMJ används för bade olja och kol. I SNV PM 1708 6 uppges 0,007-0,100 gMJ för Vedeldning pá rost, medan Buwal 8 använder 0,176 gMJ för trä. l denna studie används 0,10 gMJ för vedeldning. För naturgas används 0,000015 gMJ 3.

Stoft k För stoftutsläpp gäller för tjock eldningsolja i anläggningar större än 300 MW riktvärdet 1,0 g stoltkg olja, vilket motsvarar 0,024 gMJ, och för mindre anläggningar 1,5 gkg olja motsvarande 0,037 gMJ 5. l det följande kommer värdet 0,030 gMJ att användas. För fastbränsleanläggningar större än 10 MW gäller gränsen 35 mgNm3 vid 13% C02, vilket ger 0,013 gMJ 5. Stoftutsläppen från naturgas försummas.

Aska Askhalti kol är 7-15 viktprocent, i ved 0,1-2 viktprocent och i olja 0,01-0,1 viktprocent 6. Följande emissionsfaktorer kommer att användas Olja 0,007

gMJ motsvarande 0,03% askhalt, kol 0,3 gMJ motsvarande 8% askhalt,

ved 0,10 gMJ motsvarande 2% askhalt. Gipsavfall som uppstår vid

rökgasrening med kalk har inte beaktats.

bil 1 2

Koldioxid Koldioxidutsläpp kan beräknas utgående från bränslets kolinnehåll och värmevärde. För olja erhålls 75,8 g OCZMJ, för kol 91,6 g COgMJ och för gas 55,2 g CO2MJ 7. i s

Inga koldioxidemissioner läggs på förbränning av biobränslen, då den mängd koldioxid som frigörs vid förbränning av biomassa tagits upp av växten medan den levde. Inte heller vid beräkning av utsläpp från avfallsförbränning har koldioxidutsläpp lagts på material baserade på biomassa papper, trä, stärkelse. Behandlingen av koldioxidutsläpp från biobränslen är en fråga om systemgränser och tidsperspektiv. Ett av materialen i undersökningen är stärkelsebaserat fyllmaterial, producerat av potatisstärkelse. Här är det tydligt att odlingsledet, med åtföljande koldioxidupptag, är inkluderat i det betraktade systemet. Omloppstiden är också kort, 1 år. Trä och papperkartong utgör volymmässigt mycket viktigare förpackningsmaterial. Omloppstiden i skogen är väsentligt längre än i jordbruket, men den är fortfarande kort i förhållande

till den gäller för fossila bränslen. Att inte belasta biobränslen med

som koldioxidutsläpp är ett sätt att i miljöprofilerna visa skillnaden mellan användningen av förnybara och ändliga energiresurser. Tillväxten i de svenska skogarna är större än uttaget, så att skogen totalt sett binder koldioxid

9Ã

2. Emissionsfaktorer drivmedelsförbrukning

För dieselförbrukning anger olika källor följande emissionsfaktorer,

omräknade till gMJ tillfört bränsle. Olika värden erhålls a beroende på om

amerikansk 13 mode USA eller europeisk ECE beräkningsmetod används för att vikta samman olika belastningsfall.

Tabell 2. Emissionsfaktorer dieseltransporter enl olika källor. gMJ tillfört

Högsta tillåtna svavelhalt i dieselolja uppgår till 0,3 viktprocent svavel, vilket omräknat ger 0,14 g SO2MJ tillfört bränsle 1,2. Kolinnehállet i bränslet ger emissionsfaktorn 74,6 g CO2MJ.

För kustsjöfart anger olika källor följande emissionsfaktorer, omräknade till

i gMJ.

Tabell Emissionfaktorer kustsjöfart. gMJ tillfört bränsle

källa 1 1 121 8 använt värde

E

,

l

Energi 0,47 1 0,47 MJtonkm r

1 gMJ med energiförbrukning 0,47 MJtonkm. omräknat in

Referenser Lagen om svavelhaltigt bränsle, SFS 19761054. Förordningen om svavelhaltigt bränsle, SFS 19761055, med ändringar SFS 1987286. Vattenfall, Naturgas Hälsa Miljö, 1984. - - Projekt kol-Hälsa-Miljö, Kolets hälso och miljöeffekter, Vattenfall 1983. Energitakta 1811, AB Svensk Energiförsörjning, 1989. Statens Naturvárdsverk, Miljöeffekter av ved- och torvförbränning, SNV PM 1708, 1983. Chalmers Industriteknik, Resurs- och avfallssnåla förpackningar, Electrolux-PADD, 1990 Bundesamt für Umwelt, Walt und Landschaft Buwal, Oekobilanz von Packstoffen Stand 1990, Schrittenreihe Umvelt Nr 132, Bern 1991 - Hur mår Sverige En rapport om miljösituation. Bilaga A till miljöpropositionen 19909190. 10. Laveskog Utsläpp från tunga dieselfordon. Mätningar från bilavgaslaboratoriet 1980-88, SNV rapport 3570, 1989. 11. Hammarström Ekvivalent energiförbrukning och avgasemission, VTI meddelande 567, 1988. 12. Alexandersson Sjöfartens utsläpp av avgaser, TFB meddelande 164, 1990.

Bilaga 2. PRECOMBUSTION

Förutom utsläppen som uppstår vid själva förbränningen av ett bränsle uppstår även utsläpp och energibehov när bränslet upparbetas, d v s vid råoljeupptagning, tankertransport av råoljan och raffinering. Emissionerna från upparbetandet sammanfattas i ett precombustion-pálägg som adderas till de vanliga emissionstaktorerna för förbränning.

De steg studerats är ráoljeupptagning, tankertransport av råoljan och som raffinering. Faktorerna är tramräknade utifrån ett tall med råoljeupptagning på Nordsjön och raffinering på Scanratt i Lysekil. Avgörande för valet har varit att ca 75% av den råolja Sverige importerar kommer från Nordsjön 1 och att Scanraff är det största svenska rattinaderiet och står för 25% av den svenska råoljehanteringen 3.

Råoljeupptagningen

Energiförbrukningen för råoljeuppfordring 0,760 MJthkg Produktion pá norsk sockel 107,3 Mton oljeekvivalenter

79 Mton olja+25,4 Mton gas 6

Uppfordring av råolja kan ske enligt tre principer. Vid primär uppfordring är pumparbete tillräckligt för att få upp oljan. Vid sekundär uppfordring måste vatten pumpas i oljereservoaren för att få upp oljan. Vid tertiär uppfordring

injiceras ånga eller koldioxid. Buwals data ca 0,393 MJmkg 2 rörande

råoljeuppfordring omfattar mestadels primär uppfordring vilket inte räcker tör att få upp olja ur reservoarerna idag. De använda uppgifterna kommer från norska Oljedirektoratet 6 i Stavanger. De baserar sig på produktion på norsk sockel och inbegriper tertiär uppfordring.

Utsläppen till luft utgörs övervägande av koldioxid och härrör till största delen från energiproduktion pá plattformarna 75%. Energin används a för transport av oljan till land i pipeline samt för injektion av vatten och gas i reservoarerna. Resten av luftutläppen kommer från tacklingen 5% och från diffusa utsläpp 20%. Utsläppet motsvarar 55,92 g COgkg oljeekvivalent, totalt ca 6 Mton COgår.

bil 2 1

Utsläpp av olja till vatten sker från fyra källor. Störst oljeutsläpp erhålls vid själva borrningen från borrslammet. Borrslammet kan vara vatten- eller oljebaserat, och tillsätts för att få bättre räckvidd på borrningen. Utvecklingen går mot att man allt mer använder vattenbaserade borrslam varför oljeutsläppen från denna källa minskar stadigt. 1988 blev oljeutsläppet från borrslam på 1700 ton, medan 1989 hade det sjunkit till 954 ton. Detta motsvarar 8,89 mg oljakg oe. Upp ur reservoaren kommer en blandning av olja, gas och vatten. Dessa separeras, vattnet renas och släpps sedan ut i havet. Med vattnet följer små mängder olja ut. 1989 släpptes ca 221 ton olja ut på denna väg. Detta motsvarar 2,06 mg oljakg oe.

Tömningen av tankbåtar sker genom att vatten pumpas för att få ut oljan.

När vattnet, ballastvattnet, sedan släpps ut innehåller det små mängder olja. Utsläppet av olja från ballastvatten uppgick 1989 till 159 ton, vilket motsvarar 1,48 mg oljakg oe. Den sista källan är de oföutsägbara oljeutsläppen, söl på 277 ton, och som legat på en jämn nivå de senaste åren. Detta motsvarar 2,58 mg oljakg oe.

Den sammanlagda siffran för oljeutsläpp till vatten är 1 611 ton, vilket gör

15,67 mgkg oe.

Transport

Tanker från Nordsjön till Lysekil, ca 350 km á 0,11 MJtonkm ger en energiförbrukning på 38,5 MJmton råolja. Emissionerna för denna transport är beräknade m h a emissionsfaktorerna för sjötransport enligt tabellerna 2.1. och 2.2..

Raffinering

Avgörande för energiförbrukningen vid raffinaderiet är hur pass processad råoljan blir. Ju processad råvaran är, desto de lättare fraktionerna

mer mer av

och desto högre energiförbrukning. Förutom att Scanraft är det största

svenska raffinaderiet har det också ganska normal produktfördelning.

en Emissionsfaktorer för raffineringen av råolja baserar sig på Scanraffs miljörapport 1990 3. i

Raffineringen av olja inleds med en destillation, där man skiljer lätta fraktioner från de tyngre. Exempel på lätta fraktioner är gas, nafta, bensin och fotogen. Tyngre fraktioner är dieslar, därefter kommer tunga eldningsoljor och återstoder. Med krackning kan man sedan öka andelen lätta fraktioner. En del av den råolja som kommer till raffinaderiet används internt som bränsle för att driva processerna, d s för destillation och krackning. Dessutom går en del v förlorad via processemissionerna till luft och vatten. Detta innebär att för 1 raffinaderiprodukt behövs mer än 1 kg råolja. Utbytet är kvoten mellan utgående mängd produkt och ingående mängd råvara. Utbytet ut 0,9573 kg produktkg råvara eller 1,04461. Motsvarande siffra som Buwal anväder är 1,0451, d v s 0,9569.

Ingående råvara 8 652 kton råolja varav internt bränsle 319 468 ton utsläpp diffusa utsläpp 2750 ton HC-fackling 9290 ton olja till vatten 10,3 ton olja i slam 73 ton svavel 36630 + 1442 + ton Sza, utsläpp 50287 ton 3

Energiförbrukning Internt bränsle 319468 ton, d v s 16620 TJm per 8282245 ton produkt eller 2,0055 MJjhkg 3 EI 0,12 MJekg 4

Emissioner till luft

Råoljan avsvavlas för att få svavelfriare produkter. Svavelutsläppen kommer till stor del från förbränningen av internt bränsle 713 ton S samt från avsvavlingsanläggningen 1442 ton S 3.

bil 2 3

Kväveoxidutsläppen kommer från förbränningen av internt bränsle 1237 ton NOX 3.

Kolväteutsläpp härrör främst från diffusa utsläpp 2750 ton 3, samt även en liten del från oförbränt i facklorna 186 ton 5.

Koldioxidutsläpp uppstår vid förbränningen av internbränsle870 600 ton

samt vid tacklingen 24800 ton 3.

Stoftutsläpp erhålls vid den katalytiska krackningen samt vid förbränning av

internt bränsle 69 ton och 69 ton 3.

Tungmetallerna nickel och vanadin finns i oljan och utsläpp sker vid förbränningen 3. Ni 820 45 mgkg brännolja V 2640 kg 145 mgkg brännolja

Emissioner till vatten Emissioner till vatten uppkommer från av processavloppsvattnet och dagvattnet, samt till viss del av barlastvattnet. En sammanställning av emissioner till vatten mgkg raffinaderiprodukt följer enligt nedan 3.

Ärstotal Olja 1,255 mgkg 10,3 ton Aromater 0,241 mgkg 2 ton Fenol 0,0241 mgkg 0,2 ton Susp 7,232 mgkg 59,9 ton COD 49,7 mgkg 412 ton BOD-7 6,387 mgkg 52,9 ton Cyanid 0,0121 mgkg 0,1 ton Tot-N 8,210 mgkg 68 ton Tot-P 0,133 mgkg 2,86 ton Nickel 24,75 ugkg 205 Vanadin 16,9 pgkg 140 Kadmium 6,64 ugkg 55 Bly 11,47 pgkg 95 Kvicksilver 24,15 ngkg 0,2

l nedanstående tabell finns en sammanställning av energiförbrukning och emissioner i alla led, råoljeupptagning, transport och raffinering. Tabell Precombustion - Emissioner Råoljeupp- Summa fordring Transport Raffinering gkg gMJ

Till luft

Till vatten

-

Referenser Energifakta 5.1. och 5.2., AB Svensk Energiförsörjning,1989.

2. Bundesamt für Umwelt, Waldund Landschaft BUWAL, Oekobilanz

von Packstoffen Stand 1990, februari 1991, Bern - 3. Scanraff, miljörapport 1990, Lysekil 4. Shell Raffinaderi AB, miljörapport 1990, Göteborg bil 2 .5

BP, miljörapport 1990, Göteborg Muntlig kontakt Röstein, Norska Oljedirektoratet, Stavanger

Bilaga 3. POLYKARBONATFRAMSTÄLLNING

Polykarbonat PC är en termoplast som är glasklar, mycket slagtålig och tål de höga temperaturer som krävs för diskning och sterilisering. Polykarbonat används a till nappflaskor. Plasten används också a till kåpor över elektriska mätare, hushållsapparater, visir på motorcykelhjälmar, kompaktskivor CD och fönstertak över sportarenor.

Tillverkningen av polykarbonat går över många produktionsled i kedjan från råolja. Nafta, erhålls vid destillátion råolja, reformeras katalytiskt till som av bensen. Naftan kan även våtgaskrackas till propen. Propen och bensen låter man sedan reagera och bilda kumen i en alkykering. Genom att därefter låta kumen reagera med syrgas fås kumenperoxid som i sur miljö klyvs till fenol och aceton, i ett molförhållande 11. Bisfenol-A, som är den ena byggstenen i polykarbonatpolymeren, erhålls i en reaktion mellan fenol och aceton i molförhållande 2.1.

Den andra byggstenen för polymeren är fosgen. Fosgen syntetiseras i en j reaktion mellan klorgas och kolmonoxid. Kolmonoxid bildas vid ångreformering av naturgas, medan klorgasen tillsammans med lut är produkter från elektrloys av stensalt.

Själva polymeriseringen är en linjär addition mellan bisfenol-A och fosgen.

Reaktionen sker i gränsskiktet mellan en basisk vattenfas NaOH och

lösningsmedlet metylenklorid, CH2C|2. Som katalysator används trietanolamin TEA och kedjereaktionen termineras av toluen. Polykarbonaten återfinns då i metylenklorid-lösningen och en större del av energin behövs för att koncentrera lösningen och sedan torka polymeren.

Tillverkare av polykarbonat i Europa är Bayer i Tyskland och General Electric Plastics GEP i Nederländerna. Uppgifter om emissioner och energibehov för polymerisationsprocessen har erhållits från GEP. Många ämnen i processen är starkt reaktiva och hälsovådliga, t ex fosgen som också är känd som stridsgas. För att begränsa utsläppen till luft har GEP helt kapslat sina processanläggningar.

Polymeren säljs pulver eller granulat. Pulver är att föredra vid storskalig

som produktion, medan granulatet används vid småskaligare produktion. För

bil 3 l

flasktillverkning i Sverige kommer troligen granulat att användas till en början. Flaskorna tillverkas genom formblásning utan användning av släppmedel 8. De tillverkas fyrkantiga och kan integreras i befintligt hanteringssystem med rull-pallar.

K Materialbalans l

Flödesschemat i figur .1. beskriver leden fram till tillverkningen av flaskan. Beräkningarna utgår från en plastproduktion hos GEP i Bergen-op-Zoom i Nederländerna och en flasktillverkning hos PLM i Lidköping.

Rávarubehov

Poymeriserngen hos GEP Fenol och aceton, i molförhållande 21, blir bisfenol-A, som blir ploykarbonat. Stökiometriskt behov av är 740,2 g fenol och 228,4 g aceton för 1 PC. Verkligtbehov hos GEP är 775 g fenol och 245 g aceton per kg PC 2.

Fenol- och aceton-produktion Vid peroxidation av kumen bildas 1102,5 g produkt per kumen, 68179 g fenol samt 420,70 g aceton per kumen 1.

Kumenproduktion Bensen alkyleras med propen, och bildar kumen. Vid industriell produktion är ráarubehovet 672 g bensen och 382 g propen per kumen 1.

Bensenproduktion Bensen, toluen och xylen bildas vid katalytisk reformering av nafta. För att öka andelen bensen kan toluen dealkyleras. MRI 1 har endast uppgifter om energibehov för bensenproduktionen i sina olika delar. Det här i beräkningarna använda energibehovet är framräknat under antagande att

hälften det producerade bensenet kommer från reformeringen och hälften

av från toluendeakyleringen. Under samma antagande blir råvarubehovet 1,223 nafta per bensen.

Råolje- E1 utvinning

i

Trprt E2

i

Raffinering E3

f Nafta

VåtQaS Stensalt-

E5 Reformering. E4 Naturgas E9 E1 O krackmng brytning

Å f

b

Bensen Propen

Alkylering E6 Trp E11

+ Kumen

Peroxidering E7 . - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - -

+ E

i

Fenol aceton Produktion Diafragma överskotts-

av syntesgas process

aceton E

Trp E8 i

E14 l

E13

i

,

I l

NaOH I Produktion Fosgen- I E12 E15 l av BPA produktion j

I i

I I

E12-16 är samlade Gränsskikts- Hiäpkemikâiieri

l inom industri E16 polymerisation MeYek'°d- I en anläggning TEA katalysator, . toluen terminator

Energi i material

i

Trprt E18

i

Flask- E19 tillverkning

Figur Flödeschema poykarbonatframstä/ning

bil 3 3

Propenproduktion Propen, liksom eten, bildas vid våtgaskrackning av nafta. Nattabehovet är

1,221 per produkt, i detta fall propen se också kapitel Poyeten.

Naftaproduktion Vid raffinering av råolja bildas a nafta. Vid raftineringen erfordras 1,0446 råolja per kg produkt, i detta fall nafta.

Andra råvaror, förutom fenol och aoeton, som behövs för polymeriseringen är stensalt 635 gkg PC och naturgas 0,157 m3 0,1115 kg.

Energibehov

E1 Ráoljeutvinning

0,760 MJmkg Se bilaga 2. Precombustion

E2 Transport av råolja till raffinaderi Pipeline 0,0194 kWhtonkm från Nordsjön till raffinderi i Nederländerna, 250 km 0,01746 MJekg 4

E3 Raffinering av råolja 2,0055 MJmkg raffinaderiprodukt, i detta fall nafta

0,12 MJekg raffinaderiprodukt Se bilaga 2. Precombustion

E4 Våtgaskrackning, produktion av propen 1,270 MJekg krackpodukt 11,603 MJmkg krackprodukt Se 6.3. Poyeten MRl 1 0,122 MJekg och 2 MJmkg Buwal 4 9,4 MJthkg

E5 .Katalytisk reformering, produktion av bensen

ca 02996 MJekg bensen ca 4,435 MJmkg bensen; gas efter 1

E6 Kumenproduktion genom alkylering av bensen med propen O,14445 MJekumen 1,332 MJmkg kumen 1

Produktion av fenol och aceton, peroxidering av kumen 0,93652 MJekg fenolaceton

10,745 MJmkg fenolaceton 1

Transport av fenol ach aceton till plasttillverkaren 200 km lastbil; fjärrtransport

Naturgas l Nederländerna distribueras naturgas via ett nät av ledningar som industrier och bostäder kan vara anslutna till. Energibehov för utvinning och beredning inklusive pipe-line-transport redovisas i Buwals precombustion-siffra för naturgas. Buwal räknar med en pipe-linetransport på 4000 km vilket inkluderar naturgas från Sovjet. En lämpligare sträcka för nederländska förhållanden antages vara 300 km. Omräknat för transportsträckan erhålles ett energibehov pá 0,1711 MJekg naturgas

2,343 MJmkg naturgas efter 4

E10 Brytning av stensalt 0.338 MJekg stensalt -

0,236 MJthkg stensalt; diesel Se 3.3. Aluminium

E11 Transport av stensalt till plasttillverkaren

Stensalt brytes i NL och transporteras med lastbil till plastillverkaren i södra NL. Sträckan antages vara ca 100 km, fjärrtransport.

E12-E16 Gränsskiktspolymerisering i fasgränsen mellan diklormetan och en

. basisk vattenfas GEP 7 PC-pulver 107 MJmkg PC-granulat 112 MJghkg El genereras i gasturbin på fabriksområdet och är inkluderad i den summerade siffran för det termisk energibehovet. En större del av energin behövs för koncentrering och torkning av den lösning som innehåller PC-polymeren. Beräkningarna baserar sig pá användning av granulat som är mer lämplig för flasktillverkningen i mindre skala. För jämförelsens skull presenteras följande värden ur litteraturen

E12-16 Gränsskiktspolymerisering i fasgränsen mellan diklormetan och en basisk vattenfas CML 2 GEP 7 MRI 1 Emissioner till luft Toluen 0,2 gkg PC 0,1 gkg i u Diklormetan 1,8 gkg 1gkg i u CO 4,27 gkg 4,25 gkg i u 3 NOx i 2,7 gkg i u u HC 25 mgkg 1 gkg i u CI2 i ca 2,6 gkg u -

NOx-utsläpp härrör dels från bränsleförbränningen i gasturbinen för elgenerering 2,1 gkg PC, dels frán förbränning av miljöfarligt avfall från EPA-produktionen 0,6 gkg PC. Utsläppen av kolmonoxid härrör dels från törbräning av miljöfarligt avfall från BPA-produktionen 0,05 , gkg, dels från fosgen-produktionen som överskottsgas 4,2 gkg.

CML GEP MRI Emissioner till vatten I Fenol 10 mgkg 0,4 mgkg i u Fenoler i 30 mgkg 20 mgkg u TEA i u 0,1 mgkg i u Diklormetan 0,3 mgkg 2 mgkg i u l NaCl 634 gkg 635 gkg i u i BOD iu 0,51 gkg ä -

Hg i u ca 0,05mgkg

- TEA katalysator - ,

l

Fast avfall MFA 31 gkg 15 gkg förbränt och ingår i

l

luftemissionerna

vanligt avfall i u 25 gkg deponeras

l beräkningarna används GEPs uppgifter, de andra står med för en jämförelse.

Resultat r

I nedanstående tabell redovisas energibehovet och emissionerna för produktion av 1 jungfruligt polykarbonat, summerade över all led från rávaruuttag till och med polymeriseringen.

Termisk energi MJth exkl energi imaterial Elenergi MJe Energi i main MJkg

nu luft Tullvatten C02 BOD CO COD e HC Tot-N Stoft 0Ijaaq NOx Fenol S02 VFenoIer CH2CI2 Toluen CH2CI2 aq Till mark TEA Avfall NaCl

Referenser

Midwest Research Institute MRl, Resource and Environmental Profile Analysis of Merlon Polycarbonate Fiefillable Milk Container Systems including Specific Comparisons with Selected Competitive Container Systems, Project No 4382-D, Kansas City, Missouri, december 1977

2. Centrum voor milieukunde CML, Environmental Effects Different Package Systems for Fresh Milk, CML nr 70, Rijksuniversteit Leiden, september 1990

Miljømaessig vurdering af maelkeemballage, Miljøprojekt nr 168, MiljøministerietMiljøstyrrelsen, Danmark, 1991

4. Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft Buwal, Oekobilanz von Packstoffen Stand 1990, Bern, 1991 -

5. l Fecker, Herstellung von Aluminium Ökologische Betrachtungen

- Aktualisierte Daten, Eidgenössische Materialprüfung- und Forschungsanstalt EMPA, St Gallen, 1989

H Kindler och A Nikles, Energieaufwand zur Herstellung von Werkstoffen, Kunstoffe, 70 12, s 802-808, 1980

Personlig kontakt 7. Frank Maas och Ad Vos, General Electric Plastics, Bergen-op-Zoom, Nederländerna

Jan Grebin, PLM, Lidköping

bil 3 10

Bilaga 4. FRAMSTÄLLNING AV PVC

Vinylklorid, byggstenen i polyvinylklorid PVC, syntetiseras i en reaktion mellan eten och klorgas. Eten är framställt ur råolja som raffinerats till nafta, som sedan våtgaskrackats. Klorgas, tillsammans med lut, är framställt ur stensalt genom elektrolys. Uppgifter om energibehov och utsläpp vid produktion av PVC är hämtade ur Buwals rapport 1 och listas i nedanstående tabell. Koldioxidustsläppet är dock framräknat utifrån angivet behov av fossila bränslen och emissionsfaktor.

PVC har ett relativt lågt Värmevärde, 18 MJkg, p g a sitt klorinnehåll. Vid avfallsförbränning bildas a klorväte. Klorvätet binds vid rökgasrening med kalk och bildar kalciumklorid, CaCl2, som deponeras.

Processenergi, 4,82 MJekg Processenergi, 21,12 MJekg exklusive energi i material termisk z Emissioner till luft Emissionertill vatten C02 1020 gkg COD 0,001 gkg C0 1,063 gkg Olja 0,156 gkg HC 10,519 gkg Fenol 0,005 gkg 0 Stolt 0,631 gkg Klororganiska ämnen 0,015 gkg NOx 35968 gkg S02 5,962 gkg Fastavfall 170,3 gkg i i CI2 0,3 gkg i Klororganiska 0,169 gkg i amnen

PVC

vid avfallsförbränning Värmevärde, effektivt 18 MJkg Utsläpp C02 1407 gkg NOx 2,88 gkg HCI 29,2 gkg Slam 554,5 gkg bundet som CaCl2, deponeras

Referens

Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft Buwal, Oekobilanz von Packstoffen Stand 1990, Bern, 1991. -

bil 4 1

Bilaga 5. BERAKNINGSRESULTAT Aluminium

Enheterna är genomgående MJkg för energierna och gkg för emissionerna.

ingen Ingen äteråtervinning, vinning, avfall

,

El 25,315 0,176 MJekg 25,315 MJekg t Bränsleplja 7,2617 0 0,377

E

BränsIe,diese| 1,186 1,186 1,2

Bränsle,båt 1,197 1,197 1,197 ;

Miljöprofiler glas

.Parametrar Ingen åter 70% mtrl 97% MJkg resp vinning átervinn áteranvänd glkg

Termisk 6,69 5,37 1,08 energi Elenergi 1,57 1,054 0,18 S02 1,75 1.29 0.32 NOx 3,86 3,54 0,6 D 0,25 0.19 0,11 H3 0,18 V 0,13 0.079 OCR 642 449 89

bil 5 2

Polyeten, HDPE beräkningsresultat -

Ingen Ingen äteråtervinning, vinning, avfall avfall lill deponi till förbränning

75% åter- 75% åter- 75° åter vinning avfall användning, användning, till förbränning avfall till deponi avfalltill förbränning El 7,037 1,763 1 ,763 MJekg Energi th 21,141 14,58 14,58 Bränsle olja -9,675 0 -9,675 Bränsle diesel 0,5819 0,1189 0,1 12 Bränsle båt 0,009 0,0062 0,0062 Energi th, lol 12,057 14,705 5,024 MJlhkg

S02 -3,441 0,2122 -3,601 glkg NOx 1,388 0,4319 0,651 HC 1 ,0525 0,7903 0,6103

Polystyren beråkningsresultat -

Enheterna är genomgående MJkg för energierna och gkg för emissionerna.

Ingen äter- Ingen ätervinning, avfall vinning, avfall till deponi varav transport till förbränning EI 1 ,0635 MJekg EI 1 ,0628 Bränsle olja 0 Bränsle olja -36 Bränsle diesel 0,2886 0,2886 Bränsle diesel 0,2617 Energi th 71,076 Energi th 71,076 Energi th, tot 71,364 0,2886 MJthkg Energi th, tot 35,337

S02 9,165 0,044 gkg S02 -5,022 NOx 4,997 0,376 NOx 5,81 3 CO 2,073 0,087 CO 1 ,592 HC 66,83 0,0601 HC 66.16 C02 1329 22,7 C02 2035 slott 0,969 0,029 stoft -0,132 aska 0 0 aska -0,252 oljaaq 0,572 0,00012 oljaaq 0,558 fenol 0,00101 0,0000016 lenol 0,0008 COD 0,00134 0.00034 COD -0,0406 totN 0,000055 0.000055 totN -0,00681

l bil 5 5 -

Polystyren, fortsättning

äter- 60%âter-

60% användning, användning, avfall tilldeponi varav transport avfall till förbränning EI 0,4254 MJekg EI 0,4251 . Bränsle olja 0 Bränsle olja -14,4 Bränsle diesel 0,1154 0,1154 Bränsle diesel 0,1047 Energi m 28,43 Energi th 28,43 Energi th, tot 28,5456 0,1154 MJthkg Energi th, tot 14,135

S02 3,666 0,0178 gkg S02 -2,009 NOx 1,999 0,15 NOx 2,325 CO 0,829 0,035 CO 0,637 HC 26,73 0,0241 HC 26,46 C02 532 9,07 C02 734 stoft 0,387 0,012 ston -0,053 aska 0 0 aska -0,1008 oljaaq 0,229 0.0000458 0Ijaaq 0,223 fenol 0,0004 0,0000007 fenol 0,00032 COD 0,00054 0,00013 COD -0,0162 totN 0,000022 0.000022 totN -0,00272 Avfall 402 0 Avfall 2

bi| 5 6

Miljöprofiler trä

Engángsanv. Engångsanv 60% 360% Parametrar áteranv återanv avfall till avfall till avfall till avfall till MJkg resp deponi förbränn deponi förbränn gkg 23,96 8,63 9.67 3,54 Termisk energ 0,91 0,91 0,36 0.36 el 0,445 -5,79 0.19 -2,22 S02 1,97 2,29 0,91 1,04 NOx 3,20 2,99 1,31 1,22 D 0,60 0,31 0.26 0.14 H3 126 -1096 57 -432 002 0,17 -0,30 0,075 -0,11 stoft 0.29 20,17 0,11 8.07 aska 0,0006 -0,0054 0,0003 -0,0022 o|jaaq 0,000009 -0,00008 0.000004 -0,00003 fenol 0,0019 -0,016 0,0008 -0,0063 ID 0,0002 -0,0026 0,0001 -0.0010 totN 1000 400 0 avfall

bil 5 7

Miljöprofiler wellpapp

Parametrar 1 00% 100% 80% åter- 80% åter MJkg resp deponi avfalls- vinning vinning 0kg förbränning 20% deponi 20% avfallsförbränning

Termisk 34,92 18,87 12,68 10,13 energi Elenergi 4,81 4,31 4,32 4,32 S02 0.29 -6,02 0,12 -0,88 NOx 2,05 2,27 1,11 1,14 D 0.25 0,036 0,13 0,10 i-C 0,18 -0,12 0,091 0,043 Oü 310 -970 217 13,60 stoft 0,64 0,16 0,15 0,07 aska 0,0012 19,88 0,0002 3,14 oliaaq 0,00040 00059 0,00019 -0,00083 fenoi 0.000006 -o,00009 0,000003 -0,00001 ID 14,62 14,60 19,45 19,45 totN 0,00019 -0,0029 0,00009 -0,00040

bil 5 a

Miljöprofiler stärkelse

Parameter, 100% 100% 40% deponi 40% för- MJkg deponi avfalls- 60% áter- bränning resp gkg förbränning användning 60% återanvändning termisk 19,60 4,54 8,60 2,58 , energi el 0,50 0,50 0,20 0,20 S02 0,849 -5,077 0,456 -1,914 g i NOx 6,02 6,34 3,40 3,53 CD 1,30 1,10 0,75 0,67 4 H3 0,913 0,630 0,524 0,411 002 457 -744 243 -238 stoft 0,450 -0,011 0.256 0,072

bil 5 9

Miüöprofner vätskekanong

parameter Vätskekarf Vâts ke ka rt Vätskekart Väfskekart Vätskekar MJkg resp engángsanv engangsanv 6 5% 65% 65% áfervinn åfervinn átervinn 99 deponi förbränning fiber fiber fiber avfall till avfall till avfall fill deponi förbränn förbränn inkl reje Termisk 39,267 20,02 22,37 15,62 10 energi Elenergi 4,53 4,52 6,03 6,03 6 S02 1,05 -6,54 0,79 -1,87 -3 NOx 2,00 2,15 1,94 1,98 2 CD 0,25 -0,0002 0,33 0,23 0 l-C 2,25 1,89 2,30 2,18 2 002 673 -278 465 25 stoff 1,73 1,17 0,71 0,51 0 aska 0,0032 74,67 o,00e4 26,14 26 Oliâüq 0,0053 -0,0024 o,o05s 0,0056 0,0 fenoi 0,00008 -0,00003 0,o00oa 0,00008 0,00 ID 7,91 7,88 6,38 6,38 .

. u bil 5 10

Bilaga 6. Beräkningsresultat stålplåt

Materialflöden för förpackningar stálplát. Beteckningarna visas i Tabell 1. av

figur 4.1. Flödet av förpackningsmaterial är normerat till

Materialllöde, Fall . stálplat l 2

Rámalm 1,6299 00907 A Anrikad malm 1,2224 0.4430 A1 B62 Kalksten till sinterverk 0,l188 00430

Kulsinter frán sinterverk 12784 0.4533 B Koks 0,400 0.1363 Bl

82 Kol - -

B32 Legeringsmetaller a - 0,0669 00242 88 Kalksten till masugn 0.8817 00195 C Rájärn . C1 Slagg, 0,4216 0.0302 masugn Kalksten till stálverk 00825 00299 BS Skrot till LD-stålverk 0,1656 00500 I Rástál 1,0213 00701 D Skrot, gjutning 0,0281 00102 D1 0,0833 010302 D11 Z Avfall

Stränggjutet stål O,9932 00599 D Skrot. varmvalsning 0,0281 00102 D2

D Varmvalsad plát O,9651 013497

Smält skrot 02832 00343 l20 0,0212 00552 l1 Slagg till Ijusbsmugn 0,0144 00476 l2 Kalksten

Skrot, varmvalsning 0,0078 0.0257 I31

Skrot kallvalsning 0,0407 00407 D3 -

Varmvalsad plåt 0,2676 00829 l

Kallvalsad tunnplåt 1,1920 W920 E

Kallvalsad 0,0407 00407 D3 Skrot

Stálplát 1,1920 1.19.20 F

0,0l7l 00171 lvl Leack

Skrot-slálplat 01920 0.1920 1-1

Förpackningaravfall 1,0 02929 G

l-l Förpackn. till återvinning 0.7071 m Avfall till deponi 1,0 02929 .Jr . 08920 V Brgrett skrot 9230

I-ll Avfall 0,0071

0.700 11 Btlrkcâklxä tiil slnzaln1lllgl -.

bil 61

Tabell 2. Materialflöden för förpackningar av törtennad plåt. Beteckningarna visas i figur 4.1. Flödet av förpacknlngsmaterial är normerat till 1.

R2 Kol - , - BS Legerlngsmetaller

bil 6 2

Tabell 3. TEI- och bränsleförbrukning från råvara till avfall för fall 1 då

stálplät används som törpackningsmaterial. MJkg förpackningsmaterial.

Process, Energi Mängd Energi beteckning MJkg prod MJkg förp. enligt figur 1 prod. i kgkg bränsle törp. bränsle

E1+E2Brytn. av malm, olja 0,443O 0,1116 12224 olja 05415 0,1364 krossning, malning mm d.olja 0,074 d.olja 00905 E3zBrytning kalksten olja 0,0332 05772 02826 olja 00094 0,1631 kol 0,0071 lol 00020 gas 0,0078 gas 00022 E4 Koksframställning olja 2,100 0,1800 0,400 olja; 0,8400 0072 E5 Sinterverk kol 00735 02738 12784 kol 00940 03500 olja 0,1744 olja 02230 E7 Masugn koks 12,600 0,4320 0,8817 loks 11,109 0,3809 E8 Stálverk syreinbl. gas -0,6000 02160 10213 gas. -0,6128 02206 E9+E26Stränggjutning kol 0,1430 0,1008 12686 kol 0,1814 0,1279 E10+E27Varmvalsning kol 0,7000 0,3024 12327 kol 08629 03728 olja 0,7600 olja 09369 E12 Kallvalsning olja 1,54 0,7200 1,1920 olja 1,836 0,8582

E18 Fall 1 Deponering d.olja 0,035 00007 10 d.olja 0035 00007

E19 Fall 2 Förbränning 1,0 - - - - E21 Fall 2 Askdepon. d.olja 0,035 00007 1,0 d.olja 0,035 00007 E25 Ljusb.sm.ugn 1,9439 02832 05505 E29 Lacktillverkning 02164 0,0171 00037 - - Totalt Fall 1 olja 4,387 3,238 koks 11,109 kol 1,140 gas -0,611 d.olja 0,130 Källor till uppgifterna Se texten i avsnitt 4.3.

Transporter

E23 Insamling av förp. 15 2,7 -- -- E235 Förp. till átervinn.

Tabell 4. El- och bränsleförbrukning från råvara till avfall för fall då stálplát används förpackningsmaterial. MJkg förpackningsmaterial. som

Process, Energi Mängd Energi beteckning lvUkg prod NUkg prod. ikgkg brpackning bränsle törp. bränsle -

E1+E2 Brytning olja 0,4430 0,1116 04430 olja 0,1962 0,0494 av 5 malm, malning mm d.olja 0,074 d.olja 0,0328 E3Brytning av kalksten olja 0,0332 0,5772 00971 olja 0,0032 00150 kol 00071 kol 00007 gas 00078 gas 00008 E4 Koksframställning olja 2,100 O,1800 0,1363 olja 02863 00245 E5 Sinterverk kol 00735 02738 0,4633 kol 00341 0,1269 olja 0,1744 olja 00808 j E7 Masugn koks 12,600 0,4320 03195 koks 40254 O,1380 E8 Stálv. syre inblásn. -0,6000 02160 03701 gas 02221 0,0799 l gas E9 E26 Stränggjutning kol 0,1430 0,1008 12685 kol 0,1814 0,1279 + E10+E27Varmvalsning kol 0,7000 0,3024 12326 kol 03628 03727 olja 0,7600 olja 09368 E12 Kallvalsning olja 1,54 0,720O 1,1920 olja 13357 03582 5 g E18 Deponering d.0lja 0035 00007 02929 dolja 00103 00002

E22 Pressnfragment olja 028 0,1584 0,700 olja 0,196 0,1109 j 024 gas 0,168 l l gas E25 Ljusbsmältugn 10439 09343 1316 j - j E29 Lacktillverkning 02164 00171 00037 g - j Totalt olja 3,519 3,524 j j koks 4,025 kol 1,079 2 , -0,053 gas

g

3 diesel 0,041

Källor till uppgifterna Se texten i avsnitt 4.3. 1

Transponer

Totalt Fall ;Lz Källor till uppgifterna Se texten i avsnitt 4.3. bi16 5

Tabell 5. El- och bränsleförbrukning från råvara till avfall för fall 1 då förtennad plåt används förpackningsmaterial. MJkg förpackningsmaterial. som

Process, Energi Mängd Energi beteckning MJkg prod MJkg förpackning produkt i kgkg bränsle torp. bränsle

E1+E2 Brytn. av malm, olja 04430 0,1116 12224 olja 05415 0,1364 krossning, malning mm. d.0Ija 0,074 d.olja 0,0905 E3 Brytn. kalk olja 00332 0,5772 02682 olja 0,0089 0,1548 kol 0,0071 kol 00019 gas 0,0078 gas 00021 E4 Koksframställning olja 2,100 0,1800 0,400 olja 08400 0,072 E5 Sinterverk kol 0,0735 02738 12784 kol 00940 03500 olja 0,1744 olja 02230 E7 Masugn koks 12,600 0,4320 048817 koks 11,109 03809 E8 Stálverk syre inbl. -0,600 02160 10213 gas 06128 0,2206 gas E9+E26 Stränggj. kol 0,1430 O,1008 12686 kol 0,1814 0,1279 E10+E27 Varmv. kol 0,7000 0,3024 12327 kol 08629 03728 olja 0,7600 olja 09369 E12 Kallvalsning olja 1,54 0,7200 1,1920 olja 1,836 0,8582 E14 Förtenning gas 0,359 0,4680 1,1968 gas 0,4297 05601 olja 0,391 olja 0,4679 - E14 Tennförädling kol 35,0 00048 kol 0,168 - olja 30,0 olja 0,144 E18 Fall 1 Deponering dolja 0,035 00007 1,0 dolja 0,035 0,0007

E24 Avtenning olja 0,60 0,233 00007 olja 00004 0,0002 E25 Ljusb.sm.ugn 19439 0 2832 05505 - E29 Lacktillv. 02164 0,0171 0,0037 -

Totalt Fall 1 olja 4,999 3,789 koks 11,109 kol 1,308 gas -0,181 d.0lja 0,125

Källor lill uppgifterna Se texten i avsnill 4.3.

Transporter

- . E30 Skrot, förp. tillv. 250 1,0 0,1 968 00492 . -

bH 67

Tabell 6 El- och bränsleförbrukning från råvara till avfall för fall ,l då förtennad plåt används förpackningsmaterial. MJkg lörpackningsmatenal. som

Process, Energi Mängd Energi beteckning MJkg prod MJkg förpackning produkt i kgkg bränsle fö rp. bränsle

E1 +E2 Brytning av malm 0,443O O,1116 051430 olja 0,1 962 00494 krossning, malning, mm 0,074 d.olja 00328 E3 Brytn. kalksten olja 0,0332 0,5772 00971 olja 09032 00150 kol 00071 kol 0 0007 gas 0,0078 gas 0,0008 E4 Koksframställning olja 2,1 00 0,1800 O,1363 olja 02863 00245 E5 Sinterverk kol 0,0735 02738 04633 kol 00341 01269 olja 0,1744 olja 00808 E7 Masugn koks 1 2,600 0,4320 03195 koks 40254 0,1380 E8 Stálv. syreinbl. gas -0,6000 02160 03701 gas 02221 00799 E9+E26 Stränggjutning kol 0,1430 0,1008 1 2685 0,1814 0,1 279 E10+E27 Varmvalsning kol 0,7000 03024 1 2326 kol 08628 0,3727 olja O,7600 olja 0,9368 E12 Kallvalsning olja 1,54 0,7200 1 ,1920 olja 1 ,8357 0,8582 E14 Förtenning gas 0,359 0,4680 1 ,1968 gas 0,4297 05601 olja 0,391 olja 0,4679 E14Tennbrädling kol 35,0 00048 kol 0,168 ; olja 30,0 olja 0,144 E18 Fall 3 Deponering d.0lja 0,035 0,0007 02929 dolja 00103 00002 ; i i

t

E22 Pressntragment olja 028 0,1584 0,700 olja 0,196 0,1 109 i gas 024 gas 0,168

koks 4025 kol 1247 gas 03764 doüm 0043

Källor till uppgitterna S0 texten i avsnitt 4.3.

Transporter

bil 6 9

ä - - u - - | - u u - u - z | - å - - - - - - n - 4 - - | n - - - - | a - 8 S ä a | - - | - - - - x - u å

- - u - u ä - n a ä ä | - -

e

.h

bi1610

| I s | | | å

x i I o - x v n w

ä I 1 I x 1 1 I

| 1 I u | ä I I l u I I r

|

u | | a C 0 ä ä

8 R

u

m

z

0. . M ,

a - 4 | u | - u

- - - I - u - -

å - u I - | - n

- - p | s I

å u s - I - - -

5 5 S - I ä ä - | - -

o I - | - -

8 I u u - - .

- | - e

ä ä | - -

. L.- h. . L.. Q. .. w ul .. v- . . bi1 6 12

|

. u | | | u I

å I

I . .

o . .

o

.

. ä - 1 -

å I a - , å

. .

Tabell 11. Avfallsmängder i de olika fallen. Kg avfallkg förpackning.

i Ljusbágsugn 0,0212 0,0652 Fiushállsavfall, tipp 1.0 0.29.29 Aska, tipp - -

Küiââåfessx-.

1991-11-1 8

t 5 TCP ÅäiQl-NY. . bi1614

utredningar

Statens 1991

offentliga

Kronologisk förteckning

Flykting- och immigrationspolitiken.A. 33.BrandenpåSally Albatross. Den 9-12januari 1990. Finansielltillsyn. Fi. Fö. Statensroll vid främjande av export. UD. 34.HIV-smittade ersättningför ideell skada.Ju. - Miljölagstifmingen i framtiden.M. 35.Någrafrågor i anslutning till en arbetsgivarperiod Miljölagstiftningen i framtiden.Bilagedel. inom sjukpenningförsäkringen. Sekretariatetskartläggningochanalys.M. 36. Ny kunskapoch förnyelse.C. 9 Utvärdering av SBU. StatensBeredningför Ut- 37.Räkna med miljön Förslag till natur- och värdering av medicinskmetodik. miljöräkenskaper.Fi. Sportsligochekonomiskutvecklinginom trav- 38.Räknamedmiljön Förslag till natur- och och galoppsporten. Fi. miljöräkenskaper.Bilagedel.Fi. Beskattning av kraftföretag. Fi 39.Säkrareförare.K. Lokala sjukförsäkringsregister. 40.Marknadsanpassade service-och stabsfunktioner ny - 10. Affärstiderna. C. organisation av stödettill myndigheteroch rege- 1 1.Affärstiderna.Bilagedel.C. ringskansli.c. l2.Ungdom och makt. C. 41.Marknadsanpassade service-och stabsfunktioner ny - 13.spelreglerna arbetsmarknaden. A. organisation av stödet till myndigheteroch rege- 14.Den regionalabil- och körkortsadministrationen. K. ringskansli.Bilagedel.C. lilnformationens roll som handlingsunderlag 42. Aborterade foster, m.m. styrningochekonomi. 43. Den framtidalänsbostadsnämnden. Bo. 16.Gemensamma regler lagstiftning, klassifikationer 44. Examination som kvalitetskontrolli högskolan.U. och informationsteknologi. 45.Påföljdsfrågor.Frigivning från anstalt, m.m. Ju. 17.Forskningoch utveckling epidemiologi,kvalitets- 46.Handikapp,Välfärd, Rättvisa. säkringochSprisutvecklingsprojekt. 47.På förändringsarbeten väg - exempel inom 18.Informationsstrukturför hälso-och sjukvården en verksamheterför psykisktstörda. utvecklingsprocess. 48.Bistånd genom internationellaorganisationer.UD. 19.Storstadenstrafiksystem. Överenskommelser 49.Bistånd internationellaorganisationer. om genom trafik ochmiljö i Stockholms- Göteborgs-och Annex Det multilateralabiståndetsorganisationer. Malmöregionema.K. UD. 20.Kapitalkostnaderinom försvaret. Nya former för 50.Bistånd genom internationellaorganisationer. finansiell styrning.Fö. Annex Sverigeoch u-ländemai FN en återblick. - 2l.Personregistreringinom arbetslivs-,forsknings-.och UD. massmedieområdena, m.m. Ju. 51. Bistånd genom internationellaorganisationer. 22.Översyn lagstiftningen träfiberråvara. Annex Särstudier.UD. av om 23.Ett nytt BFR Byggforskningen 90-talet. Bo. 52.Alkoholbcskarmingen.Fi. - 24.Visst går det an Del 2 och C. 53.Forskningoch teknik för flyget. Fö. 25.Frikommunförsöket.Erfarenheter försöken av med 54. Skola skolbarnsomsorg en helhet.U. - en friare nämndorganisalion.C. 55.Sverigesnationalrapport till FNs konferens om miljö 26.Kommunala entreprenader.Vad möjligt En och utveckling UNCED 1992.M. analys av rättslägetochdet statligaregelverkets 56.Kompetensutveckling en utmaning.A. roll. C. 57.Arbetslöshetsförsäkringenfinansierings- - 27.Kapitalavkastningeni bytesbalansen. Tre systemet. A. expertrapporter. Fi. 58.Ett nytt turistrâd. 28. Konkurrensen i Sverige en kartläggning av konkur- 59.Konkurrensför ökad välfärd.Del rensförhâllandenai61 branscher.Del och l C. Konkurrens för ökad välfärd. Del 29.Periodiskahälsoundersökningar i vissastatliga, Konkurrens för ökad välfärd. Bilagor. C. kommunalaoch landstingskommunala anställningar. 60.Olika men ändålika. Om invandrarungdomar i det C. mångkulturellaSverige.C. 30.Särskolan -en primärkommunalskola. U. 61.Statensbostadskreditnärnnd organisation och - 31. Statensarkivdepåer. En utvecklingsplantill år 2000. dimensionering. Bo. U. 62.Vissa särskildafrågorbeträffande integritets- 32. Naturvårdsverkets uppgifter och organisation. M. skyddet på ADB-omrâdet.Ju.

Statens 1991

offentliga utredningar

Kronologisk förteckning

63.Tillsynen över hälso-och sjukvården. 64. Att förvalta kulturmiljöer. U. 65.Ett samordnat vuxenstudiestöd.U. 66.Hemslöjdi samverkan. 67.Samhalli går. idag, i morgon. A. 68.Frikommunförsöket.Erfarenheterav försöksverksamhetenmedavsteg från statlig reglering m.m. C. 69. Frikommunförsöket. Erfarenheter försöksverk- av samheten med avsteg från statlig reglering m.m. Särskildbilaga.C. 70.Ombudsman för bam och ungdom. 71. Teaterns kostnadsutveckling1975-1990 med särskildastudier av Operan,Dramaten ochRiksteatern.U. 72.En kreativ studiemiljö högskolebiblioteket som pedagogisk resurs. U. 73.Vänersjöfarten.K. 74. Krediterför utveckling.UD. 75. Organiseradrasism.A. 76.Miljön och förpackningarna.M. . 77. Miljön och förpackningarna. Livscykelanalyser för förpackningsmaterial beräkning av miljöbclasming.Bilaga. M.

Statens offentliga 1991 utredningar

Systematisk förteckning

Justitiedepartementet Kommunikationsdepartementet

Personregistreringinom arbetslivs-,forsknings-och Den regionala bil- ochkörkortsadministrationen.[14] massmedieområdcna, m.m. [21] Storstadenstrafiksystem. Överenskommelser om HIV-smittade ersättningför ideell skada.[34] - trafik och miljö i Stockholms-Göteborgs-och Malmö-

Påföljdsfrågor.Frigivning från anstalt, m.m. [45] regionerna.[19]

Vissasärskildafrågorbeträffandeintegritetsskyddet Säkrareförare[39]

på ADB-området.[62] Vänersjöfarten[73]

Finansdepartementet Utrikesdepartementet

Finansielltillsyn. [2] Statens roll vid främjande av export. [3] Sportslig och ekonomisk utvecklinginom trav- och Bistånd genom internationellaorganisationer.[48] galoppsporten.[7] Bistånd genom internationellaorganisationer.Annex Beskattning av kraftföretag.[8] Det multilaterala biståndets organisationer.[49] Kapitalavkastningeni bytesbalansen. Bistånd genom internationellaorganisationer.Annex Sverigeoch u-ländemai återblick. Tre expertrapporter. [27] FN en [50] - Räkna med miljön Förslagtill och miljö- Bistånd naturgenom internationellaorganisationer.Annex räkenskaper.[37] Särstudicr.[51] Räkna med miljön Förslagtill natur- och miljö- Krediter för utveckling.[74] räkenskaper.Bilagedel.[38]

Alkoholbeskattningen.[52] Försvarsdepartementet

Kapitalkostnaderinom försvaret.Nya formerför Utbildningsdepartementet

finansiell styrning. [20] Särskolan primärkommunalskola.[30] -en Branden på Sally Albatross.Den9-l2januari 1990.[33] Statensarkivdepâler. utvecklingsplantill år 2000. En

Forskningoch teknik för flyget. [53] [31]

Examination som kvalitetskontrolli högskolan.[44]

Skola skolbarnsomsorg en helhet. [54] Socialdepartementet - - Att förvalta kulturmiljöer. [64]

Utvärdering av SBU. StatensBeredningför Ut-värde- Ett samordnatvuxenstudiestöd.[65]

ring av medicinskmetodik.[6] Teaternskostnadsutveckling1975-1990

Lokala sjukförsäkringsregister[9] med särskilda studier av Operan, Dramaten

Informationens roll som handlingsunderlag styrning och Riksteatern. [71] ochekonomi. [15]. En kreativ studiemiljö högskolebiblioteket som - Gemensammaregler lagstiftning,klassifikationeroch - pedagogisk resurs. [72]

informationsteknologi.[16]. Forskningoch utveckling epidemiologi,kvalitetssä- Arbetsmarknadsdepartementet kring och Spris utvecklingsprojekt.[17]. Flykting- och immigrationspolitiken.[1] Informationsstrukturför hälso-och sjukvården en - spelreglernapåarbetsmarknaden. [13]

utvecklingsprocess.[18]. Kompetensutveckling en utmaning. [56] Någrafrågor i anslutningtill arbetsgivarpcriodinom en Arbetslöshetsförsâikringenfinansieringssjukpenningförsäkringen.[35] systemct. [57] Aborteradefoster, m.m. [42] Samhalli går, i dag, morgon. i [67] Handikapp,Välfärd, Rättvisa.[46] Organiseradrasism.[75] På exempel på förandringsarbeten inom vägverksamheter för psykisktstörda.[47]

Tillsynen över hälso- och sjukvården. [63]

Ombudsman för barnoch ungdom. [70]

offentliga

Statens 1991

utredningar

Systematisk förteckning

Bostadsdepartemntet Miljödepartementet Ett nytt BFR Byggforskningenpå90-talet.[23] Miljölagstiftningeni framtiden. [4] - Den framtidalänsbostadsnämnden. [43] Miljölagstiftningen i framtiden.Bilagedel.. Statensbostadskreditnämnd organisation och Sekretariatetskartläggningochanalys.[5] dimensionering. [61] Naturvårdsverkets uppgifter och organisatirion.[32] Industridepartementet Sverigesnationalrapporttill FNs konferenss om milj] och utveckling UNCED 1992.[55] Översyn av lagstiftningenom träfiberrâvara.[22] - Miljön och förpackningarna. [76] Ett nytt turistråd.[58] Miljön och förpackningarna. Livscykelanahlyser Hemslöjdi samverkan [66] för förpackningsmaterial beräkningav miljöbelastnjng. Bilaga. [77] Civildepartementet Affärstidema.[10] Affärstiderna. Bilagedel. [ll] Ungdom ochmakt.[l2] Visst gårdetan Del 2 och [24] Frikommunförsöket. Erfarenheter försöken med av en friare nämndorganisation.[25] Kommunalaentreprenader. Vad är möjligt En analys av rättslägetochdet statligaregelverketsroll. [26] Konkurrensen i Sverige en kartläggning av konkur- rensförhållandena i 61 branscher.Del och l [28] Periodiska hälsoundersökningar i vissastatliga, kommunalaoch landstingskommunala anställningar.[29] Ny kunskap och förnyelse. [36] Marknadsanpassade service-och stabsfunktioner ny organisation av stödettill myndigheter ochregeringskansli.[40] Marknadsanpassade service-och stabsfunktioner ny organisation av stödet till myndigheteroch regeringskansli.Bilagedel.[41] Konkurrens för ökad välfärd. Del Konkurrens för ökad välfärd. Del Konkurrens för ökadvälfärd. Bilagor. [59] Olika men ändålika. Om invandrarungdomardet i mångkulturella Sverige.[60] Frikommunförsöket. Erfarenheter av försöksverksamhetenmedavsteg från statlig reglering m.m. [68] Frikommunförsöket. Erfarenheter försöksverk- av samhetenmedavsteg från statlig reglering m.m. Särskildbilaga.[69]

y

ag -11-18

- -.--- uaHr-jt u

ISBN 91 -38-1 0872-0 ISSN 0375-Z50X