Nr C 299 Februari 2017 Ekonomisk analys av nya styrmedel för hanteringen av svenskt avfall Forskningsprogrammet Hållbar Avfallshantering Maria Ljunggren Söderman
Författare: Maria Ljunggren Söderman Medel från: :Naturvårdsverket Rapportnummer C 299 ISBN 978-91-88319-41-8 Upplaga Finns endast som PDF-fil för egen utskrift IVL Svenska Miljöinstitutet 2017 IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Box 210 60, 100 31 Stockholm Tel 010-788 65 00 // Fax 010-788 65 90 // www.ivl.se Rapporten har granskats och godkänts i enlighet med IVL:s ledningssystem
Förord Hållbar Avfallshantering är ett tvärvetenskapligt svenskt forskningsprogram, som under åren 2006-2012 forskade om vilka styrmedel och strategiska beslut som kan bidra till att utveckla svensk avfallshantering i en mer hållbar riktning (www.hallbaravfallshantering.se). Naturvårdsverket finansierade programmet. Denna rapport är en del av avrapporteringen från delprojektet Ekonomisk modellering och utvärdering av styrmedel inom Hållbar avfallshantering. Delprojektet har som syfte att utveckla och tillämpa en metod för att analysera hur styrmedel inom avfallsområdet påverkar hanteringen av avfall och ger effekter på samhällsekonomin. Metoden går ut på att modellerna EMEC (en allmän jämviktsmodell för Sveriges ekonomi)och NatWaste (en systemteknisk modell för Sveriges avfallshantering) länkas för att undersöka hur avfallshantering och övriga ekonomiska sektorer påverkar varandra. Metoden gör det möjligt att analysera såväl makroekonomiska effekter som effekter på avfallshanteringen av styrmedel för avfallsområdet. I rapporten presenteras den del av utvärderingen som rör styrmedel som införs för att påverka hanteringen av det svenska avfallet, närmare bestämt den del i vilken NatWaste använts. Den del av analysen som rör styrmedel som införs för att minska uppkomsten av avfall genom ändrad produktion och konsumtion redovisas i Forsfält (2011). Arbetet i delprojektet har varit nära länkat till delprojektet Miljöutvärdering av styrmedel där syftet är att bedöma hur styrmedel för avfall påverkar miljön. Många personer har därför bidragit till det material som presenteras i rapporten. Göran Östblom och Tomas Forsfält, Konjunkturinstitutet, Anna Björklund, Yevgenyia Arushanyan och Göran Finnveden, KTH, Jan-Olov Sundqvist, Åsa Stenmarck, Tomas Ekvall, Annika Gottberg och Anna Widheden, IVL Svenska miljöinstitutet, Ola Eriksson, Högskolan i Gävle och Niclas Mattsson, Chalmers tekniska högskola har alla deltagit i de två delprojekten. Övriga forskare i Hållbar Avfallshantering samt programmets referensgrupp har också bidragit på olika sätt till arbetet. Studien avslutades 2012 och merparten av rapporten skrevs innan dess. I samband med publiceringen av den sista vetenskapliga artikeln från programmet (Arushanyan et al 2017), färdigställdes rapporten. Arbetet presenteras även i oilka former i andra publikationer, däribland: 1. Ambell et al. (2010) 2. Arushanyan et al. (2017) 3. Ekvall och Malmheden (2012) 4. Finnveden et al. (2013) 5. Ljunggren Söderman et al. (2016) 6. Östblom et al. (2010) Maria Ljunggren Söderman Projektledare för delprojektet Ekonomisk modellering och utvärdering av styrmedel
Innehållsförteckning Sammanfattning... 7 Summary... 8 1 Inledning... 9 1.1 Bakgrund... 9 1.2 Syfte... 9 2 Metodbeskrivning... 11 2.1 Ekonomisk analys av avfallshantering med NatWaste... 11 2.2 NatWaste i Hållbar Avfallshantering... 12 2.3 Länkning av EMEC, NatWaste och SWEA... 14 2.4 Scenarioanalys... 16 2.4.1 Kostnadsfaktorer... 18 2.4.2 Iterationer mellan NatWaste och EMEC... 20 3 Mängden uppkommet avfall... 23 4 Nya styrmedel... 24 4.1 Nollalternativ (utan nya styrmedel)... 25 4.2 Viktbaserad avfallstaxa... 25 4.2.1 Implementering i NatWaste... 26 4.3 Skatt på förbränning av fossilt material... 28 4.3.1 Implementering i NatWaste... 29 4.4 Elcertifikat... 30 4.4.1 Implementering i NatWaste... 30 4.5 Miljödifferentierad avfallstaxa... 31 4.5.1 Implementering i NatWaste... 31 4.6 Utvecklade insamlingssystem... 33 4.6.1 Implementering i NatWaste... 33 4.7 Krav på återvinning av återvinningsbara material... 34 4.7.1 Implementering i NatWaste... 34 5 Resultat och analys... 36 5.1 Referensscenario... 36 5.2 Scenario 1: Global hållbarhet... 42 5.3 Scenario 2: Globala marknader... 44 5.4 Scenario 3: Regionala marknader... 47 5.5 Scenario 4: Hållbar kurs Europa... 49 6 Diskussion och slutsatser... 53
6.1 Metod... 53 6.2 Analys... 54 7 Referenser... 56 8 Bilagor... 58
Sammanfattning Hållbar Avfallshantering är ett tvärvetenskapligt svenskt forskningsprogram, som under åren 2006-2012 forskade om vilka styrmedel och strategiska beslut som kan bidra till att utveckla svensk avfallshantering i en mer hållbar riktning. Fokus ligger på att flytta avfallshanteringen till den övre delen av avfallshierarkin, d.v.s. till förebyggande av avfall och materialåtervinning. Vilka styrmedel har potential att påverka teknikskiftena åt ett sådant håll? Hur påverkar energi- och materialpriserna vilka tekniker som är kostnadseffektiva? Vilka kapaciteter behövs för att hantera framtidens svenska avfallsmängder? Och vad skulle det kosta? Som ett stöd i att analysera dessa komplexa frågor har den systemtekniska modellen för nationell avfallshantering, NatWaste, använts. Rapporten beskriver även hur NatWaste länkats med EMEC, en allmän jämviktmodell för Sveriges ekonomi, EMEC, och SWEA, en modell för livscykelanalys av miljöpåverkan av avfallshantering. Tack vare modellpaketet, kan analysen adressera ekonomisk och miljömässig påverkan av styrmedel för både förebyggande och hantering av avfall. 7
Summary Towards Sustainable Waste Management is an interdisciplinary Swedish research program, which during the years 2006 to 2012, suggested and assessed policy instruments that could potentially assist in developing management of Swedish waste in a more sustainable direction. The focus is on shifts to the upper part of the waste hierarchy, that is, to waste prevention and recycling. What instruments has the potential to affect the technological shift to such direction? How does energy and material prices affect what technologies are cost effective? What capacities are needed to manage the future quantities of Swedish waste? What would it cost? As a tool for analyzing these complex issues, the systems engineering model for national waste management, NatWaste, is used. The report also presents the softlinking of NatWaste with EMEC, a general equilibrium model for the Swedish economy, EMEC, and SWEA, a model for life cycle assessment of environmental impacts of waste management. Thanks to this model package, economic and environmental impacts of policy instruments for both the prevention and management of waste can be addressed. 8
1 Inledning 1.1 Bakgrund Hållbar Avfallshantering är ett tvärvetenskapligt svenskt forskningsprogram, som under åren 2006-2012 forskar kring vilka styrmedel och strategiska beslut som kan bidra till att utveckla avfallshanteringen i en mer hållbar riktning. Fokus ligger på att flytta avfallshanteringen till den övre delen av avfallshierarkin, d.v.s. till förebyggande av avfall och materialåtervinning. I Hållbar Avfallshantering utvärderas miljömässiga, ekonomiska, kulturella och sociala aspekter av 15 styrmedel av ekonomer, etnologer, miljöpsykologer, systemanalytiker och framtidsforskare i samarbete. Hållbar Avfallshantering omfattar tio delprojekt. I delprojektet Framtidsinriktad syntes sammanfattas kunskapen från övriga delprojekt med mål att identifiera beslut som kan bidra till en hållbar utveckling av avfallshanteringen. Ambitionen är att Hållbar Avfallshantering ska resultera i direkta råd till beslutsfattare inom avfallshantering och andra berörda områden. Hållbar Avfallshantering riktar sig därför främst till Naturvårdsverket och andra organisationer som fattar beslut om styrmedel som rör avfallshantering i Sverige och utomlands, återvinningsföretag, avfallsbolag och organisationer för forskning och utveckling. Programmet finansieras helt av Naturvårdsverket. Delprojektet Ekonomisk modellering och utvärdering av styrmedel har som syfte att utveckla och tillämpa en metod för att analysera hur styrmedel inom avfallsområdet påverkar hanteringen av avfall och ger effekter på Sveriges ekonomi. Två modeller, en över Sveriges ekonomi, EMEC, och en över nationell avfallshantering, NatWaste, länkas för att beskriva hur avfallshantering och övriga ekonomiska sektorer påverkar varandra. Metoden gör det möjligt att analysera såväl makroekonomiska effekter som effekter på avfallshanteringen av styrmedel för avfallsområdet. I denna rapport presenteras den del av den ekonomiska analysen av styrmedel som införs för att påverka hanteringen av det svenska avfallet. Den del av analysen som rör styrmedel som införs för att minska uppkomsten av avfall genom ändrad produktion och konsumtion redovisas i Forsfält (2011). 1.2 Syfte Syftet med denna rapport är att ge underlag till utvärderingen av nya styrmedel för avfallsområdet i forskningsprogrammet Hållbar Avfallshantering. Den sammanvägda utvärderingen av programmets olika analyser görs i form av en syntes. I den här rapporten presenteras en ekonomisk analys av sex av de styrmedel som Hållbar Avfallshantering tagit fram. I analysen besvaras följande frågor: 9
1. Vilken teknikmix är kostnadseffektiv för hanteringen av det svenska avfallet år 2030? 2. Påverkas den kostnadseffektiva teknikmixen av de styrmedel som Hållbar Avfallshantering som identifierat som intressanta? Exempelvis, är en klimatskatt på förbränning av allt fossilt material i nivå med dagens CO2-skatt tillräckligt hög för att förändra mixen av de tekniker som är kostnadseffektiv för svenskt avfall? 3. Hur stora kapaciteter behövs för att hantera det svenska avfallet år 2030? 4. Förändras teknikmixen och kapacitetsbehovet väsentligt mellan de olika scenarier som används för 2030 i Hållbar Avfallshantering? I stort sett all avfallshantering består av en mix av tekniker. Olika avfallsslag har olika egenskaper och därför krävs olika typer av hantering, ofta i flera steg. Med den kostnadseffektiva teknikmixen avses här den uppsättning av tekniker för hantering av det svenska avfallet som ger lägst totala samhällsekonomiska kostnader. Med samhällsekonomiska kostnader avses här företagsekonomiska nettokostnader för alla aktörer som deltar i avfallshanteringen samt, i förekommande fall, redan internaliserade miljökostnader i form av skatter och avgifter som t ex deponiskatt. Kostnader för hushållens tid betraktas som externa kostnader och är inte inkluderade. I analysen bestäms ett antal möjliga behandlingstekniker för varje avfallsslag. Med hjälp av kostnadsoptimeringen i NatWaste kan den kostnadseffektiva teknikmixen av dessa tekniker beräknas. Analysen tar även hänsyn till externa förutsättningar, där flera av de som är mest avgörande ges av Hållbar Avfallshanterings programgemensamma omvärldsscenarier för år 2030. I studien har en omfattande verktygsutveckling skett i de två ovan nämnda delprojekten. Resultatet av verktygsutvecklingen är ett modellpaket för kvantitativ analys av styrmedel som består av de tre mjuklänkade modellerna EMEC, NatWaste och SWEA. Modellpaketet beskrivs närmare i kapitel 3 med fokus på länkningen av modellerna för ekonomisk analys, EMEC och NatWaste. Målet är att modellpaketet ska kunna användas för fortsatta analyser av svensk avfallshantering, även utanför forskningsarbetet i Hållbar Avfallshantering. Modellpaketet har även presenterats i en vetenskaplig artikel (Ljunggren Söderman et al. 2016). 10
2 Metodbeskrivning 2.1 Ekonomisk analys av avfallshantering med NatWaste Avfall uppstår mer eller mindre överallt i samhället: i näringsliv, offentlig förvaltning och hushåll, i storstäder och småsamhällen. Olika avfallmetodbessslag har olika egenskaper. Hanteringen av avfallet måste anpassas efter dess egenskaper, var det uppstår och vem som genererat det. Oftast sker hanteringen stegvis i en mix av tekniker från källsortering till behandling till efterbehandling. Man skulle kunna beskriva hantering av avfall som ett komplext system där olika material- och energiflöden flödar genom ett flertal olika processer. Komplexiteten gör att det är svårt att överblicka konsekvenserna av förändringar såväl inom som utanför systemet. Kan förbättrad teknisk prestanda för en behandlingsteknik leda till att tekniken blir billigare att använda relativt andra tekniker? Kan ändrade energi- och materialpriser påverka vilka tekniker som är kostnadseffektiva? Kan nya styrmedel och miljömål leda till att nya behandlingstekniker krävs för att uppfylla målen? Som ett stöd i att analysera sådana komplexa frågor används ofta systemtekniska modeller. I analysen som presenteras i den här rapporten används den systemtekniska modellen NatWaste (Ljunggren, 2000). Med hjälp av NatWaste kan man analysera de långsiktiga ekonomiska förutsättningarna för olika tekniska alternativ för avfallshantering på nationell nivå. NatWaste har tidigare använts för att bl. a. utvärdera konsekvenserna av deponiskatt och förbud mot deponering av brännbart respektive organiskt avfall i Sverige (Ljunggren, 2000) samt även möjligheterna för utökad biologisk behandling och materialåtervinning (Ljunggren Söderman, 2003). I Hållbar Avfallshantering analyseras hur nya styrmedel skulle kunna påverka uppkomsten och hanteringen av svenskt avfall. Den ekonomiska analysen av de nya styrmedel som rör hanteringen av svenskt avfall görs med hjälp av NatWaste. NatWaste, som är baserad på kostnadsoptimering, beräknar den kostnadseffektiva mixen av en rad tekniska alternativ för avfallshantering. Den kostnadseffektiva teknikmixen är den uppsättning av tekniker för hantering av det svenska avfallet som ger lägst totala samhällsekonomiska kostnader. Med samhällsekonomiska kostnader avses här företagsekonomiska nettokostnader för alla aktörer som deltar i avfallshanteringen samt, i förekommande fall, redan internaliserade miljökostnader i form av skatter och avgifter som t ex deponiskatt. Kostnader för hushållens tid är inte inkluderade. Analysens resultat beror på vilka teknikalternativ som är möjliga samt kostnaderna och de tekniska egenskaperna för dessa. I Hållbar Avfallshantering används ett antal programgemensamma omvärldssscenarier och därför kommer resultatet även att bero på de förutsättningar som antagits i dessa scenarier. För den kostnadseffektiva teknikmixen redovisar NatWaste den optimala mängden avfall och material som hanteras med de teknikalternativ som ingår i mixen samt energibalansen över alternativen. Kostnadsoptimeringen gäller de samlade årliga 11
nettokostnaderna för hela den nationella avfallshanteringen, oavsett var i systemet och för vem kostnaderna uppstår. Kostnaderna omfattar rörliga kostnader för avfallshantering, annualiserade investeringskostnader för ny och/eller utbyggd kapacitet, intäkter för återvunna material och utvunnen energi samt de skatter och avgifter som berör behandlingsalternativen. Avgränsningen av det avfallshanteringssystem som analyseras med NatWaste visas i Figur 1. Avfall av en viss mängd och sammansättning som uppkommit i hushåll eller industri utgör inflöde till systemet. Avfallet samlas in för vidare hantering, vilket vanligtvis sker i en kombination av behandlingstekniker. Material och energi i form av el och bränslen kan till en viss kostnad tillföras för drift av systemet. Utflöden från systemet är material och energi som kan avsättas på en marknad och som därmed genererar intäkter till systemet: (1) återvunna material avsätts på materialmarknaderna, (2) återvunnen kompost eller rötrest avsätts på marknader för t ex gödning eller (3) energi utvinns i form av värme, el och biogas som avsätts på respektive energimarknad. Figur 1 Representation av avfallshanteringssystemet i NatWaste. 2.2 NatWaste i Hållbar Avfallshantering Avfallsslagens sammansättning är indata till NatWaste, se Tabell 2 och Bilaga. Avfallsmängderna är ett resultat ett resultat från iterationer mellan modellerna NatWaste och EMEC (Östblom m.fl, 2010). EMEC är en allmän jämviktsmodell av Sveriges ekonomi som analyserar interaktionen mellan markoekonomi och miljö (Östblom och Berg, 2006), 12
se avsnitt 2.3. Fem scenarier för år 2030 analyseras, vilket resulterat i olika avfallsmängder i scenarierna. De enskilda avfallsslagens sammansättning ändras inte mellan scenarierna. För de flesta avfallsslag tillåts flera olika behandlingsalternativ i NatWaste-analysen. De tillåtna alternativen varierar mellan avfallsslagen, vilket redovisas i den fullständiga förteckningen över behandlingsalternativ i Bilaga. Till exempel kan hushållsavfallets säckoch kärlavfall antingen förbrännas direkt eller källsorteras enligt några olika alternativ och därefter materialåtervinnas, förbrännas, rötas, komposteras eller deponeras. Ett annat exempel är källsorterat matavfall som kan förbrännas, rötas eller komposteras. Ett tredje exempel är osorterade fraktioner från avfallsslaget Blandade och differentierade material, som kan förbrännas direkt eller sorteras på platta för att därefter materialåtervinnas, förbrännas eller deponeras. För några avfallsslag tillåts endast ett behandlingsalternativ i analysen. Det gäller bl.a. många av de källsorterade avfallsslag som idag (år 2006) materialåtervinns dessa kan i analysen endast materialåtervinnas. För varje scenario analyseras skillnaden i totala årliga nettokostnader med eller utan nya styrmedel. Utvärderingen bygger på kända kostnader som sammanställts i forskningsprogrammet Hållbar Avfallshantering (Ljunggren Söderman och Gottberg, 2011). Teknisk utveckling av enskilda alternativ, såsom förbättrad prestanda och ändrade kostnader, fram till analysåret 2030 hanteras i den här studien genom att den bästa nuvarande kommersiellt gångbara tekniken (BAT) så långt som möjligt inkluderats. För de flesta behandlingsalternativ gäller att de finns i flera varianter och att de dessutom kan användas i olika kombinationer. Hur detta hanteras i analysen illustreras med materialåtervinning som exempel: Att öka materialåtervinning kan ske genom en eller en kombination av flera olika återvinningsprocesser. Vi har utgått från en process per materialslag, vanligtvis den idag mest förekommande, och har inte tagit hänsyn till möjligheten för nya processvarianter. Vi har antagit att enhetskostnaderna för materialåtervinning, dvs. kostnader per ton material, är konstanta oavsett hur mycket material som återvinns. Vi har alltså inte tagit hänsyn till att enhetskostnaderna troligen är högre när man närmar sig en mycket hög återvinningsgrad. Med avseende på detta är kostnaderna underskattade. Å andra sidan har vi inte heller tagit hänsyn till eventuella skalfördelar som kan uppstå då kapaciteten för materialåtervinning byggs ut. Det är därför svårt att avgöra om kostnaderna är under- eller överskattade. Giltigheten i resonemanget varierar mellan olika material, beroende på hur stor kapaciteten är idag och på hur krävande materialet är att återvinna. För vissa material är återvinningsgraden redan hög och skaleffekten vid en kapacitetsökning är troligen därför inte stor. I sådana fall innebär en ökad återvinning ökade enhetskostnader för att komma åt de högst hängande frukterna. Notera att analysen inte avser att presentera exakta kostnader utan istället att indikera storleksordningen på skillnaden i kostnader för hantering av svenskt avfall med eller utan nya styrmedel. 13
Det är möjligt att använda NatWaste för en utökad och/eller fördjupad analys av olika teknikvarianter och -kombinationer, för såväl materialåtervinning som för andra behandlingsalternativ. Ett hinder för en sådan analys är dock att tillgången till publika indata för behandlingsalternativ är begränsad, särskilt vad det gäller kostnader. NatWaste utvecklades i slutet av 1990-talet och användes för att analysera de då nya styrmedlen deponiskatt och deponeringsförbud (Ljunggren, 2000 och Ljunggren Söderman, 2003). För att kunna genomföra analysen i Hållbar Avfallshantering har en betydande vidareutveckling av NatWaste skett. Antalet avfallsslag som kan ingå i analysen är betydligt fler liksom antalet behandlingsalternativ och hur dessa kan kombineras. Denna vidareutveckling har krävt både en stor mängd nya indata och förändringar i programkoden. Mjuklänkningen av NatWaste till EMEC och SWEA, vilket beskrivs närmare i avsnitt 3.3, har också krävt vissa förändringar i programkoden. Ett viktigt resultat från Hållbar Avfallshantering är utvecklingen och anpassningen av dessa tre verktyg, som även kan användas för andra analyser än dem i Hållbar Avfallshantering. 2.3 Länkning av EMEC, NatWaste och SWEA Genom att koppla den allmänna jämviktsmodellen EMEC och den systemtekniska modellen för avfallshantering NatWaste fångas samspelet mellan avfallsmängder och kostnader för avfallshantering vid bedömningen av framtida avfallsmängder. Makroekonomiska effekter, såsom BNP-tillväxt och strukturella förändringar, av styrmedel som ska förebygga uppkomsten av avfall eller styrmedel som ska påverka avfallshanteringen i en mer hållbar riktning kan också fångas. Angreppssättet tillåter en analys av styrmedel som införs på makroekonomisk nivå (såsom skatter på jungfruliga material och lägre moms på mindre avfallsintensiva produkter) och styrmedel som särskilt riktas mot avfallshanteringen (t.ex. miljödifferentierade avfallstaxor och förbud mot förbränning av återvinningsbart material). Analysen bygger på antagandet att uppkomsten av avfall i företag och hushåll kan påverkas av priserna på avfallshantering som tjänst. Priset på tjänsten beror av kostnaderna för avfallshanteringen inklusive de styrmedel som riktas mot avfallssektorn. Förändringar i kostnaderna för avfallshanteringen påverkar det pris på avfallshantering som tjänst som företag och hushåll möter, som i sin tur antas kunna påverka beteendet hos företag och hushåll och därmed också ekonomisk tillväxt, strukturella förändringar och inkomstfördelning. Dessa ekonomiska effekter skulle i sin tur kunna minska eller öka uppkomsten av avfall. För att ta hänsyn till hur företagens och hushållens produktion och konsumtion förändras av ändrade kostnader för avfallshantering, skulle man kunna integrera ett antal tekniska alternativ för avfallshantering i EMEC. Men antalet kombinationer mellan tänkbara hanteringsalternativ och avfallsslag är stort och därför har EMEC istället mjuklänkats med NatWaste. Mjuklänkningen av de två modellerna (en top-down-modell och en bottom- 14
up-modell) sker genom att vissa av delar av lösningen i den ena modellen överförs som indata till den andra modellen i en iterativ process. I NatWaste beräknas den kostnadseffektiva teknikmixen för avfallshantering och dess marginalkostnader. Därefter överförs marginalkostnaderna till EMEC, som betraktar dem som priser på avfallshantering som tjänst - olika priser för olika avfallsslag. Alla andra priser på råvaror och produktionsfaktorer ges av lösningen av EMEC. I EMEC beräknas hur företag och hushåll reagerar på de förändrade priserna på avfallshantering. Från EMEC tillbaka till NatWaste överförs avfallsmängden som uppkommer i ekonomin (givet priserna på avfallshantering som tjänst) samt faktorer för den relativa prisförändringen för vissa råvaror, energi och arbetskraft som används eller produceras i avfallshanteringen, se Figur 2. Att denna iterativa process konvergerar säkerställs av att enhetskostnaderna för avfallshantering inte ökar när uppkomsten av avfall minskar. Länkningen av modellerna beskrivs utförligt i Östblom m.fl. (2010) samt i Ljunggren Söderman et al 2016). En fördel med att använda en detaljerad systemteknisk modell som NatWaste för att generera priserna på avfallshantering som tjänst är att effekten av styrmedel riktade direkt mot avfallshantering integreras i priset på avfallshantering som tjänst. Den makroekonomiska analysen i EMEC får alltså information om hur styrmedel påverkar valet av den rad av tekniska möjligheter för avfallshantering som omfattas i NatWaste. På motsvarande sätt blir det möjligt att, i analysen av de tekniska möjligheterna för avfallshantering i NatWaste, ta hänsyn till hur förändringar i markoekonomin påverkar priser på råvaror, energi och arbetskraft samt uppkomsten av avfall i företagen och hushållen. I verktygspaketet för den kvantitativa analysen av styrmedel i Hållbar Avfallshantering ingår även en tredje modell: SWEA (Swedish Waste Environmental Analysis), en modell för livscykleanalys (LCA) för svensk avfallshantering, se Figur 2. I steget efter iterationen mellan EMEC och NatWaste överförs den kostnadseffektiva teknikmixen för avfallshanteringen från NatWaste till SWEA, där miljöpåverkan analyseras. 15
Figur 2 Verktygspaket för kvantitativ analys av styrmedel för en mer hållbar avfallshantering. De avfallsslag som modelleras i EMEC, NatWaste och SWEA överensstämmer med de avfallsslag som används i EU:s direktiv om avfallsstatistik (EWC-Stat) (EU, 2008). Avfallsslagen i EWC-Stat är dock alltför aggregerade för att en meningsfull analys av olika alternativ för avfallshantering ska kunna utföras med NatWaste och SWEA. Avfallsslagen i EWC-Stat bryts därför ned i under-fraktioner för användning i NatWaste och SWEA, se Bilaga. Integrationen av de tre modellerna beskrivs och diskuteras i Ljunggren Söderman et al. (2016). 2.4 Scenarioanalys Som utgångspunkt för analysen av styrmedelsförslag används de programgemensamma scenarierna för Hållbar Avfallshantering (Dreborg och Tyskeng, 2008). Scenarierna, som används i EMEC, NatWaste och SWEA, kan kortfattat beskrivas enligt följande: Global hållbarhet: Den globalisering vi sett under de senaste decennierna fortsätter med stärkt frihandel och internationell, ständigt föränderlig arbetsfördelning. Förutom denna globalisering av marknader, sker i växande grad ett globalt politiskt ansvarstagande för gemensamma problem som klimatproblematiken och den hårda belastningen på naturresurser. En starkare politiska styrning av utsläpp och användning av resurser breder ut sig, med utsläppsrätter som ett typiskt exempel. Man ser också ett mer gemensamt agerande från de rika länderna och flera länder med snabbt växande ekonomier för att stödja utveckling och konstruktiv konflikthantering i fattiga regioner. FN:s auktoritet och effektivitet har också stärkts. Globala marknader: Liksom i scenario 1 fortsätter globaliseringen. Ledstjärnan, även i U- länder, är tillväxt där internationell frihandel, fortsatt internationalisering av produktionssystem samt arbetskraftsmigration är några av verktygen. De politiska 16
ingreppen för att påverka resursanvändning och miljöbelastningen försvagas. Fattiga länder närmar sig ekonomiskt, men det är få länder som prioriterar social och ekonomisk jämlikhet. Det ökande antalet interaktioner leder också till att de globala transporterna ökar, liksom konkurrensen och konflikterna kring resursanvändningen. I dessa konflikter finns ingen långsiktig och stabil lösning och det saknas organ som stöder konflikthantering i de fattigare regionerna, särskilt då FN:s inflytande och effektivitet är försvagat. Regionala marknader: I detta scenario försvagas globaliseringen och världens regioner framträder tydligare. Handelshindren växer och handeln sker i ökande grad inom regionerna. En effekt är att klyftan mellan Nord och Syd ökar. Fattiga förblir fattiga även inom många länder då arbetet för social och ekonomisk jämlikhet försvagas. De politiska ingreppen för att styra resursanvändning och minska miljöpåverkan blir generellt sett svagare. På grund av svårigheterna att komma överens globalt går det trögt med kampen mot CO2-utsläppen. Fokus ligger istället på de regionala och lokala miljöfrågor som är akuta och uppenbara. EU är starkt och relativt slutet mot omvärlden. Hållbar kurs Europa: Den nuvarande globaliseringstrenden bryts så småningom och ett mer (men långt ifrån totalt) regionaliserat mönster för handel och internationellt samarbete uppstår. EU stärks internt men blir samtidigt mer slutet mot omvärlden. FN:s inflytande försvagas och även USA:s globala engagemang tonas ner. Klyftan mellan Nord och Syd bevaras, men i Europa kommer de fattigare länderna ikapp. Inom EU prioriteras den fria rörligheten, social och ekonomisk jämlikhet samt miljömässigt hållbar utveckling. Globalt är den politiska styrningen av resursanvändning och miljöpåverkan svag, men EU försöker gå före och har en ambitiös politik på miljö- och resursområdet. För att kunna implementera scenarierna i modellverktygen kvantifieras dessa samt ett referensscenario (Östblom m.fl, 2010), se Tabell 1. Referensscenariet baseras på det ekonomiska scenario för Sverige som beskrivs av Finansdepartement i den s.k. Långtidsutredningen (SOU 2008). 17
Tabell 1. Ekonomiska huvudantaganden i scenarierna (Östblom m.fl, 2010) Årliga procentuella förändringar samt, inom parentes, totala procentuella förändringar över periodern 2006-2030. Referens Global hållbarhet Globala marknader [% per år] ([%2006-2030]) Regionala marknader Hållbart Europa BNP 2.2 (69) 2.2 (69) 3.3 (118) 1.8 (53) 1.8 (53) Världshandel 4.4 (181) 4.4 (181) 4.8 (208) 3.8 (145) 3.8 (145) Råvarupriser 0.1 (2) 0.1 (2) 1.7 (50) 1.3 (36) 0.1 (2) Oljepriser 0.8 (21) 0.8 (21) 3.0 (103) 0.8 (21) 0.8 (21) Arbetskraft 0.2 (5) 0.2 (5) 0.5 (13) 0.2 (5) 0.3 (8) Pris på CO 2 -rätter [ /ton] 39 78 29 39 59 Avfallsintensiteter 1 Företagens input-relaterade -1 (-21) -3 (-52) -3 (-52) -1 (-21) -1.5 (-30) Företagens Scrapping-relaterade -0.5 (-11) -1 (-21) -1 (-21) 0 (0) 0 (0) Företagens arbetskraftsrelaterade 0 (0) -1 (-21) 1 (27) 1 (27) -1 (-21) Hushållsavfall 0 (0) -2 (-38) 1 (27) 1 (27) -2.5 (-46) 1 Företagens avfallsintensiteter antas relatera till teknikförändringar utom för de arbetskraftsrelaterade intensiteterna, vilka liksom hushållens intensiteter antas bero på beteendeförändringar. Företagens avfallsintensiteter för output respektive förbränning av bränslen antas vara opåverkade av tekniska förändringar 2006-2030. 2.4.1 Kostnadsfaktorer Scenarieantagandena kring exemplevis priser på råvaror och olja, resulterar i att EMEC beräknar olika priser på produktionsfaktorerna i den svenska ekonomin. Dessa priser berör även avfallshanteringen och måste därför inkluderas i beräkningarna i NatWaste. För att ha en konsistent behandling av scenarierna mellan modellerna används kostnadsfaktorer beräknade i EMEC som indata i NatWaste. Faktorerna gäller t ex priset på arbetskraft, värme och el och prisutvecklingen på produktionen inom olika branscher som massa, stål och kemi. Faktorerna används därefter i NatWaste för att inom varje scenario räkna om relationen mellan avfallshanteringens olika enhetskostnader och intäkter. Indata för dessa enhetskostnader och -intäkter för 2006 multipliceras med prisfaktorer som beskriver den nominella prisökningen över perioden 2006-2030. Därefter divideras prisfaktorn med produktiviteten och inflationen över perioden. Med hjälp av kostnadsfaktorn, som bestäms av prisökning, produktivitet och inflation, erhålls enhetskostnader och -intäkter för scenarioåret 2030. Enhetskostnaderna och -intäkterna kommer på sätt att skilja sig mellan scenarierna. Olika kostnadsfaktorer används för olika typer av kostnader och intäkter. Avgörande för optimeringen av den kostnadseffektiva teknikmixen som görs med NatWaste är inte den absoluta nivån utan förhållandet mellan olika kostnader. Om t.ex. enhetsintäkten för energi ökar samtidigt som intäkten för återvunnet material ökar lika mycket, förändras inte förhållandet mellan dessa behandlingsalternativ och därför inte heller den kostnadseffektiva teknikmixen. Det absoluta värdet på den totala systemkostnaden ändras däremot (troligen minska eftersom intäkterna ökat). Fokus i 18
NatWaste-analysen, där man i första hand undersöker hur styrmedel kan förändra teknikmixen, är därför relationerna mellan olika kostnader. I Figur 4 visas förhållandet mellan olika kostnadsfaktorer relativt kostnadsfaktorn för El för varje scenario. Faktorernas storlek är olika för olika typer av kostnader. Till exempel räknas el och biogas upp mer än papper, järn och rötrest 1. Skillnaderna mellan scenarierna är dock relativt små, vilket tyder på att det inte kommer att vara några avgörande skillnader i den kostnadseffektiva teknikmixen mellan scenarierna. 1.1 Kostnadsfaktor x /Kostnadsfaktor El 1 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 El Värme Biogas Glas, asfalt, Papper Plast, Järn & rostfritt Al & övr Trä Behandling Insamling & Referensscenario Global hållbarhet Globala marknader Regionala marknader Hållbar kurs Europa Figur 3. Kostnadsfaktorernas förändring relativt kostnadsfaktorn för El inom varje scenario. 1 För rötrest, kompost och plast används kemiindustrins faktor eftersom priset på rötrest och kompost antagits vara kopplade till priset på konstgödsel. För biogas används den faktor för energiråvaran gas som beräknats i EMEC. 19
1.3 Kostnadsfaktor x /Kostnadsfaktor 2006 x 1.2 1.1 1 0.9 0.8 0.7 0.6 El Värme Biogas Glas, asfalt, slagg Papper Plast, rötrest, kompost Järn & rostfritt Al & övr metaller Trä Behandling 2006 Referensscenario Global hållbarhet Globala marknader Regionala marknader Hållbar kurs Europa Figur 4. Kostnadsfaktorernas förändring relativt 2006. 2.4.2 Iterationer mellan NatWaste och EMEC Nollalternativen i de fem scenarierna, d v s utan nya styrmedel, itererades först mellan EMEC och NatWaste. Det gjordes för att undersöka hur mycket förändrade marginalkostnader för avfallshantering påverkar uppkomna avfallsmängder i EMEC och vice versa i NatWaste hur mycket förändrade avfallsmängder påverkar marginalkostnaderna för avfallshantering (Östblom m.fl, 2010). EMEC-analysen bygger på att företag och hushåll kan reagera på förändrade priser på avfallshantering som tjänst (d.v.s. förändrade marginalkostnader för avfallshantering). Om priset ökar, kan företagen och hushållen minska mängden uppkommet avfall. Graden av avfallsminskning för en viss prisökning på avfallshantering som tjänst beror på företagens och hushållens kostnad för att minska avfallet. Företagens kostnad för att minska avfallet bestäms av kostnaden för att substitutera avfallsgenererande input till produktion mot mindre avfallsgenerande sådan. Substitutionen kan ske mellan input av material, energi, arbetskraft och kapital. Dessutom kan avfallsintensiv produktion minska till förmån för mindre avfallsintensiv produktion. 20
Hushållens kostnad för att minska avfallet bestäms av kostnaden för att ersätta avfallsintensiva varor och tjänster med mindre avfallsintensiva, men dyrare varor och tjänster. Ett förändrat pris på avfallshantering som tjänst kan alltså, som tidigare beskrivits, påverka beteendet hos företag och hushåll och därmed också ekonomisk tillväxt, strukturella förändringar och inkomstfördelning, vilket i sin tur kunna minska eller öka uppkomsten av avfall. Kostnaden för att minska avfallet skiljer sig mellan olika avfallsslag. Kostnaderna för minskning av avfall visas i Figur 5 för ett antal olika typer av icke-farligt avfall, så som det beräknats med hjälp av EMEC (Östblom m.fl, 2010). Ju högre kostnaden är för minska avfallet i företagen och hushållen, desto mer måste avfallshanteringen öka i pris för att åstadkomma att avfallet minskar. Resultaten visar att kostnaderna är höga för att minska avfallet oavsett avfallsslag. Eller med andra ord, priset på avfallsbehandling är lågt jämfört med företagens och hushållens kostnader för att minska avfallet. Kostnaderna är lägst för att minska Hushållsavfall (Household waste), där mängden minskar med 1 procent vid en ökning på 30 procent av priset på avfallshantering som tjänst. Kostnaderna är högst för att minska Textilavfall (Textile waste) där mängden minskar med mindre än 0,1 procent vid en ökning på 200 procent av priset på avfallshantering som tjänst. Figur 5. Marginalkostnader för minskning av icke-farligt avfall. Priser i relation till priser 2030 för Referensscenariet (Östblom m.fl, 2010). 21
Priset (marginalkostnaderna) för avfallshantering måste alltså öka mycket kraftigt för att leda till mer omfattande avfallsminskning. Det innebär att de nya ekonomiska styrmedel som analyseras i studien verkar ha begränsad effekt på avfallsmängderna. Om priset på avfallshantering som tjänst leder till att nya mer materialeffektiva tekniker utvecklas och införs, kan dock effekten av ekonomiska styrmedel vara underskattad i analysen eftersom avfallsminskningarna då kan ske genom substitution av produktionsfaktorer inom befintlig produktionsteknik (Östblom m.fl, 2010). Nya tekniska lösningar för att förebygga avfall är däremot inte inkluderade i analysen eftersom det visat sig svårt att finna information om förebyggande teknik som möjliggör en inkludering i EMEC (Profu, 2009). Eftersom iterationerna hade liten påverkan på både uppkomna avfallsmängder och marginalkostnader för avfallshanteringen, genomfördes iterationerna mellan EMEC och NatWaste endast i de olika scenariernas nollalternativ, d.v.s. utan nya styrmedel. Iterationerna mellan EMEC och NatWaste uteslöts i analysen av de nya styrmedlen. I praktiken var den delen av analysen istället enkelriktad genom att avfallsmängder och kostnadsfaktorer beräknades med EMEC och därefter överfördes till NatWaste med vilken den kostnadseffektiva teknikmixen beräknades. I de analyser av styrmedel som genomförts med EMEC (Forsfält 2011) användes de marginalkostnader för avfallshantering som beräknats av NatWaste i iterationen för scenarierna utan nya styrmedel, de s.k. nollalternativen. 22
3 Mängden uppkommet avfall Med hjälp av iterationer mellan EMEC och NatWaste beräknades mängden uppkommet avfall i de olika scenariernas nollalternativ, d.v.s. utan nya styrmedel (Tabell 2). Dessa samt de kostnadsfaktorer som beräknats med EMEC för de olika scenarierna användes sedan som indata i NatWaste. I NatWaste gjordes ingen annan kvantifiering av scenarierna än via användningen av avfallsmängder och kostnadsfaktorer. På detta sätt hölls den kvantitativa implementeringen av scenarierna lika i EMEC och NatWaste. Eftersom iterationerna hade liten påverkan på uppkomna avfallsmängder respektive marginalkostnader för avfallshanteringen (se avsnitt 3.4.2), genomfördes iterationerna mellan EMEC och NatWaste endast i de olika scenariernas nollalternativ, d.v.s. utan nya styrmedel. Iterationerna mellan EMEC och NatWaste uteslöts i analysen av de nya styrmedlen. Tabell 2. Avfallsmängder totalt per avfallsslag 2006 (enligt bearbetning av svensk statistik) och i scenarierna för 2030. Icke-farligt avfall [kton] (Östblom m.fl. 2010). EWC-Stat kod Avfallsslag 2006 Referens Global hållbarhet Globala marknader Regionala marknader Hållbar kurs Europa [kton/år] [kton/år] [kton/år] [kton/år] [kton/år] [kton/år] 1.2, 1.4, 2, 3.1 3.2, 11*, 11.3 Kemiskt avfall 633 841 508 699 771 709 Slam (ex VA-slam) 1 807 2 856 2 843 3 936 2 625 2 698 6 Metallavfall 1 232 1 833 1 122 1 846 1 759 1 400 7.1 Glasavfall 195 346 216 522 372 181 7.2 Pappers- och pappavfall 2 328 3 633 2 331 4 108 3 531 2 661 7.3 Gummiavfall 44 79 49 115 84 43 7.4 Plastavfall 159 246 154 283 245 174 7.5 Träavfall 377 448 273 359 403 364 7.6 Textilavfall 20 23 14 18 20 18 8 Kasserad utrustning 6 9 7 11 9 9 8.41 Batterier och ackumulatorer 1 2 1 3 2 1 9 Animaliskt och vegetabiliskt avfall 10.1 Hushållsavfall och liknande avfall 10.2 Blandade ej differentierade avfall 1 158 1 763 1 095 2 226 1 783 1 091 2 844 5 767 3 790 9 367 6 328 3 002 1 678 2 534 1 703 3 072 2 539 1 976 10.3 Sorteringsrester 93 155 154 218 142 148 12 Mineralavfall 2 077 2 757 1 671 2 389 2 504 2 237 12.4 Avfall från förbränning 2 533 3 608 3 220 4 282 3 265 3 619 Totalt från EMEC 17 185 26 900 19 151 33 454 26 382 20 331 11* 2 VA-slam 840 840 924 1067 925 971 Totalt i NatWaste 18025 27740 20075 34521 27307 21302 2Mängden VA-slam har antagits bero på befolkningsmängden och inte på den ekonomiska aktiviteten i samhället som för övriga avfallsslag. VA-slam ingår därför inte i EMEC-analysen. Mängden har beräknats exogent utifrån antaganden om befolkningsmängden och därefter inkluderats i NatWasteanalysen. Observera att skillnaden i mängden mellan olika scenarier är liten. 23
Avfallsmängderna för 2006 i Tabell 2 utgår från svensk avfallsstatistik och har utgjort grunden för modelleringen av framtida avfallsmängder i EMEC. Kortfattat baseras modelleringen på avfallsintensiteter för ekonomisk aktivitet i hushållen och företagen (ton avfall per krona) (Sundqvist m.fl, 2010). År 2006 uppkom totalt drygt 120 miljoner ton icke-farligt avfall i Sverige (Naturvårdsverket 2008). Denna analys omfattar 18 miljoner ton, eftersom sådant avfall som inte ansetts vara relevant för analysen av styrmedel har uteslutits. Allt sekundärt avfall är exkluderat liksom avfall som numera definieras som biprodukter. Avfall som hanteras utanför den vanliga avfallshanteringen, t.ex. gruvavfall, ingår inte och inte heller farligt avfall. Analysen följer dock avfallsslagen enligt EWC-Stat. Avfallsslagen i EWC-Stat är alltför aggregerade för att en meningsfull analys av olika tekniska alternativ för avfallshantering ska kunna utföras med NatWaste och SWEA. Avfallsslagen i EWC-Stat fördelas därför i underfraktioner som används i NatWaste och SWEA, se Bilaga. 4 Nya styrmedel I Hållbar Avfallshantering har 15 styrmedel valts ut för närmare analys i programmets olika delprojekt (Bisaillon m.fl. 2009). I NatWaste-analysen studeras ett antal styrmedel som kan införas direkt i avfallshanteringen, se Tabell 3. Alternativet att inte införa några nya styrmedel studeras också i det s.k. nollalternativet. Tabell 3 Översikt över studerade styrmedel i de kvantitativa analyserna i Hållbar Avfallshantering Styrmedel EMEC NatWaste SWEA 0 Nollalternativ X X X 1 Skatt på råvaror X - X 2 Ändrade momsregler X - X 3a Viktbaserad avfallstaxa fall 1 (förebyggande) - X X 3b Viktbaserad avfallstaxa fall 2 (ökad källsortering) - X X 3c Viktbaserad avfallstaxa fall 3 (illegal hantering) - (identisk med fall 1) - 4 Klimatskatt - X X 5 Reklam ja tack - - X 6 Krav på återvinning av återvinningsbara material - (X) (X) 7 Elcertifikat - X X 8 Utvecklade insamlingssystem - (~ Viktbas. fall 2) (~ Viktbas. fall 2) 9 Miljödifferentierad avfallstaxa - (~ Viktbas. fall 2) (~ Viktbas. fall 2) 10 Generell förbränningsskatt - - - 11 Skatt på farliga ämnen - - - 12 Information till företag och hushåll - - - 13 Negativ kemikaliemärkning - - - 14 Avfallsminimering i företag - - - 15 Förbättrad tillsyn - - - 16 Återvinningscertifikat - - - 24
4.1 Nollalternativ (utan nya styrmedel) Nollalternativet innebär att scenarierna analyseras utan nya styrmedel. Scenarierna implementeras i NatWaste genom input från EMEC-analysen: (1) genererade avfallsmängder och (2) kostnadsfaktorer, se Tabell 2 samt Figurerna 3 och 4. Ingen annan kvantifiering av scenarierna görs i NatWaste. 4.2 Viktbaserad avfallstaxa I Bisaillon m.fl. (2009) beskrivs viktbaserad avfallstaxa: Med viktbaserad taxa får hushållen betala per kg avfall man slänger istället för en fast kärlavgift. Ju större mängder man slänger, desto dyrare blir det. Tanken är då att hushållen ska få tydligare incitament att minska de uppkomna mängderna avfall. En viktbaserad taxa är relativt enkel att införa, men kräver att insamlingsfordonen förses med våg och t ex streckkodsavläsare för att registrera vikten för varje kund.(...) I dagsläget finns viktbaserad taxa i ett 20-tal svenska kommuner. (...) I analysen av miljönyttan med styrmedlet måste man ta ställning till hur stor del av de minskade kärl- och säckavfallsmängderna som utgörs av verkligen förebyggt avfall och hur stor del som styrts över till annan behandling, t ex materialåtervinning och hemkompostering. Tidigare referenser ger inga entydiga resultat. Dahlén och Lagerkvist (2008) observerar att kärl- och säckavfallsmängderna ligger ca 20 % lägre än motsvarande mängder i kommuner med volymbaserad taxa. Man finner inget empiriskt stöd för att dessa mängder skulle ha gått över till materialåtervinning, men man kan heller inte avgöra om avfallsmängderna verkligen förebyggts eller tagits om hand på något annat sätt. (...) Vårt förslag är att man använder nedanstående ekvation där vi utnyttjat de medelvärden som Dahlén och Lagerkvist beräknat och som gäller kostnadsläget år 2007. Observera att taxan gäller för villahushåll (det finns inget dataunderlag för flerbostadshus) och inkluderar moms: Viktbaserad taxa för villahushåll (inkl. moms): 850 SEK (fast del) + 2.12 SEK/kg avfall. Förslaget utgår från att man räknar med att 20 % av de insamlade mängderna blandat avfall reduceras när man inför viktbaserad taxa. För miljöanalysen bör man titta på tre alternativ som täcker in ett möjligt utfallsrum: 1. Hela reduktionen motsvaras av förebyggt avfall. Det förebyggda avfallet har samma sammansättning som den modellering man gör av villahushållens blandade kärl- och säckavfall. 2. En lika stor mängd avfall som förebyggs i alternativ 1 sorteras ut för ökad hemkompostering och för ökad materialåtervinning. Den ökade utsorteringen fördelas på de avfallsslag som går att hemkompostera (matavfall och liknande) respektive sortera ut till materialåtervinning (förpackningar, tidningar etc.). 3. En lika stor mängd avfall som förebyggs i alternativ 1 sorteras ut för illegal hantering. Den ökade utsorteringen kan exempelvis fördelas på brännbara fraktioner (vilka förbränns i egna pannor och spisar) och på mat- och trädgårdsavfall (som dumpas i skog) 25
4.2.1 Implementering i NatWaste Den ekonomiska analysen i NatWaste baseras på kostnadsminimering. I de fall då taxan är lika med kostnaden, kan taxan användas i kostnadsoptimeringen. Men oftast är taxan inte lika med kostnaden. För svensk kommunal avfallshantering gäller att taxan ska vara baserad på de totala självkostnaderna, men inte på självkostnaden för varje enskild del av avfallshanteringen. Därför har vi valt att inte använda förslaget till taxa som ges av Bisaillion m.fl. (2009) i NatWaste-analysen. Vi har istället valt att analysera förändringen av de ekonomiska förutsättningarna av den viktbaserade avfallstaxan under följande antaganden: 1. Taxan leder till en minskning av de blandade säck- och kärlavfallet från hushållen och verksamheter med 20 % 2. Minskningen gäller både hushållsavfall som uppstår i hushållen och i verksamheter. 3. Minskningen gäller alla hushåll, d.v.s. både i villor och i flerbostadshus. Vi analyserar tre fall, enligt förslaget i Bisaillon m.fl: Fall 1: Hela reduktionen på 20 % motsvaras av förebyggt avfall. Reduktionen fördelas över den genomsnittliga mix som används i modelleringen av det blandade kärl- och säckavfallet i hushållsavfallet. Fall 2: Reduktionen på 20 % motsvaras av ökad källsortering av matavfall och producentansvarsmaterial. Fall 3: Reduktionen på 20 % motsvaras av ökad källsortering för illegal hantering, t ex eldning i kaminen och dumpning i skogen. På samma sätt som i alternativ 1 fördelas reduktionen över den genomsnittliga mixen av det blandade kärl- och säckavfallet i hushållsavfallet. I den ekonomiska analysen i NatWaste är fall 1 och 3 identiska - en viss mängd avfall kommer aldrig in för hantering i avfallssystemet och kostnaderna för hanteringen av detta avfall uppstår då heller inte i detta system. 4.2.1.1 Viktbaserad avfallstaxa fall 1 och 3 Eftersom de uppkomna mängderna avfall varierar mellan scenarierna motsvarar 20 procents förebyggande av säck- och kärlavfall olika mängd hushållsavfall i scenarierna, se Tabell 4. Hushållsavfall antas bestå av blandat säck- och kärlavfall samt grovavfall, se Bilaga. I Nollalternativet är fördelningen 79/21 %. Då säck- och kärlavfallet, men inte grovavfallet, antas minska med viktbaserad avfallstaxa ändras fördelningen till 75/25 %, se Tabell 5. 26
Tabell 4 Uppkommet hushållsavfall i nollalternativet och med viktbaserad avfallstaxa fall 1 och 3. Nollalternativ Viktbaserad avfallstaxa fall 1 och 3 Uppkommet hushållsavfall [kton] Uppkommet hushållsavfall [kton] Förebyggt alt illegalt hanterat säck- och kärlavfall [kton] Referensscenario 5767 4856 911 84/16 Global hållbarhet 3790 3191 599 80/20 Globala marknader 9369 7889 1480 84/16 Regionala marknader 6329 5329 1000 85/15 Hållbar kurs Europa 3002 2528 474 77/23 Fördelning hushåll/verksamheter [%] Tabell 5 Fördelningen mellan säck- och kärlavfall och grovavfall i hushållsavfallet i nollalternativet och med viktbaserad avfallstaxa fall 1 och 3. Nollalternativ Viktbaserad avfallstaxa fall 1-3 [%] [%] Säck- och kärlavfall 79 75 Grovavfall 21 25 Summa Hushållsavfall 100 100 4.2.1.2 Viktbaserad avfallstaxa fall 2 Eftersom de uppkomna mängderna avfall varierar mellan scenarierna motsvarar 20 procents ökad källsortering av säck- och kärlavfall olika mängd avfall i scenarierna, se Tabell 6. Observera att ökningen antas gälla endast matavfall och producentansvarsmaterial och att den totala mängden avfall som källsorteras extra är lika stor som mängden som förebyggs eller hanteras illegalt i fall 1 och 3. För att 20 % av den totala mängden säck- och kärlavfall ska källsorteras krävs högre utsortering av fraktionerna matavfall och producentansvarsmaterial motsvarande 20/80= 25 %. Notera att ökningen av mängden avfall som källsorteras för materialåtervinning är lika stor som mängden avfall som förebyggs i viktbaserad avfallstaxa fall 1 och 3. 27
Tabell 6 Ökningen av mängden avfall som sorteras ut för materialåtervinning i viktbaserad avfallstaxa fall 2 Nollalternati v Viktbaserad avfallstaxa fall 2 Mix 25 % utökad källsortering Ökad mängd vid 25 % utökad källsortering Referensscenario Global hållbarhet Globala marknader Regionala marknader Hållbar kurs Europa [%] [%] [kton] [kton] [kton] [kton] [kton] Matavfall 42,0 10,5 478 314 777 525 249 Park- och trädgårdsavfall Tidningar, tidskrifter & kataloger 3,0 10,0 2,5 114 75 185 125 59 Wellpapp 2,0 0,5 23 15 37 25 12 Pappers- och pappförpacknin gar 8,0 2,0 91 60 148 100 47 PE-plast 9,0 2,3 103 67 167 112 53 PS-plast 4,0 1,0 46 30 74 50 24 Klarglas 1,0 0,3 11 7 19 12 6 Färgat glas 1,0 0,3 11 7 19 12 6 Metallförpackni ngar & övr metall 3,0 0,8 34 22 56 37 18 Deponirest 3,0 Farligt avfall 0,2 Elavfall 0,6 Träavfall 0,5 Textilavfall 4,0 Övrigt brännbart 8,7 Totalt 100,0 20,0 911 599 1480 1000 474 4.3 Skatt på förbränning av fossilt material I Bisaillon m.fl. (2009) beskrivs skatt på förbränning av fossilt material: Den nuvarande avfallsförbränningsskatten som började gälla i juli 2006 är delvis ett styrmedel som avser att minska utsläppen av fossilt kol. (...)Men med nuvarande utformning av skatten ges 28
inte dessa förändringar, d.v.s. en styrning mot ökad plaståtervinning. Orsakerna är att skatten baseras på ett schablonberäknat kolinnehåll (...) för ett uppskattat blandat hushållsavfall. (...) Däremot har nuvarande skatt gett en styrning mot ökad elproduktion vilket ur klimatsynpunkt beräknats vara positivt. Skatten är utformad så att avfall som används för elproduktion är, precis som övriga fossila bränslen inom energisektorn, skattebefriat. (...) Diskussioner har pågått om man i större grad bör införa en förbränningsskatt på just fossilt brännbart avfall för att styra mot ökad plaståtervinning och för att göra skatten mer likställd med den övriga energibeskattningen. (...) Om man med rimliga insatser klarar av mätning och uppföljning av fossilbaserat CO2 i rökgaserna är det relativt enkelt att införa en styrande skatt. Genom att relatera till annan beskattning av fossila bränslen (...) kan en skattenivå bestämmas. I detta fall innebär det en skatt på 101 öre/kg CO2 (...). Ett rimligt antagande är även att skattebefria all elproduktion från avfallsförbränningen och därmed likställa avfallsförbränningen med annan el och värmeproduktion. För dessa anläggningar gäller följande villkor: CO2 skatt med 101 öre/kg CO2 för enskild användning (individuella oljepannor m.m.). CO2 skatt med 95 öre/kg CO2 för anläggningar med fjärrvärmeproduktion. CO2 skatt med 15 öre/kg CO2 för anläggningar med kraftvärmeproduktion. Denna skattsats gäller för anläggningar med en elverkningsgrad på 15 % eller högre. För anläggningar med lägre elverkningsgrad gäller följande. Upp till 5 % betalas full skatt, d.v.s. för avfallsförbränning som producerar till fjärrvärmesystemen gäller då 95 öre/kg CO2. Mellan 5 % och 15 % ges en linjärt avtagande skattesats. 4.3.1 Implementering i NatWaste I analysen med NatWaste beläggs förbränning av fossila avfallsfraktioner med skatt medan övriga fraktioner är skattebefriade. Det är möjligt eftersom avfallet modelleras som en mix av olika avfallsfraktioner. Det fossila innehållet kan variera något mellan olika fraktioner, men genererar omkring 3 kg CO2/kg fossilt avfall vid förbränning. Två skattesatser används: CO2 skatt med 95 öre/kg CO2 för anläggningar med fjärrvärmeproduktion. CO2 skatt med 15 öre/kg CO2 för anläggningar med kraftvärmeproduktion. Med hjälp av dessa uppgifter beräknas skatten per viktenhet fossilt avfall, se Tabell 7. Skattesatsen differentieras alltså inte mellan olika kraftvärmeanläggningar baserat på elverkningsgraden, så som Bisaillon m.fl. (2009) föreslagit. Det beror på att en elverkningsgrad på 15 % eller högre antagits för all kraftvärmeproduktion. 29
Tabell 7 Skatt på förbränning av fossilt avfall per viktsenhet avfall CO 2 utsläpp Skattesats Hetvattenproduktion Kraftvärmeproduktion [kg CO 2 /kg plast] [kr/ton plast] [kr/ton plast] Alla typer av plastavfall 3.0 2900 450 4.4 Elcertifikat I Bisaillon m.fl. (2009) beskrivs styrmedlet elcertifikat: Inom hela EU och i Sverige specifikt har man noterat att det är viktigt i ett långsiktigt miljöperspektiv att öka andelen kraftvärme och att man bör styra mot en sådan utveckling. Efter september 2010 kommer all fjärrvärmeproduktion att omfattas av sådan styrning utom just avfallsförbränning. För många anläggningar ges dubbel styrning som t.ex. för biobränslekraftvärme som dels beskattas enligt lagen för energibeskattning och dels erhåller elcertifikat. Ett relativt enkelt sätt att åtgärda detta är att låta avfallsförbränningen ingå i nuvarande elcertifikatsystem för allt förnyelsebart avfall som förbränns och inte enbart för utsorterat träavfall som idag är certifikatgrundande. Vi föreslår här två alternativ, antingen ges certifikat för en uppskattad andel förnyelsebart avfall (på samma sätt som för RECS-systemet, Belgien, England, Australien m.fl.) eller så ges certifikat för hela avfallsmängden (som för Italien). Fördelen med första alternativet är att man tydligare styr mot användningen av förnyelsebart avfall i kraftvärmeproduktionen. Fördelen med andra alternativet (...) är att det är enkelt att både mäta och administrera detta system. (...) En ytterligare fördel är att man inte återigen hamnar i en situation där avfallspannor byter avfall med varandra med påföljd av att avfallet transporteras längre sträckor. D.v.s. att kraftvärmeverk eldar mer förnyelsebart avfall och att hetvattenpannor mer fossilt baserat avfall och att vi därmed ändå förlorar en del av den sekundära effekten med styrmedlet, d.v.s. att styra mot minskad användning av fossila bränslen. Vi har bedömt det som lämpligt att använda ett certifikatpris på 200 kr/mwh el som en långsiktig prognos. Detta är ett pris som varit relativt stabilt under en lägre period och som även kan förväntas ligga kvar på denna nivå. Certifikatpriset kan påverkas av att avfallsförbränning tillkommer som alternativ men vi har antagit att den effekten är så pass liten att vi inte behöver beakta detta i certifikatpriset. 4.4.1 Implementering i NatWaste Analysen med NatWaste fokuseras på alternativet där elcertifikat ges för förnyelsebart avfall med 200 kr/mwh el. De avfallsfraktioner för vilka elcertifikat ges antas gälla visas i Tabell 8. Elcertifikat ges för dessa fraktioner oavsett vilket avfallsslag de ingår i och oavsett vilken sektor fraktionen uppstår i. Implementeringen i NatWaste innebär att elcertifikatet fungerar som en extra intäkt för den el som produceras genom avfallsförbränning. Det är tänkbart att elcertifikat för avfall kan påverka priserna på svensk fjärrvärme och el, liksom certifikatpriserna (så som konstaterats av Bisaillon m.fl.), men det har vi inte tagit hänsyn till i analysen. 30
Tabell 8 Avfallsfraktioner för vilka elcertifikat antas gälla Avfallsfraktioner i NatWaste Matavfall, Park- och trädgårdsavfall, Gödsel, Animaliskt avfall från livsmedelstillverkning (ej hyg), Animaliskt avfall från livsmedelstillverkning (hyg), Vegetabiliskt avfall från livsmedelstillverkning Tidningar, tidskrifter & kataloger, Wellpapp, Pappers- och pappförpackningar, Blandat papper Träavfall Textilavfall Kemslam & bioslam från industrier, Slam fr avlopps- och vattenrening Övrigt brännbart, Övrigt kemiskt avfall 4.5 Miljödifferentierad avfallstaxa I Bisaillon m.fl. (2009) beskrivs styrmedlet Miljödifferentierad avfallstaxa: Detta styrmedel är nära besläktat med Viktbaserad avfallstaxa samt Avfallsskatt (...). Med miljödifferentierad avfallstaxa vill man få en tydligare koppling mellan hushållens avfallsmängder och den miljöpåverkan som behandlingen har. Genom att prissätta de emissioner som sker vid behandlingen kan man beräkna en miljökostnad för olika typer av behandling. Denna miljökostnad får sedan utgöra en del av den avfallstaxa som hushållet betalar. (...). En svårighet med denna typ av taxa är att prissätta olika emissioner. I dagsläget prissätter samhället vissa emissioner genom olika skatter (t ex CO2) och avgifter (t ex NOx). Men varje behandlingsform ger upphov till en mängd andra emissioner som inte är prissatta. Studier som gjorts för beräkning av miljökostnader av olika emissioner visar dessutom en stor spridning. (...). Vi har hittills inte identifierat några studier som tar upp denna typ av avfallstaxesättning. Däremot kan man konstatera att denna typ av styrmedel finns indirekt i flera svenska kommuner. Detta gäller t.ex. då man vill stimulera till ökad utsortering av matavfall för biologisk behandling. (...). Den stora utmaningen ligger i att utforma den miljödifferentierade avfallstaxan så att den på ett korrekt sätt speglar de miljökostnader som olika typer av behandling innebär. (...).Ett alternativ skulle kunna vara att utnyttja de avgiftsnivåer som verkligen används i Norge för avfallsförbränning. Här har man prissatt 15 olika luftemissioner varav 12 idag inte prissätts i Sverige (...). Ett enklare förslag (...) är att utveckla de differentierade avfallstaxor som idag finns till att även styra mot utsortering till materialåtervinning. Vi tänker oss att hushållen har att välja på att lämna osorterat avfall eller sortera i tre fraktioner: matavfall, återvinningsmaterial och brännbart. Återvinningsmaterialet kan efter insamling gå till någon form av central sortering och därefter skickas de utsorterade materialen till materialåtervinning. Ett grovt antagande är att hushållen sorterar ut hälften av det producentsansvarsmaterial som idag återstår i kärl- och säckavfallet.. 4.5.1 Implementering i NatWaste Baserat på diskussioner med Bisaillon m.fl. antogs följande förutsättningar för analys av miljödifferentierad avfallstaxa: 31
Införandet av miljödifferentierad avfallstaxa för hushållsavfallets säck-och kärlavfall leder till att 20 % av hushållen och företagen väljer att sortera säck- och kärlavfallet i hushållsavfallet i tre fraktioner: matavfall, producentansvarsmaterial och brännbar restfraktion. De hushåll och företag som sorterar i tre fraktioner sorterar 60 % av matavfallet och 50 % av det producentansvarsmaterial som finns kvar i kärl- och säckavfallet i separata fraktioner medan återstående säck- och kärlavfall läggs i en brännbar restfraktion. De antaganden kring miljödifferentierad avfallstaxa som använts resulterar i en hantering av hushållsavfallets säck- och kärlavfall som är mycket lik hanteringen av samma avfall med viktbaserad avfallstaxa fall 2, se Figur 6. Säck- och kärlavfallet sorteras i samma fraktioner, men matavfallet och producentansvarsmaterialet sorteras ut i något mindre omfattning än i viktbaserad avfallstaxa fall 2. Den kostnadseffektiva behandlingsmixen kommer därför att vara relativt lika i båda fallen, men till en lägre kostnad för miljödifferentierad avfallstaxa. De övergripande resultaten och slutsatserna kring viktbaserad avfallstaxa fall 2 som görs i kapitel 6 gäller därför även den effekt som antagits för miljödifferentierad avfallstaxa. 7000 Referensscenario 6000 Avfallsmängd [kton] 5000 4000 3000 2000 1000 0 Prod.ansvarsmtrl Matavfall Rest-fraktion Totalt Viktbas. fall 2 433 478 4855 5766 Miljödiff. taxa 219 291 5257 5767 Utveckl. insaml. system 605 5161 5766 Figur 6 Källsortering av hushållsavfallets säck- och kärlavfall i 3 respektive 2 fraktioner i Referensscenariet vid viktbaserad avfallstaxa fall 2, miljödifferentierad avfallstaxa respektive utvecklade insamlingssystem [kton]. 32
4.6 Utvecklade insamlingssystem I Bisaillon m.fl. (2009) beskrivs styrmedlet Utvecklade insamlingssystem: Dagens insamlingssystem bygger på återvinningscentraler, återvinningsstationer och miljöstationer, vilket innebär att konsumenterna är tvungna att ta sig till rätt plats med rätt avfall. Mänga människor upplever ibland detta som jobbigt, både att behöva ta sig med avfallet till återvinningscentralen, återvinningsstationen eller miljöstationen, och att olika material ska lämnas på olika ställen. Ett mer utvecklat insamlingssystem förutsätts här innebära både att insamlingen kommer närmare konsumenterna, t.ex. fastighetsnära insamling, och att det blir lättare att källsortera, t.ex. sortering i materialströmmar. (...) Erfarenheter från platser där man haft fastighetsnära insamling visar att man ofta får större utbyte, men ofta även mer föroreningar. Den information som ges i samband med införandet av fastighetsnära hämtning har stort inflytande på både utbyte och renhet. Fastighetsnära insamling leder normalt till högre kostnader, och att transportarbetet för insamlingen ökar, men att hushållens eventuella egna transporter av avfall minskar. (...) Vid jämförelser mellan FNI och bringsystem har det visat sig att FNI brukar ge ca 10 % högre insamlingsgrader (Dahlén, 2007). Insamling i materialströmmar, enligt Eskilstunaprojektet visade att materialåtervinningen inte ökade mer än marginellt, men att hushållen blev mer positiva till sorteringen (Naturvårdsverket, 2009 (...). Vi tänker oss ett system med både FNI och materialströmmar i kombination. 4.6.1 Implementering i NatWaste Baserat på Bisaillon m.fl. (2009) antogs följande förutsättningar för analys av utvecklade insamlingssystem: Fastighetsnära insamling (FNI) av allt säck- och kärlavfall från hushållens och verksamheternas hushållsavfall införs. FNI leder till ökad insamling av producentansvarsmaterial med 10 % (jämnt fördelat över alla material) Insamling i materialströmmar påverkar inte insamlingsgraden De antaganden kring utvecklade insamlingssystem avfallstaxa som använts resulterar i en källsortering av hushållsavfallets säck- och kärlavfall som är relativt lik hanteringen av samma avfall med viktbaserad avfallstaxa fall 2, se Figur 6. Säck- och kärlavfallet sorteras i två istället för tre fraktioner och producentansvarsmaterialet sorteras ut i något större omfattning än i viktbaserad avfallstaxa fall 2. Den stora skillnaden mellan de två styrmedlen gäller insamlingen som görs helt fastighetsnära i utvecklade insamlingssystem och endast fastighetsnära av restfraktionen i viktbaserad avfallstaxa fall 2. Detta resulterar i skillnader i kostnader för själva insamlingen, men i övrigt sker avfallshanteringen på liknande sätt. Den kostnadseffektiva behandlingsmixen kommer därför att vara relativt lika i båda fallen, men till en högre kostnad för utvecklade insamlingssystem. Utvecklade insamlingssystem har därför inte studerats närmare i NatWaste-analysen. 33
4.7 Krav på återvinning av återvinningsbara material I Bisaillon m.fl. (2009) beskrivs styrmedlet Krav på återvinning av återvinningsbara material 3 : Inom avfallsområdet har vi förbud mot deponering av vissa material. På motsvarande sätt skulle man kunna förbjuda förbränning av vissa, exempelvis återvinningsbara, material (...). Erfarenheterna från deponiförbudet indikerar att förbud kan vara ett verkningsfullt sätt att uppnå ett visst mål. Effekten av deponiförbuden anses ha varit goda och man deponerar nu brännbart och organiskt endast på dispens för att det fortfarande är kapacitetsbrist i vissa delar av landet (främst kapacitetsbrist för förbränning i landets storstadsregioner). Den bristen räknar man med vara borta inom några år och dispensdeponeringen ska då kunna upphöra (...). Detta förslag gäller enbart avfallsförbränningsanläggningar och består i ett förbud mot förbränning av återvinningsbara material. Undantag ges för att 5 eller max 10 % av det återvinningsbara materialet eldas. I linje med avfallsdirektivet ges även undantag för material som ger högre miljöbelastning vid återvinning än förbränning trots att de är återvinningsbara. Undantagen berör träavfall (som i forskningsprogrammets avfallsklassificering återfinns i fraktionerna blandat avfall och brännbart under blandade ej differentierade material, brännbart under grovavfall, säck- och kärl under hushållsavfall och liknande avfall samt trä under träavfall). Undantag gäller även för returfiberrejekt (under sorteringsrester), park- och trädgårdsavfall (under animaliskt och vegatibiliskt avfall), fiberrejekt (under pappers- och pappavfall) samt kemslam och bioslam från industrier och övrigt industrislam (under slam). Kemslam och bioslam från industrier som rötas ska dock fortsätta rötas om det ersätter fordonsbränsle. Undantag ska även gälla fraktioner som är svåra eller omöjliga att återvinna inom rimliga ekonomiska ramar. 4.7.1 Implementering i NatWaste I Ambell m.fl (2010) studerades potentialen (mängder) för ökad källsortering och materialåtervinning av avfall i Sverige samt de miljömässiga och företagsekonomiska konsekvenserna av maximal materialåtervinning av ett antal avfallsfraktioner. Plast, papper och papp, metall, glas, gummi, gips, textil och WEEE som förekommer i blandade avfallskategorier men som skulle kunna källsorteras och materialåtervinnas ingick i analysen. Resultaten sammanfattades så här: Trots väl utbyggd källsortering och återvinning är fortfarande potentialen för ökad källsortering i Sverige betydande. Miljöbedömningarna visar att dagens system för avfallshantering medför nettovinster för miljön i ett livscykelperspektiv, genom att de resurser som återvinns från avfall indirekt ger minskad miljöpåverkan från andra sektorer. Denna positiva indirekta miljöpåverkan från avfallshanteringen kan öka ytterligare genom att öka återvinningen. Med hänsyn till 3 Detta styrmedel kallas i Bisaillon m fl (2009) för Förbud mot förbränning av återvinningsbara material 34
möjliga miljövinster per kton material och tillgängliga mängder återvinningsbart material i blandat avfall, framstår ökad återvinning av plastavfall och pappers- och pappavfall som miljömässigt prioriterat. Ökad återvinning av metallavfall och gummiavfall skulle ge mindre men tydliga miljövinster. Ökad återvinning av glasavfall framstår inte som prioriterat. För textilavfall, gipsavfall och WEEE har inga beräkningar gjorts, men av olika skäl som redovisas i rapporten finns anledning att undersöka dessa fraktioner vidare. (...) De företagsekonomiska kostnaderna för avfallshantering ökar med ökad återvinning, men i jämförelse med tillgängliga beräknade åtgärdskostnader för reduktion av växthusgaser inom transportsektorn, framstår kostnaderna som rimliga. Analysen i Ambell m.fl. (2010) genomfördes med hjälp av samma verktyg som i Hållbar Avfallshantering - NatWaste och SWEA. Analysen ligger med andra ord nära styrmedlet Krav på återvinning av återvinningsbara material. Undantaget gäller matavfall som enligt förslaget skulle omfattas av återvinningskravet, men som inte ingått i analysen av Ambell m.fl. Övergripande slutsatser kring kravet på återvinning kan därför i relativt stor utsträckning hämtas från studien av Ambell m.fl. Krav på återvinning av återvinningsbara material studeras därför inte närmare i NatWaste-analysen. 35
5 Resultat och analys Resultaten presenteras och analyseras scenariovis. Alla resultat gäller 2030, som är det gemensamma scenarioåret för alla scenarier. I NatWaste-analysen skiljer sig scenarierna åt främst i uppkomna avfallsmängder (som beräknats genom iterationer mellan EMEC och NatWaste), se Tabell 2 och kostnader (som beräknats med hjälp av kostnadsfaktorer från EMEC). Den relativa skillnaden mellan olika kostnader skiljer sig dock mindre åt mellan scenarierna. Det betyder t ex att relationen mellan värdet på producerad energi och återvunnet material är ganska lika i alla scenarier. Eftersom relationen mellan kostnaderna förändras i begränsad omfattning, ändras även den kostnadseffektiva mixen av behandlingstekniker i begränsad omfattning. Så som redan beskrivits i avsnitt 3.1, tillåts flera olika behandlingsalternativ för de flesta avfallsslag i analysen. Som exempel kan nämnas hushållsavfallets säck- och kärlavfall som dels kan förbrännas direkt, dels källsorteras enligt några olika alternativ och därefter materialåtervinnas, förbrännas, rötas, komposteras eller deponeras. Ett annat exempel är källsorterat matavfall som kan förbrännas, rötas eller komposteras. Ett tredje exempel är osorterade fraktioner från blandade och differentierade material, som kan förbrännas direkt eller sorteras på platta för att därefter materialåtervinnas, förbrännas eller deponeras. För några avfallsslag tillåts endast ett behandlingsalternativ i analysen. Det gäller t.ex. de flesta av de källsorterade avfallsslag som materialåtervinns idag (dvs enligt den svenska avfallsstatistiken för år 2006). Ett urval av resultat redovisas för varje kombination av styrmedel och scenario i rapporten: (1) avfallsbehandling summerat över de huvudtyper av behandlingsalternativ som ingår i analysen (utan och med nya styrmedel) (2) energiproduktion (utan och med nya styrmedel) (3) skillnader i totalkostnader med nya styrmedel jämfört med nollalternativet För referensscenariet redovisas även materialåtervinning: total mängd (utan och med nya styrmedel) samt materialvis skillnader med nya styrmedel jämfört med nollalternativet. 5.1 Referensscenario De nya styrmedlen påverkar i ganska liten utsträckning mixen av kostnadseffektiva behandlingsalternativ för det svenska avfallet, se Figur 7. Kostnaderna skiljer sig däremot åt, se Figur 9. 36
Nollalternativet, klimatskatt och elcertifikat Nollalternativet, klimatskatt och elcertifikat resulterar i identisk mix av behandlingsalternativ, se Figur 7. Materialåtervinning och förbränning dominerar som behandlingsalternativ. Materialåtervinning fördelas över källsorterat avfall från industrin (ca 8000 kton), förpackningar och tidningspapper (ca 1800 kton), skrot och slagg från avfallsförbränning (ca 200 kton) och källsorterat grovavfall från hushållen (ca 700 kton), se Tabell 9. Materialåtervinning som ändras med nya styrmedel Notera att för flera av dessa avfallsslag är materialåtervinning det enda tillåtna alternativet i analysen. Förbränning fördelas främst över hushållsavfallets säck- och kärlavfall från hushåll och industri (ca 4500 kton), osorterat från blandat ej differentierat avfall (ca 1300 kton), brännbara fraktioner från blandat ej differentierat avfall (ca 1000 kton) och källsorterat organiskt avfall från hushåll och industri: matavfall från hushåll, vegetabiliskt och animaliskt avfall från livsmedelstillverkning samt park- och trädgårdsavfall (ca 1500 kton). Deponering fördelas främst över inert avfall från industrin (ca 3300 kton) och aska och slagg från avfallsförbränning (ca 400 kton). Rötning sker av industriellt organiskt slam (ca 2700 kton) och VA-slam (ca 800 kton) 4. Kompostering sker av det park- och trädgårdsavfall som inte förbränns (200 kton) samt av gödsel (ca 20 kton). Park- och trädgårdsavfallet är det enda avfallsslag där två alternativ används (kompostering respektive förbränning). Det beror på att förbränning är det kostnadseffektiva alternativet i NatWaste:s stora generaliserade typsystem, där skalfördelarna är större för förbränning än i små typsystem där istället kompostering är kostnadseffektivt. Energi utvinns från avfallet på flera sätt, se Figur 8. Värme och el utvinns förbränning i hetvattenpannor och kraftvärmepannor, totalt 19,7 respektive 5,0 TWh. Biogas utvinns genom rötning. totalt 2,2 TWh. Vare sig klimatskatt eller elcertifikat förändrar mixen av kostnadseffektiva behandlingsalternativ. Klimatskatt, som gör det dyrare att förbränna fossilt avfall, särskilt i hetvattenpannor, är inte tillräckligt hög för att det ska vara kostnadseffektivt att sortera ut mer fossilt avfall för materialåtervinning. Andelen kraftvärmepannor är redan hög i nollalternativet och därför ökar den inte med klimatskatten. Elcertifikat innebär att förbränning av förnybart avfall gynnas. Men eftersom maximal mängd förnybart avfall förbränns redan i nollalternativet (maximal mängd med avseende på alla alternativ som är tillåtna i analysen), ökar den inte med elcertifikat. 4 VA-slam sludge rötas alltid. Vi har antagit att det inte sker i avfallshanteringssystemet utan i VA-systemet. Rötning av VA-slam är därför inte ett alternativ i vår analys. Detta ska korrigeras efter diskussioner med dp3. Ej klart 37
Viktbaserad avfallstaxa Viktbaserad avfallstaxa 1 & 3 innebär att 911 kton av hushållsavfallets säck- och kärlavfall från hushåll och verksamheter förebyggs respektive hanteras illegalt, vilket i resultaten visar sig som minskad materialåtervinning, förbränning och följaktligen minskad energiproduktion. Viktbaserad avfallstaxa 2 innebär utökad källsortering med 911 kton producentansvarsmaterial och organiskt avfall. Producentansvarsmaterialet går till materialåtervinning (som enda tillåtna alternativ) som därmed ökar och som också leder till minskad förbränning jämfört med nollalternativet. Merparten av det källsorterade organiska avfallet går till förbränning. Endast en del park- och trädgårdsavfall går till kompostering som ökar marginellt med 5 kton jämfört med Nollalternativet, vilket motsvarar den storleken på utökade källsorteringen av park- och trädgårdsavfall i de typsystem där kompostering är det kostnadseffektiva alternativet. 30000 Referensscenario 25000 Avfallsmängd [kton] 20000 15000 10000 5000 0 Uppkomme t avfall Materialåtervinning Kompostering Rötning Förbränning Deponering Nollalternativ 27740 12484 255 3562 8686 5180 Klimatskatt 27740 12484 255 3562 8686 5180 Elcertifikat 27740 12484 255 3562 8686 5180 Viktbas1&3 26829 12288 255 3562 7775 5130 Viktbas2 27740 12796 352 3562 8158 5141 Figur 7. Mängd avfall till huvudtyperna av behandlingsalternativ [kton] i Referensscenariet. OBS att mängden avfall summerats över respektive behandling och att visst avfall behandlas stegvis i flera tekniker, t.ex. först förbränning och därefter materialåtervinning (slaggrus och metall) och deponering (aska och slagg). 38
25000 Referensscenario Energiproduktion [GWh] 20000 15000 10000 5000 0 Nollalternativ Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Värme 19650 19655 19650 17612 17986 El 4986 4982 4986 4299 4357 Biogas 2208 2208 2208 2208 2208 Figur 8. Energiproduktion i Referensscenariet [GWh] 39
Tabell 9. Materialåtervinning som ändras med nya styrmedel [kton]. Återvinni ng TOT AL Klarglas Färgat glas Aluminium Stål Rostfritt Övr. metall Wellpap p Klimatska tt 5925 142 204 92 1650 37 55 231 462 5925 142 204 92 1650 37 55 231 462 Elcert 5295 142 204 92 1650 37 55 231 462 Viktbas1 &3 5729 142 204 92 1650 37 55 231 462 Viktbas2 6237 151 218 93 1681 37 56 265 530 forts. Återvinni ng Tidning ar Kontor s- papper PE PP PET PS PVC PUR PC Slagg Papperso pappförpackningar Nollalternativ Nollalternativ Klimatsk att 631 215 92 37 9 9 25 29 29 1977 631 215 92 37 9 9 25 29 29 1977 Elcert 631 215 92 37 9 9 25 29 29 1977 Viktbas1 &3 631 215 92 37 9 9 25 29 29 1781 Viktbas2 724 247 151 61 15 15 42 47 47 1856 Tabell 10. Materialåtervinning som ej ändras med nya styrmedel [kton]. Återvinning TOTA L Kemiskt avfall Blandat papper Textil Gummi Trä Fiberrejekt Utrustning Returfiberrejekt Nollalt. och med styrmedel 6559 841 242 79 448 2094 23 9 154 forts. Återvinning Åv-bar slagg Gips Asfalt Träflygaska Blandad plast Jordbruksfil m Övr jordbruksplast Nollalt. och med styrmedel 735 437 85 1153 242 14 2 40
Systemkostnader De totala systemkostnaderna för den kostnadseffektiva hanteringen av det svenska avfallet skiljer sig åt mellan nollalternativet och styrmedlen, se Figur 9. Med klimatskatten ökar systemkostnaderna med 350 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom en skatt läggs på systemet för avfallshantering. Med elcertifikat minskar systemkostnaderna med 570 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom elcertifikaten för avfall är en intäkt ur avfallshanteringssystemets perspektiv. Kostnaderna skiljer sig alltså åt mellan nollalternativet, klimatskatt och elcertifikat, men inte mixen av behandlingsalternativ. Med viktbaserad avfallstaxa 1 & 3 ökar systemkostnaden med 375 Mkr jämfört med nollalternativet trots att mängden avfall är lägre då avfall förebyggs. Detta beror på att mindre avfallsmängd ger lägre energiproduktion, som i sin tur ger lägre intäkter för producerad energi. Med viktbaserad avfallstaxa 2 ökar systemkostnaden med 1895 Mkr jämfört med nollalternativet. Det beror på ökade kostnader för insamling av källsorterat avfall och ökade kostnader då avfall går till materialåtervinning istället för förbränning. 2500 Referensscenario Skillnad i totalkostnad jmf m nollalt [Mkr] 2000 1500 1000 500 0-500 -1000 Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Figur 9. Skillnad i totalkostnad (netto) jämfört med nollalternativet i referensscenariet [Mkr]. 41
5.2 Scenario 1: Global hållbarhet Den totala avfallsmängden som uppkommer i scenario 1 Global hållbarhet är 28 % lägre än i referensscenariet. Avfallsmängderna som hanteras och energin som produceras är liksom kostnaderna därför lägre. Den kostnadseffektiva mixen av behandlingsalternativ är däremot densamma som i referensscenariet. Detta gäller både i nollalternativet och med de nya styrmedlen, se Figur 10, Figur 11 och Figur 12. 25000 Scenario 1: Global hållbarhet Avfallsmängd [kton] 20000 15000 10000 5000 0 Uppkommet avfall Materialåtervinning Kompostering Rötning Förbränning Deponering Nollalternativ 20075 8406 11 3634 5880 3777 Klimatskatt 20075 8406 11 3634 5880 3777 Elcertifikat 20075 8406 11 3634 5880 3777 Viktbas1&3 19476 8277 11 3634 5281 3744 Viktbas2 20075 8621 11 3634 5596 3754 Figur 10. Mängd avfall till huvudtyperna av behandlingsalternativ [kton] i Scenario 1: Global hållbarhet. OBS att mängden avfall summerats över respektive behandling och att visst avfall behandlas stegvis i flera tekniker, t.ex. först förbränning och därefter materialåtervinning (slaggrus och metall) och deponering (aska och slagg). 42
Energiproduktion [GWh] 16000 14000 12000 10000 8000 6000 4000 2000 0 Scenario 1: Global hållbarhet Nollalternativ Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Värme 13477 13477 13477 12058 12367 El 2955 2955 2955 2581 2662 Biogas 2253 2253 2253 2253 2253 Figur 11. Energiproduktion i Scenario 1: Global hållbarhet [GWh] Scenario 1: Global hållbarhet 1500 Skillnad i systemkostnad jämfört med nollat [Mkr] 1000 500 0-500 Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Figur 12. Skillnad i total systemkostnad (netto) jämfört med nollalternativet i scenario 1: Global hållbarhet [Mkr]. 43
5.3 Scenario 2: Globala marknader Den totala avfallsmängden som uppkommer i scenario 2 Globala marknader är 24 % högre än i referensscenariet. Avfallsmängderna som hanteras och energin som produceras är liksom kostnaderna därför högre. Den kostnadseffektiva mixen av behandlingsalternativ är däremot densamma som i referensscenariet med vissa undantag. Merparten av totalt 2225 kton källsorterat organiskt avfall från hushåll och industri förbränns fortfarande (2125 kton), men för vissa avfallsflöden förändras det kostnadseffektiva behandlingsalternativet: (1) kompostering försvinner helt då allt gödsel istället rötas (15 kton) och allt park- och trädgårdsavfall förbränns (850 kton), (2) en del förbränning byts mot rötning (85 kton matavfall, animaliskt avfall och vegetabiliskt avfall). Förklaringen är att det relativa värdet av biogas är högt i detta scenario (se kostnadsfaktorerna i Figur 4), vilket gör rötning till det kostnadseffektiva valet för vissa avfallsflöden i vissa typsystem. Bortsett från detta är mixen densamma både i nollalternativet och med de nya styrmedlen Klimatskatt, Viktbaserad avfallstaxa, se Figur 13, Figur 14 och Figur 15. Med Elcertifikat ändras mixen så att allt matavfall, animaliskt avfall och vegetabiliskt avfall förbränns (85 kton försvinner från rötning) 5. 5 Att materialåtervinning ökar marginellt kan man bortse från eftersom det gäller organiskt avfall NatWaste beräknar något mer slaggrus produceras och därmed kan återvinnas. 44
40000 35000 Scenario 2: Globala marknader Avfallsmängd [kton] 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0 Uppkommet avfall Materialåtervinning Kompos-tering Rötning Förbränning Deponering Nollalternativ 34521 14639 0 4912 12820 5666 Klimatskatt 34521 14639 0 4912 12820 5666 Elcertifikat 34521 14652 0 4827 12906 5669 Viktbas1&3 33041 14319 0 4918 11335 5584 Viktbas2 34521 15093 0 5410 11620 5591 Figur 13. Mängd avfall till huvudtyperna av behandlingsalternativ [kton] i Scenario 2: Globala marknader. OBS att mängden avfall summerats över respektive behandling och att visst avfall behandlas stegvis i flera tekniker, t.ex. först förbränning och därefter materialåtervinning (slaggrus och metall) och deponering (aska och slagg). Energiproduktion [GWh] 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0 Scenario 2: Globala marknader Nollalternativ Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Värme 28451 28459 28299 25134 25366 El 7754 7746 8138 6637 6730 Biogas 3046 3046 2993 3049 3354 Figur 14. Energiproduktion i Scenario 2: Globala marknader [GWh]. 45
Systemkostnader De totala systemkostnaderna för den kostnadseffektiva hanteringen av det svenska avfallet skiljer sig åt mellan nollalternativet och styrmedlen, se Figur 15. Med klimatskatten ökar systemkostnaderna med 500 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom en skatt läggs på systemet för avfallshantering. Kostnaderna skiljer sig alltså åt mellan nollalternativet och klimatskatt, men inte mixen av behandlingsalternativ. Med elcertifikat minskar systemkostnaderna med 860 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom elcertifikaten för avfall är en intäkt ur avfallshanteringssystemets perspektiv. Med viktbaserad avfallstaxa 1 & 3 ökar systemkostnaden med 770 Mkr jämfört med nollalternativet trots att mängden avfall är lägre eftersom avfall förebyggs. Detta beror på att mindre avfallsmängd ger lägre energiproduktion, som i sin tur ger lägre intäkter för producerad energi. Med viktbaserad avfallstaxa 2 ökar systemkostnaden med 3135 Mkr jämfört med nollalternativet. Det beror på ökade kostnader för insamling av källsorterat avfall och ökade kostnader då avfall går till materialåtervinning istället för förbränning. Skillnad i kostnad jmf med nollalt [Mkr] 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0-500 -1000-1500 Scenario 2: Globala marknader Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Figur 15. Skillnad i total systemkostnad jämfört med nollalternativet i scenario 2: Global marknad [Mkr]. 46
5.4 Scenario 3: Regionala marknader Den totala avfallsmängden som uppkommer i scenario 3 Regionala marknader ligger mycket nära den i referensscenariet. Avfallsmängderna som hanteras och energin som produceras liksom kostnaderna är därför ungefär lika. Den kostnadseffektiva mixen av behandlingsalternativ är densamma som i referensscenariet. Detta gäller både i nollalternativet och med de nya styrmedlen, se Figur 16, Figur 17 och Figur 18. 30000 Scenario 3: Regionala marknader 25000 Avfallsmängd [kton] 20000 15000 10000 5000 0 Uppkommet avfall Materialåtervinning Kompos-tering Rötning Förbränning Deponering Nollalternativ 27307 12143 277 3409 9160 4870 Klimatskatt 27307 12143 277 3409 9160 4870 Elcertifikat 27307 12143 277 3409 9160 4870 Viktbas1&3 26307 11928 277 3409 8160 4814 Viktbas2 27307 12485 383 3409 8580 4827 Figur 16. Mängd avfall till huvudtyperna av behandlingsalternativ [kton] i Scenario 3: Regionala marknader. OBS att mängden avfall summerats över respektive behandling och att visst avfall behandlas stegvis i flera tekniker, t.ex. först förbränning och därefter materialåtervinning (slaggrus och metall) och deponering (aska och slagg). 47
25000 Scenario 3: Regionala marknader 20000 Energiproduktion [GWh] 15000 10000 5000 0 Nollalternativ Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Värme 20727 20732 20727 18490 18900 El 5347 5341 5347 4592 4656 Biogas 2113 2113 2113 2113 2113 Figur 17. Energiproduktion i Scenario 3: Regionala marknader [GWh]. Systemkostnader De totala systemkostnaderna för den kostnadseffektiva hanteringen av det svenska avfallet skiljer sig åt mellan nollalternativet och styrmedlen, se Figur 18. Med klimatskatten ökar systemkostnaderna med 375 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom en skatt läggs på systemet för avfallshantering. Med elcertifikat minskar systemkostnaderna med 615 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom elcertifikaten för avfall är en intäkt ur avfallshanteringssystemets perspektiv. Kostnaderna skiljer sig alltså åt mellan nollalternativet, klimatskatt och elcertifikat, men inte mixen av behandlingsalternativ. Med viktbaserad avfallstaxa 1 & 3 ökar systemkostnaden med 375 Mkr jämfört med nollalternativet trots att mängden avfall är lägre eftersom avfall förebyggs. Detta beror på att mindre avfallsmängd ger lägre energiproduktion, som i sin tur ger lägre intäkter för producerad energi. Med viktbaserad avfallstaxa 2 ökar systemkostnaden med 2090 Mkr jämfört med nollalternativet. Det beror på ökade kostnader för insamling av källsorterat avfall och ökade kostnader då avfall går till materialåtervinning istället för förbränning. 48
Scenario 3: Regionala marknader Skillnad i kostnad jmf med nollalt [Mkr] 2500 2000 1500 1000 500 0-500 Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2-1000 Figur 18. Skillnad i total systemkostnad jämfört med nollalternativet i scenario 3: Regionala marknader [Mkr]. 5.5 Scenario 4: Hållbar kurs Europa Den totala avfallsmängden som uppkommer i scenario 4 Hållbar kurs Europa är 23 % lägre än den i referensscenariet. Avfallsmängderna som hanteras och energin som produceras liksom kostnaderna är därför lägre. Den kostnadseffektiva mixen av behandlingsalternativ är densamma som i referensscenariet med undantag av att allt park- och trädgårdsavfall förbränns och kompostering därför endast sker av gödsel. Detta gäller både i nollalternativet och med de nya styrmedlen, se Figur 19, Figur 20 och Figur 21. 49
25000 Scenario 4: Hållbar kurs Europa 20000 Avfallsmängd [kton] 15000 10000 5000 0 Uppkommet avfall Materialåtervinning Kompos-tering Rötning Förbränning Deponering Nollalternativ 21302 9578 14 3539 5463 4262 Klimatskatt 21302 9578 14 3539 5463 4262 Elcertifikat 21302 9578 14 3539 5463 4262 Viktbas1&3 20828 9476 14 3539 4989 4236 Viktbas2 21302 9748 14 3539 5239 4243 Figur 19. Mängd avfall till huvudtyperna av behandlingsalternativ [kton] i Scenario 4: Hållbar kurs Europa. OBS att mängden avfall summerats över respektive behandling och att visst avfall behandlas stegvis i flera tekniker, t.ex. först förbränning och därefter materialåtervinning (slaggrus och metall) och deponering (aska och slagg). 50
14000 Scenario 4: Hållbar kurs Europa 12000 Energiproduktion [GWh] 10000 8000 6000 4000 2000 0 Nollalternativ Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Värme 12618 12618 12583 11462 11722 El 2707 2707 2742 2444 2493 Biogas 2194 2194 2194 2194 2194 Figur 20. Energiproduktion i Scenario 4: Hållbar kurs Europa [GWh]. Systemkostnader De totala systemkostnaderna för den kostnadseffektiva hanteringen av det svenska avfallet skiljer sig åt mellan nollalternativet och styrmedlen, se Figur 21. Med klimatskatten ökar systemkostnaderna med 225 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom en skatt läggs på systemet för avfallshantering. Med elcertifikat minskar systemkostnaderna med 340 Mkr jämfört med nollalternativet, eftersom elcertifikaten för avfall är en intäkt ur avfallshanteringssystemets perspektiv. Kostnaderna skiljer sig alltså åt mellan nollalternativet, klimatskatt och elcertifikat, men mixen av behandlingsalternativ skiljer sig marginellt (visst källsorterat organiskt avfall). Med viktbaserad avfallstaxa 1 & 3 ökar systemkostnaden med 265 Mkr jämfört med nollalternativet trots att mängden avfall är lägre eftersom avfall förebyggs. Detta beror på att mindre avfallsmängd ger lägre energiproduktion, som i sin tur ger lägre intäkter för producerad energi. Med viktbaserad avfallstaxa 2 ökar systemkostnaden med 1070 Mkr jämfört med nollalternativet. Det beror på ökade kostnader för insamling av källsorterat avfall och ökade kostnader då avfall går till materialåtervinning istället för förbränning. 51
1200 Scenario 4: Hållbar kurs Europa Skillnad i kostnad jmf med nollalt [Mkr] 1000 800 600 400 200 0-200 -400-600 Klimatskatt Elcertifikat Viktbas1&3 Viktbas2 Figur 21. Skillnad i total systemkostnad jämfört med nollalternativet i scenario 4: Hållbar kurs Europa [Mkr]. 52
6 Diskussion och slutsatser Texten är till stor del hämtad direkt från Hållbar Avfallshanterings populärvetenskapliga slutrapport (Ekvall och Malmheden red. 2012) och den del som beskriver analysen med NatWaste, författad av Maria Ljunggren Söderman, i samarbete med redaktörerna. I Hållbar Avfallshantering ligger fokus på att hitta styrmedel som kan styra avfallet uppåt i avfallshierarkin, det vill säga till förebyggande och återvinning. För att lyckas med det krävs bland annat teknikskiften i avfallshanteringen. Komplexiteten i avfallssystemet gör det dock svårt att avgöra vilka styrmedel som har potential att påverka teknikskiftena åt rätt håll. Det kan vara svårt att förutse om ett visst ekonomiskt styrmedel kommer att få den önskade tekniken att bli billigare att använda jämfört med de tekniker som används idag. Komplexiteten ökar ytterligare av förändringar på lång sikt, som till exempel att mängden avfall ökar, att teknikutveckling sker och att priset på material och energi kan ändras. Vilka kapaciteter behövs för att hantera framtidens svenska avfallsmängder? Vilka styrmedel har potential att påverka teknikskiftena åt ett sådant håll? Hur påverkar energi- och materialpriserna vilka tekniker som är kostnadseffektiva? Och vad skulle det kosta? Som ett stöd i att analysera sådana komplexa frågor kan man använda systemtekniska modeller, som exempelvis NatWaste. 6.1 Metod Rapporten presenterar utvärderingen av sex styrmedel med huvudsakligt syfte att påverka hanteringen av svenskt avfall i en mer hållbar riktning. Med hjälp av den systemtekniska modellen NatWaste har vi analyserat hur dessa styrmedel påverkar de ekonomiska förutsättningarna för olika teknikval i hanteringen av det svenska avfallet. Avgörande i analysen är förhållandet mellan olika teknikers nettokostnader och hur det påverkas av de nya styrmedlen. Om styrmedlet inte förändrar förhållandet i tillräcklig utsträckning, förblir samma teknik kostnadseffektiv och det ekonomiska incitamentet för teknikskifte saknas. Kostnaden för att hantera avfallet förändras, men inte den kostnadseffektiva teknikmixen. Utöver förhållandet mellan nettokostnader, kan den optimala teknikmixen även påverkas av den tekniska prestandan hos behandlingsalternativen samt de kombinationer av dessa alternativ som inkluderats i analysen. Hållbar Avfallshantering utgår från fem framtidsscenarier som beskriver bland annat ekonomisk tillväxt och priser på råvaror, arbetskraft och utsläppsrätter. Med utgångpunkt från basåret 2006 studeras på så sätt fem varianter av år 2030. I arbetet har även en omfattande verktygsutveckling genomförts för kunna analysera såväl samhällsekonomiska effekter som effekter på avfallshanteringen av styrmedel som för avfallsområdet. Två modeller, en över Sveriges ekonomi, EMEC, och en över nationell avfallshantering, NatWaste, länkas för att beskriva hur avfallshantering och övriga ekonomiska sektorer påverkar varandra. Modellen SWEA, utvecklad i delprojektet 53
Miljöutvärdering av styrmedel, har också mjuklänkats med NatWaste för att utvärdera styrmedlens miljömässiga effekter. 6.2 Analys Behandlingskapacitet För de avfallsslag där valet står mellan energiutvinning genom förbränning och materialåtervinning, visar analyserna att energiutvinning oftast är den kostnadseffektiva tekniken. Energiutvinning genom förbränning ger jämförelsevis höga intäkter och kräver mindre grad av förbehandling i form av sortering vid källan eller i särskild anläggning, och kostnaderna för insamling är ofta lägre. Materialåtervinning innebär högre kostnader för insamling av materialet och återvinningsprocessen. Analysen visar inte att priset på jungfruligt och återvunnet material ökar tillräckligt mycket för att materialåtervinning ska ta över som den kostnadseffektiva tekniken. Detta beror på att även priset på utvunnen energi ökar och att förhållandet mellan dessa inte förändras tillräckligt mycket för ett skifte i den kostnadseffektiva teknikmixen. Materialåtervinning ger ofta lägre miljöpåverkan än energiutvinning genom förbränning, vilket visats i Hållbar Avfallshanterings analys av miljöpåverkan (t ex Finnveden et al. 2013 och Arushnyan et al. 2017) liksom även i andra studier. Det samhällsekonomiska teknikvalet, där även kostnader för miljöpåverkan och hushållens tid kan räknas in, beror därför på hur kostnaderna för dessa värderas. Energiutvinning genom förbränning eller materialåtervinning? För de avfallsslag där valet står mellan energiutvinning genom förbränning och materialåtervinning, visar analyserna att energiutvinning oftast är den kostnadseffektiva tekniken. Energiutvinning genom förbränning ger jämförelsevis höga intäkter och kräver mindre grad av förbehandling i form av sortering vid källan eller i särskild anläggning, och kostnaderna för insamling är ofta lägre. Materialåtervinning innebär högre kostnader för insamling av materialet och återvinningsprocessen. Analysen visar inte att priset på jungfruligt och återvunnet material ökar tillräckligt mycket för att materialåtervinning ska ta över som den kostnadseffektiva tekniken. Detta beror på att även priset på utvunnen energi ökar och att förhållandet mellan dessa inte förändras tillräckligt mycket för ett skifte i den kostnadseffektiva teknikmixen. Materialåtervinning ger ofta lägre miljöpåverkan än energiutvinning genom förbränning, vilket visats i Hållbar Avfallshanterings analys av miljöpåverkan (t ex Finnveden et al. 2013 och Arushnyan et al. 2017) liksom även i andra studier. Det samhällsekonomiska teknikvalet, där även kostnader för miljöpåverkan och hushållens tid kan räknas in, beror därför på hur kostnaderna för dessa värderas. Energiutvinning genom förbränning eller rötning? För sådant organiskt avfall, där valet står mellan energiutvinning genom förbränning och biologisk behandling genom rötning eller kompostering, visar analysen att förbränning oftast är den kostnadseffektiva tekniken. Biologisk behandling innebär ofta högre 54
kostnader för insamling av materialet, och de sammanlagda intäkterna för kompost, rötrest och biogas är också lägre än intäkterna för värme och el från energiutvinning. Undantag gäller en del, men inte allt, park- och trädgårdsavfall där analysen väljer kompostering som det kostnadseffektiva teknikvalet i vissa fall. Undantag gäller också visst, men inte allt, organiskt avfall i Scenario 2: Globala marknader som rötas, men inte med elcertifikat. Om biogasen från rötning används som drivmedel, blir miljöpåverkan ofta lägre än vid förbränning. Det har visats tidigare i andra studier liksom i Hållbar Avfallshanterings analys av miljöpåverkan. Det samhällsekonomiska teknikvalet beror därför även i det här fallet på hur kostnaderna för miljöpåverkan värderas. Kraftvärmeproduktion eller hetvattenproduktion? Förbränning med kraftvärmeproduktion ger lägre miljöpåverkan än förbränning med hetvattenproduktion. Resultaten från NatWaste tyder på att kraftvärme också är kostnadseffektiv och att kraftfulla styrmedel för att främja kraftvärme i avfallsförbränningen därför inte behövs. Styrmedlens påverkan Endast ett av de sex styrmedle som analyserats med hjälp av NatWaste påverkar den kostnadseffektiva teknikmixen i någon större omfattning: krav på återvinning av återvinningsbart avfall. Krav på återvinning av återvinningsbart avfall är ett styrmedel som tvingar in materialåtervinning och biologisk behandling. Kostnaden för att uppfylla kravet kostar beror på hur återvinningsbart avfall definieras. Om papper, kartong, plast, glas, metall och gummi omfattas, vilket motsvarar 2,7 miljoner ton avfall per år, ökar de direkta årliga kostnaderna i storleksordningen 7-10 miljarder kronor (Ambell m.fl. 2010). Den potentiella minskningen i kostnader för miljöpåverkan kan vara i samma storleksordning eller till och med större, beroende på hur miljöpåverkan värderas. Resultaten tyder dock på att en sådan förändring skulle kunna vara samhällsekonomiskt lönsam. Övriga styrmedel inga eller små ekonomiska incitament till förändringar i teknikmixen. Ett undantag gäller scenariet Globala marknader, där nollalternativets rötning av visst organiskt avfall övergår till förbränning då elcertifikat införs. Skälet till de låga incitamenten beror på flera faktorer, enskilt eller i kombination. Nivån på styrmedlen som analyserats är för låg för att påverka, många avfallsslag berörs inte av styrmedlen, oavsett nivå, och analysen inkluderar många, men inte alla, varianter av teknikskiften som är möjliga. Kan något av övriga styrmedel styra avfallshanteringen uppåt i avfallshierarkin? Exempelvis kan en betydligt högre nivå på klimatskatten ge ekonomiska incitament att sortera ut fossilt material för materialåtervinning. Andra förändringar som kan styra avfallshanteringen uppåt i avfallshierarkin kan identifieras: högre intäkter för återvunnet material, rötrest och kompost. Teknikutveckling som ger lägre enhetskostnader för materialåtervinning och rötning skulle också kunna påverka vilka teknikval som är kostnadseffektiva. Specifika satsningar på att vidareutveckla dessa än så länge mindre etablerade tekniker skulle kunna bidra till en sådan utveckling. 55
7 Referenser Ambell, C., Björklund, A. och Ljunggren Söderman, M (2010) Potential för ökad materialåtervinning av hushållsavfall och industriavfall, TRITA-INFRA-FMS 2010:4, KTH Samhällsplanering och miljö, Miljöstrategisk analys fms, Stockholm Arushanyan, Y., Björklund, A., Eriksson, O., Finnveden, G., Ljunggren Söderman, M., Sundqvist, J-O and Stenmarck, Å. (2017) Environmental assessment of possible future waste management scenarios, accepted for publication in Energies. Bisaillon, M., Finnveden, G., Noring, M., Stenmarck, Å., Sundberg, J., Sundqvist, J-O and Tyskeng, S., Nya styrmedel inom avfallsområdet?, report TRITA-INFRA-FMS 2009:7, Miljöstrategisk analys fms, Kungliga tekniska högskolan, Stockholm, 2009. Björklund, A., Eriksson, O., Ljunggren Söderman M., Stenmarck, Å. och Sundqvist, J-O (2010) SWEA-modellen (Swedish Waste Management Environmental Analysis), LCA-modell framtagen i forskningsprogrammet Hållbar Avfallshantering, http://www.hallbaravfallshantering.se Dreborg K-H, Tyskeng S. (2008) Framtida förutsättningar för en hållbar avfallshantering Över-gripande omvärldsscenarier samt referensscenario. TRITA-INFRA-FMS 2008:6, Miljö strate gisk analys fms, Royal Institute of Technology, Stockholm.Energimyndigheten (2009) Långsiktsprognos 2008. Rapport ER 2009:14, Statens Energimyndighet, Eskilstuna. Ekvall, T. and Malmheden, S. (eds) (2012) Hållbar Avfallshantering Populärvetenskaplig sammanfattning av Naturvårdsverkets forskningsprogram, september 2012. EU European Union, Directive 2008/98/EC of the European Parliament and of the council (Waste Framework Directive), 2008. Finnveden, G., Ekvall, T., Arushanyan, Y., Bisaillon, M., Henriksson, G., Gunnarsson Östling, U., Ljunggren Söderman, M., Sahlin, J., Stenmarck, Å, Sundberg, J., Sundqvist, J-O, Svenfelt, Å., Söderholm, P., Björklund, A., Eriksson, O., Forsfält, T., Guath, M. (2013) Policy instruments towards a sustainable waste management, Sustainability, 5:3, pp 841-881. Forsfält, T. (2011) Samhällsekonomiska effekter av två styrmedel för minskade avfallsmängder, Specialstudier nr 26, Konjunkturinstitutet, Stockholm. Ljunggren Söderman, M., Eriksson, O., Björklund, A., Östblom, G., Ekvall, T., Finnveden, G., Arushanyan, Y., Sundqvist, J-O (2016) Integrated economic and environmental assessment of waste policy instruments, Sustainability, 8(5), 411. Ljunggren Söderman, M och Gottberg, A (2011) Kostnader och intäkter för avfallshantering i NatWaste., IVL Svenska Miljöinstitutet, opublicerat manuskript. Ljunggren Söderman, M. (2003) Recovering energy from waste in Sweden a systems engineering study, Resources, Conservation and Recycling 38:2, pp 89-121. 56
Ljunggren, M. (2000) Modelling national solid waste management, Waste Management & Research 18:525-537. Naturvårdsverket (2008a) Avfall i Sverige 2006. Rapport 5868, Naturvårdsverket, Stockholm. Profu AB (2009) Approximation of marginal cost functions for waste prevention in Sweden -input data for modelling, Profu AB, Mölndal. SOU (2008) Långtidsutredningen, Bilaga 1 Sveriges ekonomi, Scenarier på lång sikt, SOU 2008:108, Finansdepartementet, Stockholm. Sundqvist, J-O, Stenmarck, Å. och Ekvall, T. (2010) Model for future waste generation, rapport B1933, IVL Svenska Miljöinstitutet Östblom, G. och Berg, C. (2006) The EMEC model: Version 2.0, Working Paper 96, Konjunkturinstitutet, Stockholm. Östblom, G, Ljunggren Söderman, M. och Sjöström, M. (2010) Analysing future waste generation - soft linking a model for waste management with a CGE-model for Sweden. Working Paper 118, Konjunkturinstitutet, Stockholm. 57
8 Bilagor Tabell 11. Avfallsfraktioner och underfraktioner i EMEC och NatWaste samt uppkommen avfallsmängd 2006 [kton] (bearbetning av svensk avfallsstatistik (Naturvårdsverket, 2008)). Uppdelningen i underfraktioner och procentuella fraktionsandelar är resultatet av ett gemensamt arbete i delprojekten Ekonomisk modellering och utvärdering av styrmedel och Miljöutvärdering av styrmedel. EWC-Stat-kod Avfallsslag i EMEC Avfallsfraktion i NatWaste (och SWEA) Andel av fraktion [%] Mängd 2006 [kton] 1.2, 1.4, 2, 3.1 Övrigt kemiskt avfall Övr kemiskt avfall 100 633 03.2, 11, 11.3 Industrislam Beror på sektor 1807 Kemslam o bioslam fr industrier Övr industrislam 11* Ingår ej Slam fr avlopps- och vattenrening 100 840 6 Metallavfall 1232 Aluminium Stål Rostfritt Övrig metall 5 90 2 3 7.1 Glasavfall 7.2 Pappers- och pappavfall Förpackning, klarglas Förpackning, färgat glas Blandat papper Pappers- och pappförpackningar Wellpapp Tidningar, tidskrifter o kataloger Kontorspapper Fiberrejekt 41 59 100 i alla exkl MASSA 14 32 40 14 100 i MASSA 7.3 Gummiavfall Gummiavfall 100 44 7.4 Plastavfall 159 Blandat plastavfall PE PP PET PS PVC PUR PC Jordbruksplast Jordbruksfilm Dunkar Övr jordbruksplast 100 i alla exkl JORD 40 15 4 4 11 13 13 100 i JORD 88 1 11 7.5 Träavfall Träavfall 100 377 7.6 Textilavfall Textilavfall 100 20 8 Kasserad utrustning Kasserad utrustning 100 6 9 Animaliskt och vegetabiliskt avfall Gödsel Animaliskt avfall från livsmedelstillverkning, ej hyg. Animaliskt avfall från livsmedelstillverkning, hyg. Vegetabiliskt avfall från livsmedelstillverkning Beror på sektor 1158 195 2328 58
EWC-Stat-kod Avfallsslag i EMEC Avfallsfraktion i NatWaste (och SWEA) Andel av fraktion [%] Park- och trädgårdsavfall Matavfall Mängd 2006 [kton] 10.1 Hushållsavfall och liknande avfall 10.2 Blandade ej differentierade material 10.3 Sorteringsrester 12, exkl 12.4 och 12.6 Mineralavfall 12.4 Avfall från förbränning Säck- och kärlavfall Matavfall Park- och trädgårdsavfall Tidningar, tidskrifter o kataloger Wellpapp Pappers- och pappförpackningar PE PS Klarglas Färgat glas Metallförpackningar & övr metall Deponirest Farligt avfall Elavfall Trä Textil Övrigt Brännbart Grovavfall Pappers- och pappförpackningar Blandad plast Trä Gips Inert mix Brännbart Pappers- och pappförpackningar Blandad plast Trä Deponirest Gips Inert mix Blandat avfall Pappers- och pappförpackningar Blandad plast Trä Blandad metall Gips Inert mix Returfiberrejekt Sorteringsaskor Gips Inert mix Asfalt Stålslagg, återvinningsbar Stålslagg, ej återvinningsbar Träaska Andra askor 79 21 40 10 50 42.0 3.0 10.0 2.0 8.0 9.0 4.0 1.0 1.0 3.0 3.0 0.2 0.6 0.5 4.0 8.7 12 9 38 8 33 20 15 65 20 80 2844 1689 10 10 40 10 10 20 Beror på sektor 93 Beror på sektor 2077 Beror på sektor 2533 59
Tabell 12. Studerade behandlingsalternativ för avfallsfraktioner och underfraktioner i NatWaste och SWEA (Arushanyan et al. 2017). H= hushållsavfall, I= industriavfall. Under Insamling indikerar X möjliga insamlingalternativ för resp avfall. Under Behandling indikera 1, 2, 3 ordningen i vilken alternativen är länkade om behandlingen består av processer i flera steg. Insamling Behandling Avfallsslag och underfraktioner Blandat avfall vid fastighe t (H, I) Källsort erat vid fastighe t, påsar (H, I) Källsort erat vid fastighe t, kärl (H, I) Källsort erat till FNI (H) Källsort erat till FNI (I) Källsort erat till ÅVS (H) Källsort erat till ÅVC (H) Källsort erat till ÅVC (I) Sorterin gsanläggning Förbrännin g, avfallsp anna HVP Förbrännin g, avfallsp anna KVV Förbrä nning cement -ugn Återvin ning materia l Förbrännin g biopanna Strängkompo s-tering Reaktor - kompos te-ring Rötnin g Depone ring 1. Övrigt kemiskt avfall x x 1 1 1 1 1.1.Industrislam Kemslam och bioslam fr industrier x 1 1 1 1 1 2 Övrigt industrislam x 1 1 1 1 1.2.Avloppsslam x 1 1 1, 2 1 2 2. Metallavfall Aluminum x x x 1 Stål x x x 1 Rostfritt stål x x x 1 Övrig metall x x x 1 3. Glasavfall Förpackning, klarglas x x x 1 1, 2 Förpackning, färgat glas x x x 1 1, 2 4. Pappers- och pappavfall 4.1. Blandat paper 1, 2 1, 2 Papper- och pappförpackning x x x 1 Wellpapp x x x 1 Tidningar, tidskrifter och kataloger x x x 1 Kontorspapper x x x 1 60
4.2. Fiberrejekt x 1 1 1 1 5. Gummiavfall x x 1, 2 1, 2 1, 2 1 6. Plastavfall 6.1. Blandad plast 1, 2 1, 2 1, 2 PE x x x 1 PP x x x 1 PET x x x 1 PS x x x 1 PVC x x x 1 PUR x x x 1 PC x x x 1 6.2. Jordbruksplast Plastfilm x 1, 2 1, 2 1, 2 1 Dunkar (PE) x 1, 2 1, 2 1, 2 1 Övriga jorbruksplast x 1 1 1 7. Träavfall x 2 2 2 2 1 8. Textilavfall x 1 1 9. Kasserad utrustning x 1 10. Animaliskt och vegetabiliskt avfall Gödsel x 1 1 Animaliskt avfall fr livsmedelstillverkning, ej hygienizerat Animaliskt avfall fr livsmedelstillverkning, hygienizerat Vegetabiliskt avfall fr livsmedelstillverkning x 1 1 1 1 x 1 1 1 1 x 1 1 1 1 Park/ och trädgårdsavfall x (Hh) x (Hh) x x x 1 1 1 Matavfall x (Hh) x (Hh) x 1 1 1 1 11. Hushållsavfall och liknande avfall 11.1. Säck- och kärlavfall 61
Matavfall x x x 1 1, 2 1, 2 2 2 Park och trädgårdsavfall x x x 1 1, 2 1, 2 2 2 Tidningar, tidskrifter och kataloger x x x 1 1, 2 1, 2 Wellpapp x x x 1 1, 2 1, 2 Pappers- och pappförpackningar x x x 1 1, 2 1, 2 PE x x x 1 1, 2 1, 2 PS x x x 1 1, 2 1, 2 Klarglas x x x 1 1, 2 1, 2 Färgat glas x x x 1 1, 2 1, 2 Blandad metal x x x 1 1, 2 1, 2 Deponirest x x x 1 1, 2 1, 2 Farligt avfall X x x 1 1, 2 1, 2 Elavfall x x x 1 1, 2 1, 2 Träavfall x x x 1 1, 2 1, 2 Textilavfall x x x 1 1, 2 1, 2 Övrigt brännbart avfall x x x 1 1, 2 1, 2 11.2. Grovavfall 11.2.1. Brännbart Pappers- och pappförpackningar x x x 1 2,3 2,3 2,3 2 Blandad plast x x x 1 2,3 2,3 2,3 2 Trä x x x 1 2,3 2,3 3 2,3 2 11.2.2. Deponirester Gips x x x 1 2 2,3 Betong, tegel, sten x x x 1 2 2,3 12. Blandat ej differentiat material 12.1. Brännbart Pappes- och pappförpackningar x x 1 1,2,3 1,2,3 1, 2 2 Blandad plast x x 1 1,2,3 1,2,3 1, 2 2 Trä x x 1 1,2,3 1,2,3 3 1, 2,3 2 62
12.2.Deponirest Gips x x 1 2 1,2,3 Betong, tegel, sten x x 1 2 1,2,3 12.3. Blandat avfall Pappes- och pappförpackningar x x x x 1 1,2,3 1,2,3 2 2 Blandad plast x x x 1 1,2,3 1,2,3 2 2 Trä x x x 1 1,2,3 1,2,3 3 2,3 2 Blandad metal x x x 1 1 1 2 Plaster x x x 1 1 1 2 2, 3 Betong, tegel, sten x x x 1 1 1 2 2, 3 13. Sorteringsrester Returfiberrejekt x 1 1 1 1 Sorteringsaskor x 1 14. Mineralavfall Gips x 1 1, 2 Betong, tegel, sten x 1 1, 2 Asfalt x 1 1, 2 15. Avfall från förbränning Stålslagg, återvinningsbar x 1 1 Stålslagg, ej återvinningsbar x 1 1 Träaska x 1 1 Övriga askor x 1 Bottenaska, avfallsföbränning x 1 1 63
IVL Svenska Miljöinstitutet AB // Box 210 60 // 100 31 Stockholm Tel 010-788 65 00 // Fax 010-788 65 90 // www.ivl.se