Anteil erneuerbarer Energien und klimarelevante CO₂-Emissionen aus der thermischen Verwertung von Abfällen in Österreich

Die methodische Grundlage für die Ermittlung der fossilen und biogenen Anteile im Input der Abfallverbrennungsanlagen bildet die am 30.3.2005 zum österreichischen Patent angemeldete und in der Zwischenzeit (26.12.2012) auf europäischer Ebene patentierte Bilanzenmethode („Verfahren zur Ermittlung der Anteile biogener und fossiler Energieträger sowie biogener und fossiler Kohlendioxidemissionen“). Das Verfahren beruht auf einem mathematischen Abgleich von Materialdaten (z. B. mittlere stoffliche Zusammensetzung biogener und fossiler Materialen) mit messbaren Betriebsgrößen der Verbrennungsanlage (z. B. Reingasmenge, O₂- und CO₂-Konzentration des Reingases und Dampfmenge). Dazu werden insgesamt sechs Bilanzgleichungen herangezogen (Abb. 3):

Jede der Gleichungen charakterisiert eine bestimmte Abfalleigenschaft (zum Beispiel Aschegehalt, Kohlenstoffgehalt, Heizwert). Für die Erstellung der Bilanzgleichungen werden die Materialien des Abfallinputs gedanklich in vier Stoffgruppen unterteilt: inerte (m_I), biogene (m_B) und fossile (m_F) Materialien sowie Wasser (m_W). Die inerte Stoffgruppe beinhaltet dabei per Definition die Trockenmasse aller nicht brennbaren Abfallbestandteile, wie beispielsweise Steine, Glas, Aschen oder anorganische Anteile in Bioabfällen bzw. Kunststoffen (zum Beispiel Kaolin in Papier bzw. anorganische Additive in Kunststoffen). In den biogenen und fossilen Stoffgruppen m_B und m_F ist jeweils nur die wasser- und aschefreie organische Substanz subsumiert (siehe Abb. 4).

Die Unbekannten des Gleichungssystems sind die Massenanteile an inerten, biogenen und fossilen Stoffen sowie Wasser (m_I, m_B, m_F und m_w) (siehe Abb. 3). Die Koeffizienten der Unbekannten auf der linken Seite der Gleichungen (z. B. Heizwert biogen HW_B, Kohlenstoffgehalt biogen c_B, d_O2-CO2,B, O₂ ^c _,B etc.) lassen sich aus der chemischen Zusammensetzung der biogenen und fossilen Materialien berechnen. Daten hierfür können aus der Literatur entnommen oder durch Laboranalysen bestimmt werden. Die in dieser Studie verwendeten Eingangsdaten zur chemischen Zusammensetzung des biogenen und fossilen Materials auf wasser- und aschefreier Basis sind in Tab. 1 angegeben und stammen aus Ergebnissen bestehender Abfallsortieranalysen, nationalen Produktions- und Einsatzdaten von Polymeren sowie Ergebnissen von Monte-Carlo-Simulationen (Fellner et al. 2007; Schwarzböck et al. 2016c).

Um einen möglichen Einfluss anorganischer Reaktionen (zum Bespiel Kalkbrennen bzw. Oxidation von Metallen) auf die einzelnen Bilanzen zu berücksichtigen, wurden folgende Prozesse in den oben angeführten Gleichungen inkludiert:

Das Gleichungssystem der Bilanzenmethode besteht aus 6 Gleichungen und 4 Unbekannten. Für jeden Eingabewert wird eine entsprechende Unsicherheit angegeben. Es handelt sich somit um ein überbestimmtes System, das mithilfe nichtlinearer Ausgleichsrechnung zu lösen ist. Konkret wird dazu die Methode der schrittweisen linearen Ausgleichsrechnung angewandt. Ausgabewerte sind die berechneten Massenanteile m_B, m_F, m_W, m_I sowie die zugehörigen Unsicherheitsbereiche.

Eine detaillierte Beschreibung der einzelnen Gleichungen der Bilanzenmethode ist dem österreichischen Patent A539/2005 („Verfahren zur Ermittlung der Anteile biogener und fossiler Energieträger sowie biogener und fossiler Kohlendioxidemissionen“) bzw. der europäischen Patentanmeldung (Fellner et al. 2006b) zu entnehmen. Die Methode wird ebenfalls in Fellner et al. (2007) im Detail beschrieben. Die Gültigkeit der Bilanzenmethode wurde in verschiedenen Studien anhand von Vergleichsanalysen mit anderen Methoden und Sensitivitätsanalysen bestätigt (Larsen et al. 2013; Mohn et al. 2008; Obermoser et al. 2009; Rechberger et al. 2014). Eine Routineanwendung erfolgt bereits in mehr als 15 europäischen Müllverbrennungsanlagen zur Stromkennzeichnung oder zur Ausweisung der Treibhausgasemissionen.

Im Jahr 2014 standen in Österreich 13 Abfallverbrennungsanlagen für die Behandlung von Siedlungsabfällen, Gewerbe- und Industrieabfällen, Klärschlamm und gefährlichen Abfällen mit einer Gesamtkapazität von rund 2,75 Mio Tonnen zur Verfügung (Tab. 2). Davon konnten 10 Anlagen für die Auswertungen herangezogen werden. Eine Anlage war im Berichtsjahr nicht in Betrieb, während bei weiteren zwei Anlagen, die vorwiegend gefährliche Abfälle behandeln, die Auswertung aufgrund der Datenlage (keine CO₂-Messungen oder unzureichende Datenqualität) nicht möglich war. Damit konnten rund 88 % des thermisch verwerteten Abfalls in Österreichs Müllverbrennungsanlagen im Jahr 2014 für die Auswertung berücksichtigt werden (rund 2,3 Mio. Tonnen von ca. 2,6 Mio Tonnen Abfall inklusive Klärschlamm).

Die untersuchten Anlagen umfassen demnach 6 Anlagen mit Rostfeuerung sowie 4 Anlagen mit Wirbelschichtfeuerung, wobei überwiegend Restmüll, Gewerbe- und Industrieabfall sowie Klärschlamm und Ersatzbrennstoffe eingesetzt werden (Tab. 2).

Für die Anwendung der Bilanzenmethode nach der Beschreibung in Kapitel 2.1 sind neben Informationen zur chemischen Zusammensetzung der biogenen und fossilen Materialien, Reingasparameter, Input- und Outputströme und die Dampfparameter der Müllverbrennungsanlagen notwendig. Tab. 3 listet die nötigen Betriebsdaten auf, die idealerweise als Stundenmittelwerte in die Berechnungen gemäß Bilanzenmethode eingehen.

Vor der eigentlichen Berechnung mittels Bilanzenmethode werden die Betriebsdaten durch Plausibilitätsprüfungen auf mögliche Messfehler untersucht. Dafür werden folgende chemisch-physikalische Beziehungen zwischen dem Heizwert und der Reingasmenge sowie dessen Zusammensetzung herangezogen: Jedes Mol verbrauchter Sauerstoff geht mit einer Energiefreisetzung von 360 bis 400 kJ einher (basierend auf theoretischen Berechnungen des unteren Heizwertes und des Sauerstoffverbrauchs für „extreme“ Abfallzusammensetzungen – entweder nur biogen oder nur fossil zusammen mit inertem Material und Wasser). Es ergeben sich ähnliche Zusammenhänge für den Kohlenstoffgehalt. Hier werden durch die Verbrennung von einem Gramm organischen Kohlenstoffs 34 bis maximal 44 kJ an Wärme freigesetzt (Fellner et al. 2007).

Folgende Zusammenhänge in den Betriebsdaten werden vor der Auswertung mit der Bilanzenmethode überprüft:

Sind die erwarteten Zusammenhänge gemäß Überprüfung 1) und 2) nicht erkennbar oder liegen die Daten nicht wie erwartet in den definierten Wertebereichen gemäß Überprüfung 3), 4) und/oder 5), müssen Mess- oder Datenübertragungsfehler vermutet werden. Ein besonderes Augenmerk ist dabei auf die Messungen der O₂- und CO₂-Konzentration im Reingas zu legen, da sich die Auswertung der Bilanzenmethode sehr stark auf diese Messungen stützt und sich Fehlmessungen dementsprechend stark auf das Ergebnis auswirken (siehe dazu auch Sensitivitätsanalysen in Fellner et al. 2007). Zusatzangaben zu beispielsweise den Messstellen, Messmethoden, Überprüfungsmessungen oder gegebenenfalls weitere Datensätze können zur Klärung der unplausiblen¹ Daten oder teilweise auch zur Korrektur von systematischen Fehlern herangezogen werden.

Die Überprüfung der Daten gemäß Punkt 5) ist schlussendlich die ausschlaggebende für den etwaigen Ausschluss von Datensätzen. Eine beispielhafte Darstellung der untersuchten Korrelation bietet Abb. 5. Alle Daten, die innerhalb des definierten Wertebereichs liegen (plausible Datensätze¹), werden für die Auswertung mittels Bilanzenmethode herangezogen.

Die Plausibilitätsprüfung wird basierend auf gleitenden 6‑Stunden-Mittelwerten der notwendigen Betriebsparameter durchgeführt. In Abb. 5 sind exemplarisch die Ergebnisse einer Anlage (Anlage E) dargestellt. 90 % der Werte in Abb. 5 liegen im definierten Wertebereich. Bei nahezu allen Anlagen (bei 8 von 10) liegt der Anteil der Abfallmenge bei plausiblen Betriebsdaten über 95 % (Tab. 4). Die etwas niedrigere Plausibilitätsrate für die Anlagen D und I ist auf instabile CO₂-Messungen sowie teils auf geringere zeitliche Auflösung der ausgewerteten Betriebsdaten (Tagesmittelwerte statt Stundenmittelwerte) zurückzuführen. Insgesamt können über 96 % der verbrannten Abfallmenge im Jahr 2014 in die Auswertung miteinbezogen werden (rund 2,2 Mio Tonnen von 2,3 Mio Tonnen Abfall).

Bei der Mehrzahl der Anlagen waren als Resultat der Plausibilitätsprüfungen Rückfragen an den Betreiber nötig, da sich einzelne Parameter als nicht stimmig darstellten. Grund dafür waren häufig Fehler in der Dokumentation oder auch Messfehler. Die gröbsten und häufigsten Fehler in den übermittelten Betriebsdaten lassen sich für vorliegende Untersuchung wie folgt zusammenfassen:

Anhand der berechneten Massenanteile der wasser- und aschefreien biogenen und fossilen Abfallfraktion im Input der Abfallverbrennungsanlagen (m_B und m_F aus Abb. 3) und der jeweiligen Kohlenstoffgehalte (C_B und C_F in Abb. 3) lassen sich gemäß Fragestellung die fossilen Kohlenstoffanteile (entspricht den Anteilen der biogenen CO₂-Emissionen) ableiten. Weiters kann mittels des berechneten biogenen Massenanteils m_B (wasser- und aschefrei) sowie des Heizwertes des biogenen Abfallanteils HW_B (abgeleitet aus der chemischen Zusammensetzung der wasser- und aschefreien biogenen Materialien), der erneuerbare (biogene) Anteil der eingesetzten Energie aus Abfällen berechnet werden. Diese biogenen Heizwertanteile sind in Abb. 6 als Monatsmittelwerte pro untersuchter Anlage dargestellt, aufgeteilt in Anlagen mit Rostfeuerung (RF) und Anlagen mit Wirbelschichttechnologie (WS). Die RF-Anlagen verwerten vorwiegend Siedlungsabfälle und ähnliche Gewerbeabfälle (ausgenommen Anlage F, die überwiegend mit Gewerbe- und Industrieabfällen gefahren wird), während der Input in die WS-Anlagen im Wesentlichen aus aufbereiteten Siedlungs- und Gewerbeabfällen und Klärschlamm besteht. Die genaue quantitative Zusammensetzung des Abfallinputs der Anlagen (Anteil an den jeweiligen Abfallarten) ist den AutorInnen nicht bekannt.

Aus Abb. 6 zeigt sich jedoch, dass der biogene Anteil am Heizwert (bezogen auf den Heizwert des gesamten Abfalls inklusive Klärschlamm) starken Schwankungen unterliegt und im Monatsmittel ein Minimum von 22,5 ± 2,9 % (MVA E) und ein Maximum von 69,3 ± 3,0 % (MVA C) erreicht. Im Jahresmittel liegen die Werte zwischen 35,7 ± 2,4 % (MVA F) und 61,2 ± 2,7 % (MVA C). Diese große Bandbreite (es ergibt sich eine mittlere Streuung der Jahresmittelwerte über alle Anlagen von ± 10 %abs und ± 21 %rel) weist auf eine regional stark schwankende Abfallzusammensetzung hin, da die Müllverbrennungsanlagen in verschiedenen Regionen Österreichs angesiedelt sind. Neben dem Einfluss unterschiedlicher Sammelsysteme in den Bundesländern kann zusätzlich davon ausgegangen werden, dass die Anteile der jeweilig eingesetzten Abfallarten (Siedlungsabfälle, Gewerbeabfälle, Industrieabfälle etc.) die Ergebnisse der Auswertung mitbestimmen, da unterschiedliche Industriebranchen und Betriebe in den Regionen angesiedelt sind.

Weiters sind starke zeitliche Schwankungen der biogenen Heizwertanteile zu verzeichnen. Beispielsweise stammen, basierend auf den Monatsmittelwerten, in MVA E zwischen 22,5 % und 45,2 % der Energie aus biogenen Quellen (das entspricht einer mittleren relativen Streuung von 16 %) (Abb. 6). Bei der Hälfte der Anlagen ergibt sich eine mittlere relative Streuung der berechneten Heizwertanteile von über 10 %, wobei dies vorwiegend bei den Wirbelschichtanlagen zu beobachten ist. Diese stärkere zeitliche Variabilität der Abfallzusammensetzung in den Wirbelschichtöfen im Vergleich zu den Rostfeuerungsanlagen ist unerwartet, da in Wirbelschichtöfen vorwiegend vorsortierte bzw. aufbereitete Abfälle mit geringerer Korngröße eingebracht werden, und daher grundsätzlich von einem homogeneren Brennstoff in diesen Anlagen ausgegangen werden kann. Es wird daher angenommen, dass der teils saisonabhängige Bedarf an Ersatzbrennstoffen (in Form von aufbereitetem Abfall) in der Industrie die Bewirtschaftung und den Betrieb von mechanischen Abfallaufbereitungsanlagen mitbestimmt. Beispielsweise wurden im Jahr 2014 laut Verein der österreichischen Zementindustrie rund 300.000 t Kunststoff-Abfälle in österreichischen Zementwerken als Ersatzbrennstoffe eingesetzt (VÖZ 2015). Bei einer Gesamtkapazität der Wirbelschichtöfen in Österreich von rund 650.000 t Abfällen pro Jahr (exklusive Klärschlamm), ergibt sich bereits bei einem Zementproduktionsrückgang von 20 % pro Monat ein Anstieg der Kunststoffabfälle (und damit der Abfälle fossilen Ursprungs), die in Wirbelschichtöfen verwertet werden, von knapp 10 % (unter der Annahme, dass der schwankende Bedarf der Zementindustrie nur durch die Verbrennung in den Wirbelschichtanlagen ausgeglichen wird). Zahlen des Vereins Deutscher Zementwerke zeigen sogar Unterschiede in der Zementproduktion zwischen Winter- und Sommermonaten von über 100 % (VDZ 2016). MVA G und MVA E der vorliegenden Studie zeigen einen deutlichen Abwärtstrend des biogenen Heizwertanteils gegen Ende des Jahres 2014 (Abb. 6). Soweit den AutorInnen bekannt ist, werden in diesen Anlagen Fraktionen von mechanischen Abfallaufbereitungsanlagen verwertet, die auch Ersatzbrennstoffe für Zementwerke bereitstellen. Für die anderen Anlagen wird erwartet, dass andere Einflussfaktoren, wie Stillstandzeiten benachbarter Anlagen (für Revision oder Erneuerung) einen stärkeren Effekt auf die Zusammensetzung des Abfalls haben.

Eine quartalsmäßige Darstellung des biogenen Heizwertanteils in Abb. 7 lässt gesamt keinen deutlichen saisonalen Trend erkennen, weder für die Rostfeuerungsanlagen mit vorwiegend Siedlungs- und Gewerbeabfällen, noch für die Anlagen mit Wirbelschichtöfen. Einzig im 4. Quartal 2014 zeigt sich ein geringerer biogener Anteil der eingesetzten Energie für WS-Anlagen (41 % im Vergleich zu 47 bis 50 % in den anderen Quartalen). Aus Abb. 7 ist zudem erkennbar, dass die mittlere absolute Streuung zwischen den WS-Anlagen in den Winterquartalen (1. und 4. Quartal) mit 25 bis 30 %abs deutlich höher ist als im 2. und 3. Quartal des Jahres 2014 (16 bis 20 %abs; dargestellt als Fehlerbalken in Abb. 7). Das deutet wiederum auf eine stärkere (qualitative) Variation des Abfallinputs dieser Anlagen in den Wintermonaten hin.

Im Mittel über alle betrachteten Anlagen stammen rund 48 ± 2 % der über Abfälle eingesetzten Energie aus biogenen Quellen (gewichteter Jahresmittelwert) (Abb. 7).

Das Umweltbundesamt in Deutschland gibt als Standardwert einen biogenen Heizwertanteil von 50 % an (Icha 2015). Obwohl dieser Schätzwert innerhalb der Unsicherheit des in dieser Studie bestimmten Gesamtmittelwertes liegt, können sich bei Anwendung dieses Richtwertes anlagenspezifisch sehr hohe Über- oder Unterschätzungen (bis 32 %rel bezogen auf Jahresmittelwert, bis 60 %rel bezogen auf Monatsmittelwerte) des erneuerbaren Energieanteils ergeben. Bei höheren Einspeisetarifen für „grünen“ Strom kann das leicht zu finanziellen Verzerrungen führen (z. B. ungerechtfertigt getätigte Fördergeldzahlungen).

Die Ausführungen zu den zeitlichen Schwankungen sowie Streuungen zwischen den Anlagen bezüglich biogener Heizwertanteile sind im Wesentlichen auch auf die Ergebnisse der biogenen Kohlenstoffanteile übertragbar, da der Heizwert wesentlich vom Kohlenstoffgehalt des Abfalls bestimmt wird. Die biogenen Kohlenstoffanteile liegen jedoch im Vergleich zu den biogenen Heizwertanteilen rund 7 bis 9 %abs höher. Diese Differenz der Kohlenstoff- und Heizwertanteile ist einerseits auf die Bedeutung der chemischen Zusammensetzung der biogenen und fossilen Materialien für den Heizwert (neben dem Kohlenstoffgehalt spielen beispielsweise auch der Wasserstoff- und Sauerstoffgehalt eine wichtige Rolle) zurückzuführen, insbesondere jedoch ist der Heizwert im Vergleich zum Kohlenstoffgehalt vom Wassergehalt des Materials abhängig. Da der Wassergehalt üblicherweise in biogenen Materialien (Küchenabfälle, Grünschnitt, etc.) höher liegt als in fossilen, liegt der Anteil für den biogenen Kohlenstoff stets deutlich über dem biomassebürtigen Heizwertanteil.

Die eingesetzte Energie aus Abfällen (für die 10 betrachteten Anlagen) liegt im Kalenderjahr 2014 bei rund 22.500 TJ. Davon stammen im Mittel 47,7 ± 1,0 % aus biogenen Abfallbestandteilen (Papier, Küchenabfälle, Holz, Klärschlamm etc.), 50,9 ± 1,0 % aus Abfällen fossilen Ursprungs (Kunststoffe) und 1,4 ± 1,0 % aus Zusatzbrennstoffen (Erdgas, Erdöl).

Aus dem berechneten Massenanteil der wasser- und aschefreien fossilen Abfallfraktion im Input der Abfallverbrennungsanlagen (m_F in Abb. 3), dem Kohlenstoffgehalt im fossilen Material (c_F in Abb. 3) lässt sich der fossile Kohlenstoffgehalt des Abfalls pro Anlage ableiten. Mithilfe der molaren Massen von Kohlenstoff und Sauerstoff sowie der eingesetzten Abfallmenge bzw. Energiemenge aus Abfall (abgeleitet aus Abfallmenge und Heizwert) können daraus die spezifischen fossilen CO₂-Emissionen bezogen auf Abfall- oder Energieinput berechnet werden.

Tab. 5 listet die fossilen CO₂-Emissionsfaktoren bezogen auf den Energieinhalt der Abfälle als Monats- und Jahresmittelwerte pro Anlage sowie als Gesamtmonatsmittelwert und Gesamtjahresmittelwert über alle betrachteten Anlagen. Es zeigt sich, wie schon bei den biogenen Heizwertanteilen (Kapitel 3.2), eine große zeitliche Schwankung der ermittelten Emissionsfaktoren im Bereich von 4 bis 17 %rel pro Anlage bezogen auf den jeweiligen Mittelwert (mit einem Minimalwert von 25 ± 2 kg CO_2,foss/GJ für Anlage C im März und Maximalwert von 62 ± 3 kg CO_2,foss/GJ für Anlage E im Dezember). Die Schwankungen liegen dabei tendenziell wieder für die Wirbelschichtanlagen (MVA C, D, E, G) auf einem höheren Niveau im Vergleich zu den Anlagen mit Rostfeuerung (MVA A, B, F, H, I, J). Im Jahresmittel variieren die spezifischen fossilen CO₂-Emissionen zwischen 32 ± 2 und 51 ± 2 kg CO_2,foss/GJ. Damit ergibt sich eine mittlere Streuung über alle Anlagen von ± 18 %rel bezogen auf den Gesamtmittelwert. Das bedeutet, dass die zeitliche Variation der Abfallzusammensetzung einer Anlage teilweise ein annähernd so großes Ausmaß annehmen kann wie die Unterschiedlichkeit der Abfallzusammensetzung zwischen den einzelnen Anlagen. Obwohl keine genauen Angaben dazu verfügbar sind, ist dennoch anzunehmen, dass die Abfallart (Anteile an Rest-, Gewerbe- oder Industrieabfällen bzw. aufbereitete Abfallfraktionen) einen wesentlichen Beitrag zu den zeitlichen Schwankungen leistet.

Den höchsten Anteil an fossilen CO₂-Emissionen (und damit CO₂ aus erdölbasierten Kunststoffen) liefert die Abfallverbrennungsanlage F, welche fast ausschließlich Gewerbe- und Industrieabfälle verwertet. Der fossile Emissionsfaktor für diese Anlage liegt demnach bei 51,5 kg CO_2,foss/GJ und damit 21 % über dem Gesamtmittelwert. Ein klarer Zusammenhang zwischen dem Anteil an Industrie- oder Gewerbeabfällen zu Siedlungsabfällen und dem fossilen Kohlenstoffanteil im Abfall konnte jedoch auch in anderen Studien nicht erkannt werden, wobei durchaus große Variationen bei verschiedenen Szenarien zur Zusammensetzung und Sammelsystemen berichtet werden (Fuglsang et al. 2014; Horttanainen et al. 2013; Jones et al. 2013; Larsen und Astrup 2011; Larsen et al. 2013).

Im Gesamtmittel über alle hier betrachteten Anlagen in Österreich können 42,6 ± 2 kg emittiertes fossiles CO₂ pro GJ Energieinhalt des Abfalls abgeschätzt werden. Im Vergleich dazu gibt das Umweltbundesamt einen Emissionsfaktor von 43,9 kg fossiles CO₂ pro GJ an (Umweltbundesamt 2015a). Dieser liegt damit innerhalb des Unsicherheitsbereiches des hier ermittelten Kennwertes. Die Gültigkeit eines für die Abfallverbrennung allgemein festgelegten Emissionsfaktors ist allerdings auf Basis der erhobenen Daten infrage zu stellen, da es für einzelne Anlagen zu einer signifikanten Überschätzung oder auch Unterschätzung der fossilen CO₂-Emissionen kommen kann (bis zu 40 % bezogen auf den Jahresmittelwert; bei Monatsmittelwerten sogar bis zu 75 %). Diese Fehlschätzung kann durch Verwendung eines hier ermittelten Mittelwertes (beispielsweise mit Einteilung der Anlagen nach Abfallart wie in Abb. 7 für die Heizwertanteile dargestellt) nur unwesentlich verringert werden (mit Über- bzw. Unterschätzungen des Jahresmittelwertes von bis zu 30 % und des Monatsmittelwertes bis zu 60 %). Eine sehr große Bandbreite an fossilen Emissionsfaktoren für 11 verschiedene Abfallverbrennungsanlagen in Österreich, Deutschland, Belgien und der Schweiz wurde auch in Obermoser et al. (2009) gefunden, mit Werten zwischen 30 und 67 kg CO_2,foss/GJ. Es kann daher nicht von einem allgemeingültigen Emissionsfaktor für Abfallverbrennungsanlagen ausgegangen werden, weder auf nationaler noch auf regionaler Ebene.

In Tab. 6 sind die berechneten fossilen CO₂-Emissionen bezogen auf die Menge an durchgesetztem Abfall als Jahresmittelwerte dargestellt. Die Emissionsfaktoren bewegen sich zwischen 255 ± 18 und 548 ± 27 kg fossiles CO₂ pro Tonne Abfall. Damit würde der abgeschätzte Emissionsfaktor des IPCC (2000) für Siedlungsabfälle von 557 kg CO_2,foss/t Abfall durchwegs eine Überschätzung des fossilen Kohlenstoffs im Abfallinput österreichischer Müllverbrennungsanlagen ergeben (bis über 100 % des Jahresmittelwertes). Die Variationskoeffizienten (die relative Streuung der Werte gemessen am Mittelwert) liegen für diesen massebezogenen Emissionsfaktor deutlich über denen der energiebezogenen Emissionsfaktoren in Tab. 5. Dies kann dadurch erklärt werden, dass variierende Gesamtkohlenstoffgehalte bzw. Heizwerte des Abfalls Auswirkungen auf die massebezogenen Emissionsfaktoren haben. Unterschiede der spezifischen Emissionen bezogen auf den Energieinhalt sind jedoch fast ausschließlich auf unterschiedliche Anteile von biogenen und fossilen Materialien im Abfall zurückzuführen und großteils unabhängig vom Aschegehalt des Abfalls.

Abb. 8 präsentiert die gesamten jährlichen fossilen CO₂-Emissionen aus der Abfallverbrennung in Österreich, basierend auf der Auswertung für 2014. Für die 10 untersuchten Anlagen (MVA A bis MVA J) ergeben sich klimarelevante CO₂-Emissionen von 924 ± 22 kt pro Jahr. Dies entspricht rund 44 % der CO₂-Emissionen aus der Verbrennung von Abfällen. Zusätzlich wurde die Menge an emittiertem fossilen CO₂ der nicht in die Untersuchung einbezogenen Anlagen (MVA K, L) mit 135 ± 10 kt für das Jahr 2014 abgeschätzt. Diese Abschätzung basiert auf dem Abfalldurchsatz der Anlagen, dem mittleren Heizwert (Böhmer et al. 2007) und einer Abschätzung des fossilen Kohlenstoffanteils von rund 90 %. Damit ergeben sich gesamt rund 1.060 ± 24 kt klimarelevantes CO₂, das aus den thermischen Abfallverwertungsanlagen in Österreich im Jahr 2014 emittiert wurde.

Aus Abb. 8 ist zu erkennen, dass die einzelnen Anlagen, je nach Kohlenstoffanteil (rechte Säule in Abb. 8) und jeweiligem Durchsatz (nicht dargestellt) unterschiedlich viel fossiles CO₂ emittieren. Beispielsweise stammen 50 % der klimarelevanten CO₂-Emissionen der 10 untersuchten Abfallverbrennungsanlagen aus dem Abfalleinsatz von nur 3 der MVA (MVA E, H und J).

Gemessen an den gesamten Treibhausgasemissionen Österreichs im Jahr 2014 (76.200 kt) (Umweltbundesamt 2015c) stammen damit 1,4 % aus der Verbrennung von Kunststoffen in den Müllverbrennungsanlagen. Der Anteil der Abfallverbrennung innerhalb des Sektors der Abfallwirtschaft kann anhand der erhobenen Daten mit rund 38 % abgeschätzt werden (bezogen auf 2.900 kt Treibhausgasemissionen im Sektor Abfallwirtschaft, Umweltbundesamt 2015c). Damit liegt dieser Wert unter dem angegebenen Wert des Umweltbundesamtes von 43,5 % für das Jahr 2013 (die Deponierung macht laut Klimaschutzbericht 44,6 % der Treibhausgasemissionen im Sektor Abfallwirtschaft aus und ist damit zusammen mit der Abfallverbrennung der dominierende Faktor innerhalb dieses Sektors) (Umweltbundesamt 2015b).