Working Group III – Mitigation of Climate Change Chapter 10 Industry   A report accepted by Working Group III of the IPCC but not approved in detail.   Note:  This document is the copy‐edited version of the final draft Report, dated 17 December 2013, of the  Working  Group  III  contribution  to  the  IPCC  5th  Assessment  Report  "Climate  Change  2014:  Mitigation of Climate Change" that was accepted but not approved in detail by the 12th Session of  Working Group III and the 39th Session of the IPCC on 12 April 2014 in Berlin, Germany. It consists  of the full scientific, technical and socio‐economic assessment undertaken by Working Group III.   The  Report  should  be  read  in  conjunction  with  the  document  entitled  “Climate  Change  2014:  Mitigation of Climate Change. Working Group III Contribution to the IPCC 5th Assessment Report ‐  Changes to the underlying Scientific/Technical Assessment” to ensure consistency with the approved  Summary  for  Policymakers  (WGIII:  12th/Doc.  2a,  Rev.2)  and  presented  to  the  Panel  at  its  39th  Session.  This  document  lists  the  changes  necessary  to  ensure  consistency  between  the  full  Report  and  the  Summary  for  Policymakers,  which  was  approved  line‐by‐line  by  Working  Group  III  and  accepted by the Panel at the aforementioned Sessions.  Before publication, the Report (including text, figures and tables) will undergo final quality check as  well as any error correction as necessary, consistent with the IPCC Protocol for Addressing Possible  Errors. Publication of the Report is foreseen in September/October 2014.   Disclaimer:  The designations employed and the presentation of material on maps do not imply the expression of  any opinion whatsoever on the part of the Intergovernmental Panel on Climate Change concerning  the  legal  status  of  any  country,  territory,  city  or  area  or  of  its  authorities,  or  concerning  the  delimitation of its frontiers or boundaries.  Final Draft  Chapter:  Title:  Author(s):    10  Industry  CLAs:  LAs:  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Manfred Fischedick, Joyashree Roy  Amr Abdel‐Aziz, Adolf Acquaye, Julian Allwood, Jean‐Paul Ceron, Yong  Geng, Haroon Kheshgi, Alessandro Lanza, Daniel Perczyk, Lynn Price,  Estela Santalla, Claudia Sheinbaum, Kanako Tanaka  Giovanni Baiocchi, Katherine Calvin, Kathryn Daenzer, Shyamasree  Dasgupta, Gian Delgado, Salah El Haggar, Tobias Fleiter, Ali Hasanbeigi,  Samuel Höller, Jessica Jewell, Yacob Mulugetta, Maarten Neelis,  Stephane de la Rue du Can, Nickolas Themelis, Kramadhati S.  Venkatagiri, María Yetano Roche  Roland Clift, Valentin Nenov  María Yetano Roche    CAs:      REs:  CSA:        1 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Chapter 10:    Industry  Contents    Executive Summary ............................................................................................................................ 4  10.1 Introduction ................................................................................................................................ 7  10.2 New developments in extractive mineral industries, manufacturing industries and services 10  10.3 New developments in emission trends and drivers ................................................................. 12  10.3.1 Industrial CO2 Emissions .................................................................................................... 17  10.3.2 Industrial Non‐CO2 GHG Emissions ................................................................................... 18  10.4 Mitigation technology options, practices and behavioural aspects ......................................... 20  10.4.1 Iron and Steel .................................................................................................................... 24  10.4.2 Cement .............................................................................................................................. 26  10.4.3 Chemicals (Plastics/Fertilizers/Others) ............................................................................. 27  10.4.4 Pulp and Paper .................................................................................................................. 28  10.4.5 Non‐Ferrous (Aluminium/others) ..................................................................................... 29  10.4.6 Food Processing ................................................................................................................ 30  10.4.7 Textiles and Leather .......................................................................................................... 31  10.4.8 Mining ............................................................................................................................... 32  10.5 Infrastructure and systemic perspectives ................................................................................ 32  10.5.1 Industrial clusters and parks (meso‐level) ........................................................................ 33  10.5.2 Cross‐sectoral cooperation (macro level) ......................................................................... 33  10.5.3 Cross‐sectoral implications of mitigation efforts .............................................................. 34  10.6 Climate change feedback and interaction with adaptation ..................................................... 35  10.7 Costs and potentials ................................................................................................................. 35  10.7.1 CO2 Emissions .................................................................................................................... 36  10.7.2 Non‐CO2 emissions ............................................................................................................ 39  10.7.3 Summary results on costs and potentials ......................................................................... 39  10.8 Co‐benefits, risks and spillovers ............................................................................................... 43  10.8.1 Socio‐economic and environmental effects  ..................................................................... 43  . 10.8.2 Technological risks and uncertainties ............................................................................... 45  10.8.3 Public perception .............................................................................................................. 46  10.8.4 Technological spillovers .................................................................................................... 46  10.9 Barriers and opportunities ....................................................................................................... 48  10.9.1 Energy efficiency for reducing energy requirements ........................................................ 48      2 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.9.2 Emissions efficiency, fuel switching, and carbon dioxide capture and storage ................ 50  10.9.3 Material efficiency  ............................................................................................................ 50  . 10.9.4 Product demand reduction ............................................................................................... 50  10.9.5 Non‐CO2 greenhouse gases ............................................................................................... 50  10.10 Sectoral implications of transformation pathways and sustainable development  ............... 51  . 10.10.1 Industry transformation pathways ................................................................................. 51  10.10.2 Transition, sustainable development, and investment  .................................................. 53  . 10.11 Sectoral policies ...................................................................................................................... 56  10.11.1 Energy efficiency ............................................................................................................. 57  10.11.2 Emissions efficiency ........................................................................................................ 59  10.11.3 Material efficiency  .......................................................................................................... 59  . 10.12 Gaps in knowledge and data .................................................................................................. 60  10.13 Frequently Asked Questions ................................................................................................... 61  10.14 Appendix: Waste .................................................................................................................... 63  10.14.1 Introduction .................................................................................................................... 63  10.14.2 Emissions trends  ............................................................................................................. 63  . 10.14.3 Technological options for mitigation of emissions from waste ...................................... 66  10.14.4 Summary results on costs and potentials ....................................................................... 71  References ........................................................................................................................................ 74        3 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Executive Summary  An absolute reduction in emissions from the industry sector will require deployment of a broad set  of mitigation options beyond energy efficiency measures (medium evidence, high agreement). In  the last two to three decades there has been continued improvement in energy and process  efficiency in industry, driven by the relatively high share of energy costs. In addition to energy  efficiency, other strategies such as emissions efficiency (including e.g., fuel and feedstock switching,  carbon dioxide capture and storage (CCS)), material use efficiency (e.g., less scrap, new product  design), recycling and re‐use of materials and products, product service efficiency (e.g., car sharing,  maintaining buildings for longer, longer life for products), or demand reductions (e.g., less mobility  services, less product demand) are required in parallel (medium evidence, high agreement). [Section  10.4, 10.7]   Industry‐related greenhouse gas (GHG) emissions have continued to increase and are higher than  GHG emissions from other end‐use sectors (high confidence). Despite the declining share of industry  in global gross domestic product (GDP), global industry and waste/wastewater GHG emissions grew  from 10.4 GtCO2eq in 1990 to 13.0 GtCO2eq in 2005 to 15.5 GtCO2eq in 2010. Total global GHG  emissions for industry and waste/wastewater in 2010, which nearly doubled since 1970, were  comprised of direct energy‐related CO2 emissions of 5.3 GtCO2eq, indirect CO2 emissions from  production of electricity and heat for industry of 5.2 GtCO2eq, process CO2 emissions of 2.6 GtCO2eq,  non‐CO2 GHG emissions of 0.9 GtCO2eq, and waste/wastewater emissions of 1.5 GtCO2eq. 2010  direct and indirect emissions were dominated by CO2 (85.1%) followed by CH4 (8.6%), HFC (3.5%),  N2O (2.0%), PFC (0.5%) and SF6 (0.4%) emissions. Currently, emissions from industry are larger than  the emissions from either the buildings or transport end‐use sectors and represent just over 30% of  global GHG emissions in 2010 (just over 40% if Agriculture, Forestry, and Other Land Use (AFOLU)  emissions are not included). (high confidence) [10.2, 10.3]   Globally, industrial GHG emissions are dominated by the Asia region, which was also the region  with the fastest emission growth between 2005 and 2010 (high confidence). In 2010, over half  (52%) of global GHG emissions from industry and waste/wastewater were from the Asia region  (ASIA), followed by the member countries of the Organisation for Economic Co‐operation and  Development in 1990 (OECD‐1990) (25%), Economies in Transition (EIT) (9%), Middle East and Africa  (MAF) (8%), and Latin America (LAM) (6%). Between 2005 and 2010, GHG emissions from industry  grew at an average annual rate of 3.5% globally, comprised of 7% average annual growth in the ASIA  region, followed by MAF (4.4%), LAM (2%), and the EIT countries (0.1%), but declined in the OECD‐ 1990 countries (‐1.1%). [10.3]  The energy intensity of the sector could be reduced by approximately up to 25% compared to  current level through the wide‐scale deployment of best available technologies, particularly in  countries where these are not in practice and for non‐energy intensive industries (robust evidence,  high agreement). Despite long‐standing attention to energy efficiency in industry, many options for  improved energy efficiency remain. [10.4]  Through innovation, additional reductions of approximately up to 20% in energy intensity may  potentially be realized before approaching technological limits in some energy intensive industries  (limited evidence, medium agreement). Barriers to implementing energy efficiency relate largely to  the initial investment costs and lack of information. Information programmes are the most prevalent  approach for promoting energy efficiency, followed by economic instruments, regulatory  approaches, and voluntary actions. [10.4, 10.9, 10.11]   Besides sector specific technologies, cross‐cutting technologies and measures applicable in both  large energy intensive industries and Small and Medium Enterprises (SMEs) can help to reduce  GHG emissions (robust evidence, high agreement). Cross‐cutting technologies such as efficient  motors, electronic control systems, and cross‐cutting measures such as reducing air or steam leaks      4 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  help to optimize performance of industrial processes and improve plant efficiency cost‐effectively  with both energy savings and emissions benefits [10.4].  Long‐term step‐change options can include a shift to low carbon electricity, radical product  innovations (e.g., alternatives to cement), or carbon dioxide capture and storage (CCS). Once  demonstrated, sufficiently tested, cost‐effective, and publicly accepted, these options may contribute to significant climate change mitigation in the future (medium evidence, medium  agreement). [10.4]   The level of demand for new and replacement products has a significant effect on the activity level  and resulting GHG emissions in the industry sector (medium evidence, high agreement). Extending  product life and using products more intensively could contribute to reduction of product demand  without reducing the service. Absolute emission reductions can also come through changes in  lifestyle and their corresponding demand levels, be it directly (e.g. for food, textiles) or indirectly  (e.g. for product/service demand related to tourism). [10.4]  Mitigation activities in other sectors and adaptation measures may result in increased industrial  product demand and corresponding emissions (robust evidence, high agreement). Production of  mitigation technologies (e.g., insulation materials for buildings) or material demand for adaptation  measures (e.g., infrastructure materials) contribute to industrial GHG emissions. [10.4, 10.6]  Collaboration within and across industrial sectors at different levels, e.g., sharing of infrastructure,  information, waste and waste management facilities, heating, and cooling, may provide further  mitigation potential in certain regions or industry types (robust evidence, high agreement). The  formation of industrial clusters, industrial parks, and industrial symbiosis are emerging trends in  many developing countries, especially with SMEs. [10.5]  Several emission‐reducing options in the industrial sector are cost‐effective and profitable  (medium evidence, medium agreement). While options in cost ranges of 20–50, 0–20, and even  below 0 USD2010/tCO2eq exist, to achieve near‐zero emission intensity levels in the industry sector  would require additional realization of long‐term step‐change options (e.g., CCS) associated with  higher levelized costs of conserved carbon (LCCC) in the range of 50–150 USD2010/tCO2. However,  mitigation costs vary regionally and depend on site‐specific conditions. Similar estimates of costs for  implementing material efficiency, product‐service efficiency, and service demand reduction  strategies are not available. [10.7]  Mitigation measures in the industry sector are often associated with co‐benefits (robust evidence,  high agreement). Co‐benefits of mitigation measures could drive industrial decisions and policy  choices. They include enhanced competitiveness through cost reductions, new business  opportunities, better environmental compliance, health benefits through better local air and water  quality and better work conditions, and reduced waste, all of which provide multiple indirect private  and social benefits. [10.8]  Unless barriers to mitigation in industry are resolved, the pace and extent of mitigation in industry  will be limited and even profitable measures will remain untapped (robust evidence, high  agreement). There are a broad variety of barriers to implementing energy efficiency in the industry  sector; for energy‐intensive industry, the issue is largely initial investment costs for retrofits, while  barriers for other industries include both cost and a lack of information. For material efficiency,  product‐service efficiency, and demand reduction, there is a lack of experience with implementation  of mitigation measures and often there are no clear incentives for either the supplier or consumer.  Barriers to material efficiency include lack of human and institutional capacities to encourage  management decisions and public participation. [10.9]  There is no single policy that can address the full range of mitigation measures available for  industry and overcome associated barriers (robust evidence, high agreement). In promoting energy  efficiency, information programs are the most prevalent approach, followed by economic      5 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  instruments, regulatory approaches and voluntary actions. To date, few policies have specifically  pursued material or product service efficiency. [10.11]  While the largest mitigation potential in industry lies in reducing CO2 emissions from fossil fuel  use, there are also significant mitigation opportunities for non‐CO2 gases. Key opportunities  comprise, for example, reduction of HFC emissions by leak repair, refrigerant recovery and recycling,  and proper disposal and replacement by alternative refrigerants (ammonia, HC, CO2). Nitrous oxide  (N2O) emissions from adipic and nitric acid production can be reduced through the implementation  of thermal destruction and secondary catalysts. The reduction of non‐CO2 GHGs also faces numerous  barriers. Lack of awareness, lack of economic incentives, and lack of commercially available  technologies (e.g., for HFC recycling and incineration) are typical examples. [10.4, 10.7, 10.9]  Long‐term scenarios for industry highlight improvements in emissions efficiency as an important  future mitigation strategy (robust evidence, high agreement). Detailed industry sector scenarios fall  within the range of more general long‐term integrated scenarios. Improvements in emissions  efficiency in the mitigation scenarios result from a shift from fossil fuels to electricity with low (or  negative) CO2 emissions and use of CCS for industry fossil fuel use and process emissions. The crude  representation of materials, products, and demand in scenarios limits the evaluation of the relative  importance of material efficiency, product‐service efficiency, and demand reduction options. (robust  evidence, high agreement) [6.8, 10.10]  The most effective option for mitigation in waste management is waste reduction, followed by re‐ use and recycling and energy recovery (robust evidence, high agreement) [10.4, 10.14]. Direct  emissions from the waste sector almost doubled during the period from 1970 to 2010.  Approximately only 20% of municipal solid waste (MSW) is recycled and approximately 13.5 % is  treated with energy recovery while the rest is deposited in open dumpsites or landfills.  Approximately 47% of wastewater produced in the domestic and manufacturing sectors is still  untreated. As the share of recycled or reused material is still low, waste treatment technologies and  energy recovery can also result in significant emission reductions from waste disposal. Reducing  emissions from landfilling through treatment of waste by anaerobic digestion has the largest cost  range, going from negative cost to very high cost. Also, advanced wastewater treatment  technologies may enhance GHG emissions reduction in the wastewater treatment but they tend to  concentrate in the higher costs options (medium evidence, medium agreement). [10.14].  A key challenge for the industry sector is the uncertainty, incompleteness, and quality of data  available in the public domain on energy use and costs for specific technologies on global and  regional scales that can serve as a basis for assessing performance, mitigation potential, costs, and  for developing policies and programmes with high confidence. Bottom‐up information on cross‐ sector collaboration and demand reduction as well as their implications for mitigation in industry is  particularly limited. Improved modelling of material flows in integrated models could lead to a  better understanding of material efficiency and demand reduction strategies and the associated  mitigation potentials. [10.12]      6 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.1   Introduction  This chapter provides an update to developments on mitigation in the industry sector since the IPCC  (Intergovernmental Panel on Climate Change) Fourth Assessment Report (AR4) (IPCC, 2007), but has  much wider coverage. Industrial activities create all the physical products (e.g., cars, agricultural  equipment, fertilizers, textiles, etc.) whose use delivers the final services that satisfy current human  needs. Compared to the industry chapter in AR4, this chapter analyzes industrial activities over the  whole supply chain, from extraction of primary materials (e.g., ores) or recycling (of waste  materials), through product manufacturing, to the demand for the products and their services. It  includes a discussion of trends in activity and emissions, options for mitigation (technology,  practices, and behavioural aspects), estimates of the mitigation potentials of some of these options  and related costs, co‐benefits, risks and barriers to their deployment, as well as industry‐specific  policy instruments. Findings of integrated models (long‐term mitigation pathways) are also  presented and discussed from the sector perspective. In addition, at the end of the chapter, the  hierarchy in waste management and mitigation opportunities are synthesized, covering key waste‐ related issues that appear across all chapters in the Working Group III contribution to the Fifth  Assessment Report.  Figure 10.1, which shows a breakdown of total global anthropogenic GHG emissions in 2010 based  on Bajželj et al. (2013), illustrates the logic that has been used to distinguish the industry sector from  other sectors discussed in this report. The figure shows how human demand for energy services, on  the left, is provided by economic sectors, through the use of equipment in which devices create heat  or work from final energy. In turn, the final energy has been created by processing a primary energy  source. Combustion of carbon‐based fuels leads to the release of GHG emissions as shown on the  right. The remaining anthropogenic emissions arise from chemical reactions in industrial processes,  from waste management and from the agriculture and land‐use changes discussed in Chapter 11.     Figure 10.1. A Sankey diagram showing the system boundaries of the industry sector and demonstrating how global anthropogenic emissions in 2010 arose from the chain of technologies and systems required to deliver final services triggered by human demand. The width of each line is proportional to GHG emissions released, and the sum of these widths along any vertical slice through the diagram is the same, representing all emissions in 2010 (Bajželj et al., 2013).     7 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Mitigation options can be chosen to reduce GHG emissions at all stages in Figure 10.1, but caution is  needed to avoid ‘double counting’. The figure also demonstrates that care is needed when allocating  emissions to specific products and services (‘carbon footprints’, for example) while ensuring that the  sum of all ‘footprints’ adds to the sum of all emissions.  Emissions from industry (30% of total global GHG emissions) arise mainly from material processing,  i.e., the conversion of natural resources (ores, oil, biomass) or scrap into materials stocks which are  then converted in manufacturing and construction into products. Production of just iron and steel  and non‐metallic minerals (predominately cement) results in 44% of all carbon dioxide (CO2)  emissions (direct, indirect, and process‐related) from industry. Other emission‐intensive sectors are  chemicals (including plastics) and fertilizers, pulp and paper, non‐ferrous metals (in particular  aluminium), food processing (food growing is covered in Chapter 11), and textiles.   Decompositions of GHG emissions have been used to analyze the different drivers of global industry‐ related emissions. An accurate decomposition for the industry sector would involve great  complexity, so instead this chapter uses a simplified conceptual expression to identify the key  mitigation opportunities available within the sector:  G   G E M P    S E M P S   where G is the GHG emissions of the industrial sector within a specified time period (usually one  year), E is industrial sector energy consumption and M is the total global production of materials in  that period. P is stock of products created from these materials (including both consumables and  durables added to existing stocks), and S is the services delivered in the time period through use of  those products.  The expression is indicative only, but leads to the main mitigation strategies discussed in this  chapter:  G/E is the emissions intensity of the sector expressed as a ratio to the energy used: the GHG  emissions of industry arise largely from energy use (directly from combusting fossil fuels, and  indirectly through purchasing electricity and steam), but emissions also arise from industrial  chemical reactions. In particular, producing cement, chemicals, and non‐ferrous metals leads to  the inevitable release of significant ‘process emissions’ regardless of energy supply. We refer to  reductions in G/E as emissions efficiency for the energy inputs and the processes.  E/M is the energy intensity: approximately three quarters of industrial energy use is required to  create materials from ores, oil or biomass, with the remaining quarter used in the downstream  manufacturing and construction sectors that convert materials to products. The energy required  can in some cases (particularly for metals and paper) be reduced by production from recycled  scrap, and can be further reduced by material re‐use, or by exchange of waste heat and  exchange of by‐products between sectors. Reducing E/M is the goal of energy efficiency.  M/P is the material intensity of the sector: the amount of material required to create a product and  maintain the stock of a product depends both on the design of the product and on the scrap  discarded during its production. Both can be reduced by material efficiency.  P/S is the product‐service intensity: the level of service provided by a product depends on its  intensity of use. For consumables (e.g., food or detergent) that are used within the accounting  period in which they are produced, service is provided solely by the production within that  period. For durables that last for longer than the accounting period (e.g., clothing), services are  provided by the stock of products in current use. In this case P is the flow of material required to  replace retiring products and to meet demand for increases in total stock. Thus for consumables,  P/S can be reduced by more precise use (for example using only recommended doses of  detergents or applying fertilizer precisely) while for durables, P/S can be reduced both by using      8 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  durable products for longer and by using them more intensively. We refer to reductions in P/S as  product‐service efficiency.  S: The total global demand for service is a function of population, wealth, lifestyle, and the whole  social system of expectations and aspirations. If the total demand for service were to reduce, it  would lead to a reduction in industrial emissions, and we refer to this as demand reduction.  Figure 10.2 expands on this simplified relationship to illustrate the main options for GHG emissions  mitigation in industry (circled numbers). The figure also demonstrates how international trade of  products leads to significant differences between ‘production’ and ‘consumption’ measures of  national emissions, and demonstrates how the ‘waste’ industry, which includes material recycling as  well as options like ‘waste to energy’ and disposal, has a significant potential for influencing future  industrial emissions.     Figure 10.2. A schematic illustration of industrial activity over the supply chain. Options for climate change mitigation in the industry sector are indicated by the circled numbers: (1) Energy efficiency (e.g., through furnace insulation, process coupling, or increased material recycling); (2) Emissions efficiency (e.g., from switching to non-fossil fuel electricity supply, or applying CCS to cement kilns); (3a) Material efficiency in manufacturing (e.g., through reducing yield losses in blanking and stamping sheet metal or re-using old structural steel without melting); (3b) Material efficiency in product design (e.g., through extended product life, light-weight design, or de-materialization); (4) Product-Service efficiency (e.g., through car sharing, or higher building occupancy); (5) Service demand reduction (e.g., switching from private to public transport). Figure 10.2 clarifies the terms used for key sectors in this chapter: ‘Industry’ refers to the totality of  activities involving the physical transformation of materials within which ‘extractive industry’  supplies feedstock to the energy‐intensive ‘materials industries’ which create refined materials.  These are converted by ‘manufacturing’ into products and by ‘construction’ into buildings and  infrastructure. ‘Home scrap’ from the materials processing industries, ‘new scrap’ from downstream  construction and manufacturing, and products retiring at end‐of‐life are processed in the ‘waste  industry.’ This ‘waste’ may be recycled (particularly bulk metals, paper, glass and some plastics), may  be re‐used to save the energy required for recycling, or may be discarded to landfills or incinerated  (which can lead to further emissions on one hand and energy recovery on the other hand).      9 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.2   New developments in extractive mineral industries, manufacturing  industries and services  World production trends of mineral extractive industries, manufacturing, and services, have grown  steadily in the last 40 decades (Figure 10.3). However, service sector share in the world GDP  increased from 50% in 1970 to 70% in 2010; while the industry world GDP share decreased from  38.2 to 26.9% (World Bank, 2013).   Figure 10.3. World’s growth of main minerals and manufacturing products (1970=1). Sources: (WSA, 2012a; FAO, 2013; Kelly and Matos, 2013). Concerning extractive industries for metallic minerals, from 2005 to 2012 annual mining production  of iron ore, gold, silver, and copper increased by 10%, 1%, 2%, and 2% respectively (Kelly and Matos,  2013). Most of the countries in Africa, Latin America, and the transition economies produce more  than they use; whereas use is being driven mainly by consumption in China, India, and developed  countries (UNCTAD, 2008)1. Extractive industries of rare earths are gaining importance because of  their various uses in high‐tech industry (Moldoveanu and Papangelakis, 2012). New mitigation  technologies, such as hybrid and electric vehicles (EVs), electricity storage and renewable  technologies, increase the demand for certain minerals, such as lithium, gallium, and phosphates  (Bebbington and Bury, 2009). Concerns over depletion of these minerals have been raised, but  important research on extraction methods as well as increasing recycling rates are leading to  increasing reserve estimates for these materials (Graedel et al., 2011; Resnick Institute, 2011;  Moldoveanu and Papangelakis, 2012; Eckelman et al., 2012). China accounts for 97% of global rare  earth extraction (130 Mt in 2010) (Kelly and Matos, 2013).  Regarding manufacturing production, the annual global production growth rate of steel, cement,  ammonia, aluminium, and paper—the most energy‐intensive industries—ranged from 2% to 6%  between 2005 and 2012 (Table 10.1). Many trends are responsible for this development (e.g.,  urbanization significantly triggered demand on construction materials). Over the last decades, as a                                                                For example, in 2008, China imported 50% of the world’s total iron ore exports and produced about 50% of  the world’s pig iron (Kelly and Matos, 2013). India demanded 35% of world´s total gold production in 2011  (WGC, 2011), and the United States consumes 33% of world´s total silver production in 2011 (Kelly and Matos,  2013).  1     10 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  general trend, the world has witnessed decreasing industrial activity in developed countries with a  major downturn in industrial production due to the economic recession in 2009 (Kelly and Matos,  2013). There is continued increase in industrial activity and trade of some developing countries. The  increase in manufacturing production and consumption has occurred mostly in Asia. China is the  largest producer of the main industrial outputs. In many middle‐income countries industrialization  has stagnated, and in general Africa and Least Developed Countries (LDCs) have remained  marginalized (UNIDO, 2009; WSA, 2012a). In 2012, 1.5 billion tonnes of steel (212 kg/cap) were  manufactured; 46% was produced and consumed in mainland China (522 kg/cap). China also  dominates global cement production, producing 2.2 billion tonnes (1,561 kg/cap) in 2012, followed  by India with only 250 Mt (202 kg/cap) (Kelly and Matos, 2013; UNDESA, 2013). More subsector  specific trends are in Section 10.4.   Table 10.1: Total production of energy-intensive industrial goods for the World Top-5 Producers of Each Commodity: 2005, 2012, and Average Annual Growth Rate (AAGR) (FAO, 2013; Kelly and Matos, 2013) Commodity/Country  2005  2012  AAGR (Mt)  (Mt)  Iron ore  World  China  Australia  Brazil  India  Russia     Cement  World  China  India  U.S.  Brazil  Iran     Ammonia  World  China  India  Russia  U.S.   Trinidad & Tobago     1540  3000  420  1300  262  280  140  97       2310  3400  1040  2150  145  101  37  33       121.0  137.0  37.8  44.0  10.8  12.0  10.0  10.0  8.0  4.2  9.5  5.5  250  74  70  65        2% 2% 2% 0% 2% 4% 525  375  245     10% 18% 10% 4% 8% Commodity/ Country 2005  (Mt)  2012  (Mt)     1500  720  108  91  76  76    AAGR Steel World China Japan U.S. India Russia    1130  349  113  95  46  66  4% 11% ‐1% ‐1% 8% 2% 100  0.4%       6% 11% 8% ‐4% 10% 10% Aluminium World China Russia Canada U.S. Australia 31.9  7.8  3.7  2.9  2.5  1.9     44.9  19.0  4.2  2.7  2.0  1.9    5% 14% 2% ‐1% ‐3% 0% Paper World China U.S. Japan Germany Indonesia 364.7  60.4  83.7  31.0  21.7  7.2     401.1  106.3  75.5  26.0  22.6  11.5  1% 8% ‐1% ‐2% 1% 7%       11 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Globally large‐scale production dominates energy‐intensive industries; however small‐ and medium‐ sized enterprises are very important in many developing countries. This brings additional challenges  for mitigation efforts (Worrell et al., 2009; Roy, 2010; Ghosh and Roy, 2011).   Another important change in the world´s industrial output over the last decades has been the rise in  the proportion of international trade. Manufactured products are not only traded, but the  production process is increasingly broken down into tasks that are themselves outsourced and/or  traded; i.e., production is becoming less vertically integrated. In addition to other drivers such as  population growth, urbanization, and income increase, the rise in the proportion of trade has been  driving production increase for certain countries (Fisher‐Vanden et al., 2004; Liu and Ang, 2007;  Reddy and Ray, 2010; OECD, 2011). The economic recession of 2009 reduced industrial production  worldwide because of consumption reduction, low optimism in credit market, and a decline in world  trade (Nissanke, 2009). More discussion on GHG emissions embodied in trade is presented in  Chapter 14. Similar to industry, the service sector is heterogeneous and has significant proportion of  small and medium sized enterprises. The service sector covers heterogeneous economic activities  such as public administration, finance, education, trade, hotels, restaurants, and health. Activity  growth in developing countries and structural shift with rising income is driving service sector  growth (Fisher‐Vanden et al., 2004; Liu and Ang, 2007; Reddy and Ray, 2010; OECD, 2011). OECD  countries are shifting from manufacturing towards service‐oriented economies (Sun, 1998; Schäfer,  2005; US EIA, 2010), however, this is also true for some non‐OECD countries. For example, India has  almost 64%–66% (World Bank, 2013) of GDP contribution from service sector.   10.3   New developments in emission trends and drivers  Global industry and waste/wastewater GHG emissions grew from 10.42 GtCO2eq in 1990 to 12.98  GtCO2eq in 2005 to 15.51 GtCO2eq in 2010. These emissions are larger than the emissions from  either the buildings or transport end‐use sectors and represent just over 30% of global GHG  emissions in 2010 (just over 40% if AFOLU emissions are not included). These total emissions are  comprised of:       Direct energy‐related CO2 emissions for industry2   Indirect CO2 emissions from production of electricity and heat for industry3   Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG emissions  Direct emissions for waste/wastewater   Figure 10.4 shows global industry and waste/wastewater direct and indirect GHG emissions by  source from 1970 to 2010. Table 10.2 shows final and primary energy4 and GHG emissions for  industry by emission type (direct energy‐related, indirect from electricity and heat production,  process CO2, and non‐CO2), and for waste/wastewater for five world regions and the world total.5  Figure 10.5 shows global industry and waste/wastewater direct and indirect GHG emissions by  region from 1970 to 2010. This regional breakdown shows that:                                                               2 3  This also includes CO2 emissions from non‐energy uses of fossil fuels.   The methodology for calculating indirect CO2 emissions is based on de la Rue du Can and Price (2008) and  described in Annex II, A.II.5.   4 5   See Glossary in Annex I for definition of primary energy.   The IEA also recently published CO2 emissions with electricity and heat allocated to end‐use sectors (IEA,  2012a). However, the methodology used in this report differs slightly from the IEA approach as explained in  Annex II, A.II.5      12 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Over half (52%) of global GHG emissions from industry and waste/wastewater are from the  ASIA region, followed by OECD‐1990 (25%), EIT (9.4%), MAF (7.6%), and LAM (5.7%).  Between 2005 and 2010, GHG emissions from industry grew at an average annual rate of  3.5% globally, comprised of 7.0% average annual growth in the ASIA region, followed by  MAF (4.4%), LAM (2.0%), and the EIT countries (0.1%), but declined in the OECD‐1990  countries (‐1.1%).  Regional trends are further discussed in Chapter 5, Section 5.2.1.      13 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Table 10.3 provides 2010 direct and indirect GHG emissions by source and gas. 2010 direct and  indirect emissions were dominated by CO2 (85.1%), followed by methane (CH4) (8.6%),  hydrofluorocarbons (HFC) (3.5%), nitrous oxide (N2O) (2.0%), Perfluorocarbons (PFC) (0.5%) and  sulphur hexafluoride (SF6) (0.4%) emissions.  Figure 10.4. Total global industry and waste/wastewater direct and indirect GHG emissions by source, 1970–2010 (GtCO2eq) (de la Rue du Can and Price, 2008; IEA, 2012a; JRC/PBL, 2012). See also Annex II.9, Annex II.5. Note: For statistical reasons ‘Cement production’ only covers process CO2 emissions (i.e., emissions from cement-forming reactions); energy-related direct emissions from cement production are included in ‘other industries’ CO2 emissions.     14 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Figure 10.5. Total global industry and waste/wastewater direct and indirect GHG emissions by region, 1970–2010 (GtCO2eq) (de la Rue du Can and Price, 2008; IEA, 2012a; JRC/PBL, 2012). See also Annex II.9, Annex II.5.     15 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Table 10.2: Industrial final energy (EJ), industrial primary energy (EJ), and GHG emissions (GtCO2eq) by emission type (direct energy-related, indirect from electricity and heat production, process CO2, and non-CO2), and waste/wastewater for five world regions and the world total (IEA, 2012a; b; c; JRC/PBL, 2012). For definitions of regions see Annex II (Metrics and Methodology).         Direct (energy‐related)  Indirect (electricity +  heat)  Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG  emissions  Waste/wastewater  Total  Direct (energy‐related)  Indirect (electricity +  heat)  Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG  emissions  Waste/wastewater  Total  Direct (energy‐related)  Indirect (electricity +  heat)  Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG  emissions  Waste/wastewater  Total  Direct (energy‐related)  Indirect (electricity +  heat)  Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG  emissions  Waste/wastewater  Total  Direct (energy‐related)  Indirect (electricity +  heat)  Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG  emissions  Waste/wastewater  Total  Direct (energy‐related)  Indirect (electricity +  heat)  Process CO2 emissions  Non‐CO2 GHG  emissions  Waste/wastewater  Total  Final Energy (EJ)  1990  2005  20.89  42.83              2010  56.8          56.8  13.68          13.68  9.45          9.45  11.43          11.43  42.45        Primary Energy (EJ)  1990  20.89  5.25        26.14  21.98  6.84        28.82  5.85  0.97        6.82  5.59  1.12        6.71  40.93  11.25      2005  42.83  15.11        57.93  13.47  4.1        17.56  8.64  1.67        10.31  8.91  1.99        10.9  45.63  10.92      2010  56.8  24.38        81.17  13.68  3.42        17.1  9.45  1.93        11.38  11.43  2.58        14.01  42.45  9.71      GHG Emissions  (GtCO2eq)  1990  2005  2010  1.21  2.08  2.92  0.65  0.31  0.05  0.35  2.57  0.79  1.09  0.32  0.11  0.12  2.38  0.19  0.08  0.08  0.03  0.1  0.48  0.22  0.14  0.08  0.02  0.10  0.56  1.55  1.31  0.57  0.35  2.14  0.83  0.25  0.54  5.84  0.41  0.59  0.23  0.12  0.13  1.42  0.26  0.15  0.11  0.03  0.14  0.68  0.3  0.24  0.15  0.02  0.16  0.86  1.36  1.37  0.56  0.35  0.4  4.04  4.41  4.48  1.87  0.77  1.37  12.85  3.08  1.49  0.27  0.60  8.36  0.45  0.51  0.23  0.12  0.15  1.4  0.28  0.17  0.13  0.03  0.14  0.75  0.37  0.29  0.21  0.02  0.17  1.07  1.24  1.19  0.52  0.44  0.39  3.79  5.27  5.25  2.59  0.89  1.45  15.38  ASIA      20.89  42.83  21.98  13.47              EIT      21.98  13.47  5.85  8.64          5.85  5.59                8.64  8.91        LAM  MAF      5.59  8.91  40.93  45.63              OECD‐ 1990          40.93  45.63  42.45  52.18  95.25  119.47  133.81  95.25  0      0      0      25.42          0.5  56.55  52.16  4.28  119.47  133.81  3.96  33.78      42.01      3.27  1.36  0.55  World              1.17  95.25  119.47  133.81  120.67  153.25  175.82  10.26  Note: Includes energy and non-energy use. Non-energy use covers those fuels that are used as raw materials in the different sectors and are not consumed as a fuel or transformed into another fuel. Also includes construction.     16 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Table 10.3: Industry and waste/wastewater direct and indirect GHG emissions by source and gas, 2010 (in MtCO2eq) (IEA, 2012a; JRC/PBL, 2012). Source  Gas  2010  Emissions  (MtCO2eq)  2,127 18.87 8.77 52.45 4.27 1,159 206.9 139.71 11.86 4.91 1,352.35 5,246.79 Source Gas 2010 Emissions  (MtCO2eq)  627.34 32.50 11.05  666.75 108.04 3,222.24 40.59 15.96 9.06 20.48 332.38 24.33 Ferrous and non  ferrous metals  CO2  CH4  SF6  PFC  N2O  CO2  HFC  N2O  SF6  CH4  CO2  CO2  Landfill, Waste  Incineration and  Others  Wastewater  treatment  CH4 CO2 N2 O CH4 N2 O CO2 SF6 N2 O CH4 PFC HFC N2 O Chemicals  Other industries  Cement*  Indirect (electricity +  heat)  Gas  Indirect   Gas Carbon dioxide  Methane  Hydrofluorocarbons  CO2  CH4  HFC  2010  Emissions  (MtCO2eq)  13,139 1,326.93 539.28  2010 Emissions  (MtCO2eq)  N2 O PFC SF6 303.35 72.93 61.21  Nitrous oxide Perfluorocarbons Sulphur  hexafluoride  Carbon Dioxide Equivalent (total of all gasses) CO2eq 15,443 Note: *CO2 emissions from cement-forming reactions only; cement energy-related direct emissions are included in ‘other industries’ CO2 emissions. 10.3.1    Industrial CO2 Emissions  As shown in Table 10.3, industrial CO2 emissions were 13.21 GtCO2 in 2010. These emissions were  comprised of 5.27 GtCO2 direct energy‐related emissions, 5.25 GtCO2 indirect emissions from  electricity and heat production, 2.59 GtCO2 from process CO2 emissions and 0.03 GtCO2 from  waste/wastewater. Process CO2 emissions are comprised of process‐related emissions of 1.352  GtCO2 from cement production,6 0.477 GtCO2 from production of chemicals, 0.242 GtCO2 from lime  production, 0.134 GtCO2 from coke ovens, 0.074 GtCO2 from non‐ferrous metals production, 0.072  GtCO2 from iron and steel production, 0.061 GtCO2 from ferroalloy production, 0.060 GtCO2 from  limestone and dolomite use, 0.049 GtCO2 from solvent and other product use, 0.042 GtCO2 from  production of other minerals and 0.024 GtCO2 from non‐energy use of lubricants/waxes (JRC/PBL,  2012). Total industrial CO2 values include emissions from mining and quarrying, from manufacturing,  and from construction.   Energy‐intensive processes in the mining sector include excavation, mine operation, material  transfer, mineral preparation, and separation. Energy consumption for mining7 and quarrying, which  is included in ‘other industries’ in Figure 10.4, represents about 2.7% of worldwide industrial energy  use, varying regionally, and a significant share of national industrial energy use in Botswana and  Namibia (around 80%), Chile (over 50%), Canada (30%), Zimbabwe (18.6%), Mongolia (16.5%), and  South Africa (almost 15%) in 2010 (IEA, 2012b; c).                                                                6 7  Another source, Boden et al., 2013, indicates that cement process CO2 emissions in 2010 were 1.65 GtCO2.   Discussion of extraction of energy carriers (e.g., coal, oil, and natural gas) takes place in Chapter 7.      17 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Manufacturing is a subset of industry that includes production of all products (e.g., steel, cement,  machinery, textiles) except for energy products, and does not include energy used for construction.  Manufacturing is responsible for about 98% of total direct CO2 emissions from the industrial sector  (IEA, 2012b; c). Most manufacturing CO2 emissions arise due to chemical reactions and fossil fuel  combustion largely used to provide the intense heat that is often required to bring about the  physical and chemical transformations that convert raw materials into industrial products. These  industries, which include production of chemicals and petrochemicals, iron and steel, cement, pulp  and paper, and aluminium, usually account for most of the sector’s energy consumption in many  countries. In India, the share of energy use by energy‐intensive manufacturing industries in total  manufacturing energy consumption is 62% (INCCA, 2010), while it is about 80% in China (NBS, 2012).  Overall reductions in industrial energy use/manufacturing value‐added were found to be greatest in  developing economies during 1995–2008. Low‐income developing economies had the highest  industrial energy intensity values while developed economies had the lowest. Reductions in intensity  were realized through technological changes (e.g., changes in product mix, adoption of energy‐ efficient technologies, etc.) and structural change in the share of energy‐intensive industries in the  economy. During 1995–2008, developing economies had greater reductions in energy intensity while  developed economies had greater reductions through structural change (UNIDO, 2011).  The share of non‐energy use of fossil fuels (e.g., the use of fossil fuels as a chemical industry  feedstock, of refinery and coke oven products, and of solid carbon for the production of metals and  inorganic chemicals) in total manufacturing final energy use has grown from 20% in 2000 to 24% in  2009 (IEA, 2012b; c). Fossil fuels used as raw materials/feedstocks in the chemical industry may  result in CO2 emissions at the end of their life‐span in the disposal phase if they are not recovered or  recycled (Patel et al., 2005). These emissions need be accounted for in the waste disposal sector's  emissions, although data on waste imports/exports and ultimate disposition are not consistently  compiled or reliable (Masanet and Sathaye, 2009). Subsector specific details are also in Section 10.4.   Trade is an important factor that influences production choice decisions and hence CO2 emissions at  the country level. Emission inventories based on consumption rather than production reflect the fact  that products produced and exported for consumption in developed countries are an important  contributing factor of the emission increase for certain countries such as China, particularly since  2000 (Ahmad and Wyckoff, 2003; Wang and Watson, 2007; Peters and Hertwich, 2008; Weber et al.,  2008). Chapter 14 provides an in‐depth discussion and review of the literature related to trade,  embodied emissions, and consumption‐based emissions inventories.  10.3.2    Industrial Non‐CO2 GHG Emissions  Table 10.4 provides emissions of non‐CO2 gases for some key industrial processes (JRC/PBL, 2012).  N2O emissions from adipic acid and nitric acid production and PFC emissions from aluminium  production decreased while emissions from HFC‐23 from HCFC‐22 production increased from 0.075  GtCO2eq in 1990 to 0.207 GtCO2eq in 2010. In the period from 1990–2010, fluorinated gases (F‐ gases) and N2O were the most important non‐CO2 GHG emissions in manufacturing industry. Most of  the F‐gases arise from the emissions from different processes including the production of aluminium  and HCFC‐22 and the manufacturing of flat panel displays, magnesium, photovoltaics, and  semiconductors. The rest of the F‐gases correspond mostly to HFCs that are used in refrigeration  equipment used in industrial processes. Most of the N2O emissions from the industrial sector are  contributed by the chemical industry, particularly from the production of nitric and adipic acids (EPA,  2012a).        18 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Table 10.4: Emissions of non-CO2 GHGs for key industrial processes (JRC/PBL, 2012)8 Emissions (MtCO2eq) Process HFC-23 from HCFC-22 production ODS substitutes (Industrial process refrigeration)9 PFC, SF6, NF3 from flat panel display manufacturing N2O from adipic acid and nitric acid production PFCs and SF6 from photovoltaic manufacturing PFCs from aluminium production SF6 from manufacturing of electrical equipment HFCs, PFCs, SF6 and NF3 from semiconductor manufacturing SF6 from magnesium manufacturing CH4 and N2O from other industrial processes 1990 75 0 0 232 0 107 12 7 12 3 2005 194 13 4 153 0 70 7 21 9 5 2010 207 21 6 104 1 52 10 17 8 6   A summary of the issues and trends that concern developing countries and Least Developed  Countries (LDCs) in this chapter is found in Box 10.1.  Box 10.1. Issues regarding Developing and Least Developed Countries (LDCs) Reductions in energy intensity (measured as final energy use per industrial GDP) from 1995 to 2008  were larger in developing economies than in developed economies (UNIDO, 2011). The shift from  energy‐intensive industries towards high‐tech sectors (structural change) was the main driving force  in developed economies, while the energy intensity reductions in large developing economies such  as China, India, and Mexico and transition economies such as Azerbaijan and Ukraine were related to  technological changes (Reddy and Ray, 2010; Price et al., 2011; UNIDO, 2011; Sheinbaum‐Pardo et  al., 2012; Roy et al., 2013). Brazil is a special case were industrial energy intensity increased (UNIDO,  2011; Sheinbaum et al., 2011). The potential for industrial energy efficiency is still very important for  developing countries (see Sections 10.4 and 10.7), and possible industrialization development opens  the opportunity for the installation of new plants with highly efficient energy and material  technologies and processes (UNIDO, 2011).  Other strategies for mitigation in developing countries such as emissions efficiency (e.g., fuel  switching) depend on the fuel mix and availability for each country. Product‐service efficiency (e.g.,  using products more intensively) and reducing overall demand for product services must be  accounted differently depending on the country’s income and development levels. Demand  reduction strategies are more relevant for developed countries because of higher levels of  consumption. However, some strategies for material efficiency such as manufacturing lighter  products (e.g., cars) and modal shifts in the transport sector that reduce energy consumption in  industry can have an important role in future energy demand (see Chapter 8.4.2.2).                                                                Note: the data from US EPA (EPA, 2012a) show emissions of roughly the same magnitude, but differ in total  amounts per source as well as the growth trends. The differences are significant in some particular sources like  HFC‐23 from HCFC‐22 production, PFCs from aluminium production and N2O from adipic acid and nitric acid  production.   9 8  ODS substitutes values from (EPA, 2012a).      19 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  LDCs have to be treated separately because of their small manufacturing production base. The share  of manufacturing value added (MVA) in the GDP of LDCs in 2011 was 9.7% (7.2% Africa LDCs; Asia  and the Pacific LDCs 13.3% and no data for Haiti), while it was 21.8% in developing countries and  16.5% in developed countries. The LDCs’ contribution to world MVA represented only 0.46% in 2010  (UNIDO, 2011; UN, 2013).  In most LDCs, the share of extractive industries has increased (in many cases with important  economic, social, and environmental problems (Maconachie and Hilson, 2013), while that of  manufacturing either decreased in importance or stagnated, with the exceptions of Tanzania and  Ethiopia where their relative share of agriculture decreased while manufacturing, services, and  mining increased (UNCTAD, 2011; UN, 2013).   Developed and developing countries are changing their industrial structure, from low technology to  medium and high technology products (level of technology in production process), but LDCs remain  highly concentrated in low technology products. The share of low technology products in the years  1995 and 2009 in LDCs MVA was 68% and 71%, while in developing countries it was 38% and 30%  and in developed countries 33% and 21%, respectively (UNIDO, 2011).  Among other development strategies, two alternative possible scenarios could be envisaged for the  industrial sector in LDCs: (1) continuing with the present situation of concentration in labour  intensive and resource intensive industries or (2) moving towards an increase in the production  share of higher technology products (following the trend in developing countries). The future  evolution of the industrial sector will be successful only if the technologies adopted are consistent  with the resource endowments of LDCs. However, the heterogeneity of LDCs circumstances needs to  be taken into account when analyzing major trends in the evolution of the group. A report prepared  by the United Nations Framework Convention on Climate Change (UNFCCC) Secretariat summarizes  the findings of 70 Technology Needs Assessments (TNA) submitted, including 24 from LDCs.  Regarding the relationship between low carbon and sustainable development, the relevant  technologies for most of the LDCs are related to poverty and hunger eradication, avoiding the loss of  resources, time and capital. Almost 80% of LDCs considered the industrial structure in their TNA,  evidencing that they consider this sector as a key element in their development strategies. The  technologies identified in the Industrial sector and the proportion of countries selecting them are:  fuel switching (42%), energy efficiency (35%), mining (30%), high efficiency motors (25%), and  cement production (25%) (UNFCCC SBASTA, 2009).   A low carbon development strategy facilitated by access to financial resources, technology transfer,  technologies, and capacity building would contribute to make the deployment of national mitigation  efforts politically viable. As adaptation is the priority in almost all LDCs, industrial development  strategies and mitigation actions look for synergies with national adaptation strategies.  10.4   Mitigation technology options, practices and behavioural aspects   Figure 10.2, and its associated identity, define six options for climate change mitigation in industry.    Energy efficiency (E/M): Energy is used in industry to drive chemical reactions, to create heat,  and to perform mechanical work. The required chemical reactions are subject to thermodynamic  limits. The history of industrial energy efficiency is one of innovating to create ‘best available  technologies’ and implementing these technologies at scale to define a reference ‘best practice  technology’, and investing and controlling installed equipment to raise ‘average performance’  nearer to ‘best practice’ (Dasgupta et al., 2012).  Energy efficiency has been an important strategy for industry for various reasons for a long time.  Over the last four decades there has been continued improvement in energy efficiency in  energy‐intensive industries and ‘best available technologies’ are increasingly approaching  technical limits. However, many options for energy efficiency improvement remain and there is      20 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  still significant potential to reduce the gap between actual energy use and the best practice in  many industries and in most countries. For all, but particularly for less energy intensive  industries, there are still many energy efficiency options both for process and system‐wide  technologies and measures. Several detailed analyses related to particular sectors estimate the  technical potential of energy efficiency measures in industry to be around the range of up to  25% (Schäfer, 2005; Allwood et al., 2010; UNIDO, 2011; Saygin et al., 2011b; Gutowski et al.,  2013). Through innovation, additional reductions of approximately up to 20% in energy intensity  may potentially be realized before approaching technological limits in some energy‐intensive  industries (Allwood et al., 2010).  In industry, energy efficiency opportunities are found within sector‐specific processes as well as  in systems such as steam systems, process heating systems (furnaces and boilers), and electric  motor systems (e.g., pumps, fans, air compressor, refrigerators, material handling). As a class of  technology, electronic control systems help to optimize performance of motors, compressors,  steam combustion, heating, etc. and improve plant efficiency cost‐effectively with both energy  savings and emissions benefits, especially for Small and Medium Enterprises (SMEs) (Masanet,  2010).  Opportunities to improve heat management include better heat exchange between hot and cold  gases and fluids, improved insulation, capture and use of heat in hot products, and use of  exhaust heat for electricity generation or as an input to lower temperature processes (US DoE,  2004a, 2008). However, the value of these options is in many cases limited by the low  temperature of ‘waste heat’ —industrial heat exchangers generally require a temperature  difference of ~200°C—and the difficulty of exchanging heat out of solid materials. Recycling can also help to reduce energy demand, as it can be a strategy to create material with  less energy. Recycling is already widely applied for bulk metals (steel, aluminium, and copper in  particular), paper, and glass and leads to an energy saving when producing new material from  old avoids the need for further energy intensive chemical reactions. Plastics recycling rates in  Europe are currently around 25% (Plastics Europe, 2012) due to the wide variety of compositions  in common use in small products, and glass recycling saves little energy as the reaction energy is  small compared to that needed for melting (Sardeshpande et al., 2007). Recycling is applied  when it is cost effective, but in many cases leads to lower quality materials, is constrained by  lack of supply because collection rates while high for some materials (particularly steel) are not  100%, and because with growing global demand for material, available supply of scrap lags total  demand. Cement cannot be recycled, although concrete can be crushed and down‐cycled into  aggregates or engineering fill. However, although this saves on aggregate production, it may  lead to increased emissions, due to energy used in concrete crushing and refinement and  because more cement is required to achieve target properties (Dosho, 2008).    Emissions efficiency (G/E): In 2008, 42% of industrial energy supply was from coal and oil with  20% from gas, and the remainder from electricity and direct use of renewable energy sources.  These shares are forecast to change to 30% and 24% respectively by 2035 (IEA, 2011a) resulting  in lower emissions per unit of energy, as discussed in Chapter 7. Switching to natural gas also  favours more efficient use of energy in industrial combined heat and power (CHP) installations  (IEA, 2008, 2009a) For several renewable sources of energy, CHP (IEA, 2011b) offers useful load  balancing opportunities if coupled with low‐grade heat storage; this issue is discussed further in  Section 7.5.1. The use of wastes and biomass in the energy industry is currently limited, but  forecast to grow (IEA, 2009b). The cement industry incinerates (with due care for e.g.,  dioxins/furans) municipal solid waste and sewage sludge in kilns, providing ~17% of the thermal  energy required by European Union (EU) cement production in 2004 (IEA ETSAP, 2010). The  European paper industry reports that over 50% of its energy supply is from biomass (CEPI, 2012).  If electricity generation is decarbonized, greater electrification, for example appropriate use of  heat pumps instead of boilers (IEA, 2009b; HPTCJ, 2010), could also reduce emissions. Solar  21 of 112           Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  thermal energy for drying, washing, and evaporation may also be developed further (IEA, 2009c)  although to date this has not been implemented widely (Sims et al., 2011).   The International Energy Agency (IEA) forecasts that a large part of emission reduction in  industry will occur by Carbon dioxide capture and storage (CCS) (up to 30% in 2050) (IEA, 2009c).  Carbon dioxide capture and storage is largely discussed in Chapter 7. In gas processing  (Kuramochi et al., 2012a) and parts of the chemical industry (ammonia production without  downstream use of CO2), there might be early opportunities for application of CCS as the CO2 in  vented gas is already highly concentrated (up to 85%), compared to cement or steel (up to 30%).  Industrial utilization of CO2 was assessed in the IPCC Special Report on Carbon Dioxide Capture  and Storage (SRCCS) (Mazzotti et al., 2005) and it was found that potential industrial use of CO2  was rather small and the storage time of CO2 in industrial products often short. Therefore  industrial uses of CO2 are unlikely to contribute to a great extent to climate change mitigation.  However, currently CO2 use is subject of various industrial RD&DD projects (Research and  Development, Demonstration and Diffusion).   In terms of non‐CO2‐emissions from industry, HFC‐23 emissions, which arise in HCFC‐22  production, can be reduced by process optimization and by thermal destruction. N2O emissions  from adipic and nitric acid production have decreased almost by half between 1990 and 2010  (EPA, 2012a) due to the implementation of thermal destruction and secondary catalysts.  Hydrofluorocarbons used as refrigerants can be replaced by alternatives (e.g., ammonia,  hydrofluoro‐olefins, HC, CO2). Replacement is also an appropriate measure to reduce HFC  emissions from foams (use of alternative blowing agents) or solvent uses. Emission reduction (in  the case of refrigerants) is possible by leak repair, refrigerant recovery and recycling, and proper  disposal. Emissions of PFCs, SF6 and nitrogen trifluoride (NF3) are growing rapidly due to flat  panel display manufacturing. Ninety‐eight percent of these emissions are in China (EPA, 2012a)  and can be countered by fuelled combustion, plasma, and catalytic technologies.   Material efficiency in production (M/P): Material efficiency—delivering services with less new  material—is a significant opportunity for industrial emissions abatement, that has had relatively  little attention to date (Allwood et al., 2012). Two key strategies would significantly improve  material efficiency in manufacturing existing products:    Reducing yield losses in materials production, manufacturing, and construction.  Approximately one‐tenth of all paper, a quarter of all steel, and a half of all aluminium  produced each year is scrapped (mainly in downstream manufacturing) and internally  recycled – see Figure 10.2. This could be reduced by process innovations and new  approaches to design (Milford et al., 2011).  Re‐using old material. A detailed study (Allwood et al., 2012, chap. 15) Chapter 15) on re‐use  of structural steel in construction concluded that there are no insurmountable technical  barriers to re‐use, that there is a profit opportunity, and that the potential supply is growing.     Material efficiency in product design (M/P). Although new steels and production techniques  have allowed relative light‐weighting of cars, in practice cars continue to become heavier as they  are larger and have more features. However, many products could be one‐third lighter without  loss of performance in use (Carruth et al., 2011) if design and production were optimized. At  present, the high costs of labour relative to materials and other barriers inhibit this opportunity,  except in industries such as aerospace where the cost of design and manufacture for lightness is  paid back through reduced fuel use. Substitution of one material by another is often technically  possible (Ashby, 2009), but options for material substitution as an abatement strategy are  limited: global steel and cement production exceeds 200 and 380 (kg/cap)/yr respectively, and  no other materials capable of delivering the same functions are available in comparable  quantities; epoxy based composite materials and magnesium alloys have significantly higher  embodied energy than steel or aluminium (Ashby, 2009) (although for vehicles this may be  22 of 112           Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  worthwhile if it allows significant savings in energy during use); wood is kiln dried, so in effect is  energy intensive (Puettmann and Wilson, 2005); and blast furnace slag and fly ash from coal‐ fired power stations can substitute to some extent for cement clinker.    Using products more intensively (P/S). Products, such as food, that are intended to be  consumed in use are in many cases used inefficiently, and estimates show that up to one‐third of  all food in developed countries is wasted (Gustavsonn et al., 2011). This indicates the  opportunity for behaviour change to reduce significantly the demand for industrial production of  what currently become waste without any service provision. In contrast to these consumable  products, most durable goods are owned in order to deliver a ‘product service’ rather than for  their own sake, so potentially the same level of service could be delivered with fewer products.  Using products for longer could reduce demand for replacement goods, and hence reduce  industrial emissions (Allwood et al., 2012). New business models could foster dematerialization  and more intense use of products. The ambition of the ‘sustainable consumption’ agenda and  policies (see Section 10.11 and Chapter 3) aims towards this goal, although evidence of its  application in practice remains scarce.   Reducing overall demand for product services (S) (see Box 10.2). Industrial emissions would be  reduced if overall demand for product services were reduced (Kainuma et al., 2013) – if the  population chose to travel less (e.g., through more domestic tourism or telecommuting), heat or  cool buildings only to the degree required, or reduce unnecessary consumption or products.  Clear evidence that, beyond some threshold of development, populations do not become  ‘happier’ (as reflected in a wide range of socio‐economic measures) with increasing wealth,  suggests that reduced overall consumption might not be harmful in developed economies  (Layard, 2011; Roy and Pal, 2009; GEA, 2012), and a literature questioning the ultimate policy  target of GDP growth is growing, albeit without clear prescriptions about implementation  (Jackson, 2011).     Box 10.2. Service demand reduction and mitigation opportunities in industry sector: Besides technological mitigation measures, an additional mitigation option (see Figure 10.2.) for the  industry sector involves the end uses of industrial products that provide services to consumers (e.g.,  diet, mobility, shelter, clothing, amenities, health care and services, hygiene). Assessment of the  mitigation potential associated with this option is nascent, however, and important knowledge gaps  exist (for a more general review of sustainable consumption and production (SCP) policies, see  Section 10.11.3 and 4.4.3). The nature of the linkage between service demand and the demand for  industrial products is different and shown here through two examples representing both a direct and  an indirect link:    clothing demand, which is linked directly to the textile industry products (strong link)  tourism demand, which is linked directly to mobility and shelter demand but also indirectly to  industrial materials demand (weak link)  Clothing demand: Even in developed economies, consumers appear to have no absolute limit to  their demand for clothing, and if prices fall, will continue to purchase more garments: during the  period 2000–2005, the advent of ‘fast fashion’ in the UK led to a drop in prices, but an increase in  sales equivalent to one third more garments per year per person with consequent increases in  material production and hence industrial emissions (Allwood et al., 2008). This growth in demand  relates to ‘fashion’, ‘conspicuous consumption’ (Roy and Pal, 2009) rather than ‘need’, and has  triggered a wave of interest in concepts like ‘sustainable lifestyle/fashion’. While much of this  interest is related to marketing new fabrics linked to environmental claims, authors such as Fletcher  (2008) have examined the possibility that ‘commodity’ clothing, which can be discarded easily,      23 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  would be used for longer and valued more, if given personal meaning by some shared activity or  association.  Tourism demand: GHG emissions triggered by tourism significantly contribute to global  anthropogenic CO2 emissions. Estimates show a range between 3.9% to 6% of global emissions, with  a best estimate of 4.9% (UNWTO et al., 2008). Worldwide, three quarters (75%) of tourism‐related  emissions are generated by transport and just over 20% by accommodation (UNWTO et al., 2008). A  minority of travellers (frequent travellers using the plane over long distances) (Gössling et al., 2009)  are responsible for the greater share of these emissions (Gössling et al., 2005; TEC and DEEE, 2008;  de Bruijn et al., 2010) (see Sections 8.1.2 and 8.2.1).  Mitigation options for tourism (Gössling, 2010; Becken and Hay, 2012) include technical,  behavioural, and organizational aspects. Many mitigation options and potentials are the same as  those identified in the transport and buildings chapters (see Chapters 8 and 9). However, the  demand reduction of direct tourism related products delivered by the industry in addition to  products for buildings and other infrastructure e.g., snow‐lifts and associated accessories, artificial  snow, etc. can also impact the industry sector as they determine product and material demand of  the sector. Thus, the industry sector has only limited influence on emissions from tourism (via  reduction of the embodied emissions), but is affected by decisions in mitigation measures in  tourism. For example, a sustainable lifestyle resulting in a lower demand for transportation can  reduce demand for steel to manufacture cars and contribute to lessen emissions in the industry  sector.   A business‐as‐usual (BAU) scenario (UNWTO et al., 2008) projects emissions from tourism to grow by  130% from 2005 to 2035 globally; notably the emissions of air transport and accommodation will  triple. Two alternative scenarios show that the contribution of technology is limited in terms of  achievable mitigation potentials and that even when combining technological and behavioural  potentials, no significant reduction can be achieved in 2035 compared to 2005. Insufficient  technological mitigation potential and the need for drastic changes in the forms of tourism (e.g.,  reduction in long haul travel (UNWTO et al., 2008)), in the place of tourism (Gössling et al., 2010;  Peeters and Landré, 2011) and in the uses of leisure time, implying changes in lifestyles (Ceron and  Dubois, 2005; Dubois et al., 2011) are the limiting factors.   Several studies show that for some countries (e.g., the UK) an unrestricted growth of tourism would  consume the whole carbon budget compatible with the +2°C target by 2050 (Bows et al., 2009; Scott  et al., 2010). However, some authors also point out that by reducing demand in some small  subsectors of tourism (e.g., long haul, cruises) effective emission reductions may be reached with a  minimum of damage to the sector (Peeters and Dubois, 2010).  Tourism is an example of human activity where the discussion of mitigation is not only technology‐ driven, but strongly correlated with lifestyles. For many other activities, the question is how certain  mitigation goals would result in consequences for the activity level with indirect implications for  industry sector emissions.   In the rest of this section, the application of these six strategies, where it exists, is reviewed for the  major emitting industrial sectors.  10.4.1    Iron and Steel   Steel continues to dominate global metal production, with total crude steel production of around  1490 Mt in 2011. In 2011, China produced 46% of the world's steel. Other significant producers  include the EU‐27 (12%), the United States (8%), Japan (7%), India (5%) and Russia (5%) (WSA,  2012b). Seventy percent (70%) of all steel is made from pig iron produced by reducing iron oxide in a  blast furnace using coke or coal before reduction in an oxygen blown converter (WSA, 2011). Steel is  also made from scrap (23%) or from iron oxide reduced in solid state (direct reduced iron, 7%)      24 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  melted in electric‐arc furnaces before refining. The specific energy intensity of steel production  varies by technology and region. Global steel sector emissions were estimated to be 2.6 GtCO2 in  2006, including direct and indirect emissions (IEA, 2009c; Oda et al., 2012a).   Energy efficiency. The steel industry is pursuing: improved heat and energy recovery from process  gases, products and waste streams; improved fuel delivery through pulverized coal injection;  improved furnace designs and process controls; and reduced number of temperature cycles through  better process coupling such as in Endless Strip Production (ESP) (Arvedi et al., 2008) and use of  various energy efficiency technologies  (Worrell et al., 2010; Xu et al., 2011a)including coke dry  quenching and top pressure recovery turbines (LBNL and AISI, 2010). Efforts to promote energy  efficiency and to reduce the production of hazardous wastes are the subject of both international  guidelines on environmental monitoring (International Finance Corporation, 2007) and regional  benchmarks on best practice techniques (EC, 2012a).   Emissions efficiency: The coal and coke used in conventional iron‐making is emissions intensive;  switching to gas‐based direct reduced iron (DRI) and oil and natural gas injection has been used,  where economic and practicable. However, DRI production currently occurs at smaller scale than  large blast furnaces (Cullen et al., 2012), and any emissions benefit depends on the emissions  associated with increased electricity use for the required electronic arc furnace (EAF) process.  Charcoal, another coke substitute, is currently used for iron‐making, notably in Brazil (Taibi et al.;  Henriques Jr. et al., 2010), and processing to improve charcoal’s mechanical properties is another  substitute under development, although extensive land area is required to produce wood for  charcoal. Other substitutions include use of ferro‐coke as a reductant (Takeda et al., 2011) and the  use of biomass and waste plastics to displace coal (IEA, 2009c). The Ultra‐Low CO2 Steelmaking  (ULCOS) programme has identified four production routes for further development: top‐gas  recycling applied to blast furnaces, HIsarna (a smelt reduction technology), advanced direct  reduction, and electrolysis. The first three of these routes would require CCS (discussion of the costs,  risks, deployment barriers and policy aspects of CCS can be found Sections 7.8.2, 7.9, 7.10, and 7.12),  and the fourth would reduce emissions only if powered by low carbon electricity. Hydrogen fuel  might reduce emissions if a cost effective emissions free source of hydrogen were available at scale,  but at present this is not the case. Hydrogen reduction is being investigated in the United States.  (Pinegar et al., 2011) and in Japan as Course 50 (Matsumiya, 2011). Course 50 aims to reduce CO2  emissions by approximately 30% by 2050 through capture, separation and recovery. Molten oxide  electrolysis (Wang et al., 2011) could reduce emissions if a low or CO2‐free electricity source was  available. However this technology is only at the very early stages of development and identifying a  suitable anode material has proved difficult.   Material efficiency: Material efficiency offers significant potential for emissions reductions in the  iron and steel sector (Allwood et al., 2010) and cost savings (Roy et al., 2013). Milford et al. (2011)  examined the impact of yield losses along the steel supply chain and found that 26% of global liquid  steel is lost as process scrap, so its elimination could have reduced sectoral CO2 emissions by 16% in  2008. Cooper et al. (2012) estimate that nearly 30% of all steel produced in 2008 could be re‐used in  future. However, in many economies steel is relatively cheap in comparison to labour, and this  difference is amplified by tax policy, so economic logic currently drives a preference for material  inefficiency to reduce labour costs (Skelton and Allwood, 2013b).  Reduced product and service demand: Commercial buildings in developed economies are currently  built with up to twice the steel required by safety codes, and are typically replaced after around 30– 60 years (Michaelis and Jackson, 2000; Hatayama et al., 2010; Pauliuk et al., 2012). The same service  (e.g., office space provision) could be achieved with one quarter of the steel, if safety codes were  met accurately and buildings replaced not as frequently, but after 80 years. Similarly, there is a  strong correlation between vehicle fuel consumption and vehicle mass. For example, in the UK, 4‐ or  5‐seater cars are used for around 4 hours per week by 1.6 people (DfT, 2011), so a move towards  smaller, lighter fuel efficient vehicles (FEVs), used for more hours per week by more people could      25 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  lead to a four‐fold or more reduction in steel requirements, while providing a similar mobility  service. There is a well‐known tradeoff between the emissions embodied in producing goods and  those generated during use, so product life extension strategies should account for different  anticipated rates of improvement in embodied and use‐phase emissions (Skelton and Allwood,  2013a).  10.4.2    Cement   Emissions in cement production arise from fuel combustion (to heat limestone, clay, and sand to  1450°C) and from the calcination reaction. Fuel emissions (0.8 GtCO2 (IEA, 2009d) around 40% of the  total) can be reduced through improvements in energy efficiency and fuel switching while process  emissions (the calcination reaction, ~50% of the total) are unavoidable, so can be reduced through  reduced demand, including through improved material efficiency. The remaining 10% of CO2  emissions arise from grinding and transport (Bosoaga et al., 2009).  Energy efficiency. Estimates of theoretical minimum primary energy consumption for thermal (fuel)  energy use ranges between 1.6 and 1.85 GJ/t (Locher, 2006). For large new dry kilns, the ‘best  possible’ energy efficiency is 2.7 GJ/t clinker with electricity consumption of 80 kWh/t clinker or  lower (Muller and Harnish, 2008). ‘International best practice’ final energy ranges from 1.8 to 2.1 to  2.9 GJ/t cement and primary energy ranges from 2.15 to 2.5 to 3.4 GJ/t cement for production of  blast furnace slag, fly ash, and Portland cement, respectively (Worrell et al., 2008b). Klee et al.  (2011) shows that CO2 emissions intensities have declined in most regions of the world, with a 2009  global average intensity (excluding emissions from the use of alternative fuels) of 633 kg CO2 per  tonne of cementitious product, a decline of 6% since 2005 and 16% since 1990. Many options still  exist to improve the energy efficiency of cement manufacturing (Muller and Harnish, 2008; Worrell  et al., 2008a; Worrell and Galitsky, 2008; APP, 2010).   Emissions efficiency and fuel switching: The majority of cement kilns burn coal (IEA/WBCSD, 2009),  but fossil or biomass wastes can also be burned. While these alternatives have a lower CO2 intensity  depending on their exact composition (Sathaye et al., 2011) and can result in reduced overall CO2  emissions from the cement industry (CEMBUREAU, 2009), their use can also increase overall energy  use per tonne of clinker produced if the fuels require pre‐treatment such as drying (Hand, 2007).  Waste fuels have been used in cement production for the past 20 years in Europe, Japan, the United  States, and Canada (GTZ/Holcim, 2006; Genon and Brizio, 2008); The Netherlands and Switzerland  use 83% and 48% waste, respectively, as a cement fuel (WBCSD, 2005). It is important that wastes  are burned in accordance with strict environmental guidelines as emissions resulting from such  wastes can cause adverse environmental impacts such as extremely high concentrations of  particulates in ambient air, ground‐level ozone, acid rain, and water quality deterioration  (Karstensen, 2007; EPA, 201210).   Cement kilns can be fitted to harvest CO2, which could then be stored, but this has yet to be piloted  and “commercial‐scale CCS in the cement industry is still far from deployment” (Naranjo et al.,  2011). CCS potential in the cement sector has been investigated in several recent studies: IEAGHG,  2008; Barker et al., 2009; Croezen and Korteland, 2010; Bosoaga et al., 2009. A number of emerging  technologies aim to reduce emissions and energy use in cement production (Hasanbeigi et al.,  2012b), but there are regulatory, supply chain, product confidence and technical barriers to be  overcome before such technologies (such as geopolymer cement) could be widely adopted (Van  Deventer et al., 2012).  Material efficiency: Almost all cement is used in concrete to construct buildings and infrastructure  (van Oss and Padovani, 2002). For concrete, which is formed by mixing cement, water, sand, and  aggregates, two applicable material efficiency strategies are: using less cement initially and reusing                                                               10  See: http://www2.epa.gov/enforcement/cement‐manufacturing‐enforcement‐initiative      26 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  concrete components at end of first product life (distinct from down‐cycling of concrete into  aggregate which is widely applied). Less cement can be used by placing concrete only where  necessary, for example Orr et al. (2010) use curved fabric moulds to reduce concrete mass by 40%  compared with a standard, prismatic shape. By using higher‐strength concrete, less material is  needed; CO2 savings of 40% have been reported on specific projects using ‘ultra‐high‐strength’  concretes (Muller and Harnish, 2008). Portland cement comprises 95% clinker and 5% gypsum, but  cement can be produced with lower ratios of clinker through use of additives such as blast furnace  slag, fly ash from power plants, limestone, and natural or artificial pozzolans. The weighted average  clinker‐to‐cement ratio for the companies participating in the WBCSD GNR project was 76% in 2009  (WBCSD, 2011). In China, this ratio was 63% in 2010 (NDRC, 2011a). In India the ratio is 80% but  computer optimization is improving this (India Planning Commission, 2007). Reusing continuous  concrete elements is difficult because it requires elements to be broken up but remain undamaged.  Concrete blocks can be reused, as masonry blocks and bricks are reused already, but to date there is  little published literature in this area.   Reduced product and service demand: Cement, in concrete, is used in the construction of buildings  and infrastructure. Reducing demand for these products can be achieved by extending their  lifespans or using them more intensely. Buildings and infrastructure have lifetimes less than 80 years  —less than 40 years in East Asia—(Hatayama et al., 2010), however their core structural elements  (those that drive demand for concrete) could last over 200 years if well maintained. Reduced  demand for building and infrastructure services could be achieved by human settlement design,  increasing the number of people living and working in each building, or decreasing per‐capita  demand for utilities (water, electricity, waste), but has as yet had little attention.  10.4.3    Chemicals (Plastics/Fertilizers/Others)   The chemicals industry produces a wide range of different products on scales ranging over several  orders of magnitude. This results in methodological and data collection challenges, in contrast to  other sectors such as iron and steel or cement (Saygin et al., 2011a). However, emissions in this  sector are dominated by a relatively small number of key outputs: ethylene, ammonia, nitric acid,  adipic acid and caprolactam used in producing plastics, fertilizer, and synthetic fibres. Emissions arise  both from the use of energy in production and from the venting of by‐products from the chemical  processes. The synthesis of chlorine in chlor‐alkali electrolysis is responsible for about 40% of the  electricity demand of the chemical industry.  Energy efficiency: Steam cracking for the production of light olefins, such as ethylene and propylene,  is the most energy consuming process in the chemical industry, and the pyrolysis section of steam  cracking consumes about 65% of the total process energy (Ren et al., 2006). Upgrading all steam  cracking plants to best practice technology could reduce energy intensity by 23% (Saygin et al.,  2011a; b) with a further 12% saving possible with best available technology. Switching to a biomass‐ based route to avoid steam cracking could reduce CO2 intensity (Ren and Patel, 2009) but at the cost  of higher energy use, and with high land‐use requirements. Fertilizer production accounts for around  1.2% of world energy consumption (IFA, 2009), mostly to produce ammonia (NH3). 22% energy  savings are possible (Saygin et al., 2011b) by upgrading all plants to best practice technology. Nitrous  oxide (N2O) is emitted during production of adipic and nitric acids. By 2020 annual emissions from  these industries are estimated to be 125 MtCO2eq (EPA, 2012a). Many options exist to reduce  emissions, depending on plant operating conditions (Reimer et al., 2000). A broad survey of options  in the petrochemicals industry is given by Neelis et al. (2008). Plastics recycling saves energy, but to  produce a high value recycled material, a relatively pure waste stream is required: impurities greatly  degrade the properties of the recycled material. Some plastics can be produced from mixed waste  streams, but generally have a lower value than virgin material. A theoretical estimate suggest that  increasing use of combined heat and power plants in the chemical and petrochemical sector from      27 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  current levels of 10 to 25% up to 100% would result in energy savings up to 2 EJ for the activity level  in 2006 (IEA, 2009e).  Emissions efficiency: There are limited opportunities for innovation in the current process of  ammonia production via the Haber‐Bosch process (Erisman et al., 2008). Possible improvements  relate to the introduction of new N2O emission reduction technologies in nitric acid production such  as high‐temperature catalytic N2O decomposition (Melián‐Cabrera et al., 2004) which has been  shown to reduce N2O emissions by up to 70–90% (BIS Production Partner, 2012; Yara, 2012). While  implementation of this technology has been largely completed in regions pursuing carbon emission  reduction (e.g., the EU through the Emissions Trading Scheme (ETS) or China and other developing  countries through Clean Development Mechanism (CDM), the implementation of this technology still  offers large mitigation potential in other regions like the former Soviet Union and the United States  (Kollmus and Lazarus, 2010). Fuel switching can also lead to significant emission reductions and  energy savings. For example, natural gas based ammonia production results in 36% emission  reductions compared to naphtha, 47% compared to fuel oil and 58% compared to coal. The total  potential mitigation arising from this fuel switching would amount to 27 MtCO2eq /year GHG  emissions savings (IFA, 2009).   Material efficiency: Many of the material efficiency measures identified above can be applied to the  use of plastics, but this has had little attention to date, although Hekkert et al. (2000) anticipate a  potential 51% saving in emissions associated with the use of plastic packaging in the Netherlands  from application of a number of material efficiency strategies. More efficient use of fertilizer gives  benefits both in reduced direct emissions of N2O from the fertilizer itself and from reduced fertilizer  production (Smith et al., 2008).   10.4.4    Pulp and Paper   Global paper production has increased steadily during the last three decades (except for a minor  production decline associated with the 2008 financial crisis) (FAO, 2013), with global demand  expansion currently driven by developing nations. Fuel and energy use are the main sources of GHG  emissions during the forestry, pulping, and manufacturing stages of paper production.  Energy efficiency: A broad range of energy efficiency technologies are available for this sector,  reviewed by Kramer et al. (2009), and Laurijssen et al. (2012). Over half the energy used in paper  making is to create heat for drying paper after it has been laid and Laurijssen et al. (2010) estimate  that this could be reduced by ~32% by the use of additives, an increased dew point, and improved  heat recovery. Energy savings may also be obtained from emerging technologies (Jacobs and IPST,  2006; Worrell et al., 2008b; Kong et al., 2012) such as black liquor gasification, which uses the by‐ product of the chemical pulping process to increase the energy efficiency of pulp and paper mills  (Naqvi et al., 2010). With commercial maturity expected within the next decade (Eriksson and  Harvey, 2004), black liquor gasification can be used as a waste‐to‐energy method with the potential  to achieve higher overall energy efficiency (38% for electricity generation) than the conventional  recovery boiler (9–14% efficiency) while generating an energy‐rich syngas from the liquor (Naqvi et  al., 2010). The syngas can also be utilized as a feedstock for production of renewable motor fuels  such as bio‐methanol, dimethyl ether, and FT‐diesel or hydrogen (Pettersson and Harvey, 2012).  Gasification combined cycle systems have potential disadvantages (Kramer et al., 2009), including  high energy investments to concentrate sufficient black liquor solids and higher lime kiln and  causticizer loads compared to Tomlinson systems. Paper recycling generally saves energy and may  reduce emissions (although electricity in some primary paper making is derived from biomass  powered CHP plants) and rates can be increased (Laurijssen et al., 2010b). Paper recycling is also  important as competition for biomass will increase with population growth and increased use of  biomass for fuel.      28 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Emissions efficiency: Direct CO2 emissions from European pulp and paper production reduced from  0.57 to 0.34 ktCO2 per kt of paper between 1990 and 2011, while indirect emissions reduced from  0.21 to 0.09 ktCO2 per kt of paper (CEPI, 2012). Combined heat and power (CHP) accounted for 95%  of total on‐site electricity produced by EU paper makers in 2011, compared to 88% in 1990 (CEPI,  2012), so has little further potential in Europe, but may offer opportunities globally. The global pulp  and paper industry usually has ready access to biomass resources and it generates approximately a  third of its own energy needs from biomass (IEA, 2009c), 53% in the EU (CEPI, 2012). Paper recycling  can have a positive impact on energy intensity and CO2 emissions over the total lifecycle of paper  production (Miner, 2010; Laurijssen et al., 2010). Recycling rates in Europe and North America  reached 70% and 67% in 2011, respectively11 (CEPI, 2012), leaving a small range for improvement  when considering the limit of 81% estimated by (CEPI, 2006). In Europe, the share of recovered  paper used in paper manufacturing has increased from roughly 33% in 1991 to around 44% in 2009  (CEPI, 2012). The emissions consequences of forestry associated with paper production are  discussed in Chapter 11.  Material efficiency: Higher material efficiency could be achieved through increased use of duplex  printing, print on demand, improved recycling yields and the manufacturing of lighter paper.  Recycling yields could be improved by the design of easy to remove inks and adhesives and less  harmful de‐inking chemicals; paper weights for newspapers and office paper could be reduced from  45 and 80 g/m2 to 42 and 70 g/m2 respectively and might lead to a 37% saving in papers used for  current service levels (Van den Reek, 1999; Hekkert et al., 2002).   Reduced demand: Opportunities to reduce demand for paper products in the future include printing  on demand, removing print to allow paper re‐use (Leal‐Ayala et al., 2012), and substituting e‐readers  for paper. The latter has been the subject of substantial academic research (e.g., Gard and Keoleian,  2002; Reichart and Hischier, 2003) although the substitution of electronic media for paper has mixed  environmental outcomes, with no clear statistics yet on whether such media reduces paper demand,  or whether it leads to a net reduction in emissions.  10.4.5    Non‐Ferrous (Aluminium/others)   Annual production of non‐ferrous metals is small compared to steel, and is dominated by aluminium,  with 56 Mt made globally in 2009, of which 18 Mt was through secondary (recycled) production.  Production is expected to rise to 97 Mt by 2020 (IAI, 2009). Magnesium is also significant, but with  global primary production of only 653 Kt in 2009 (IMA, 2009) is dwarfed by aluminium.  Energy efficiency: Aluminium production is particularly associated with high electricity demand.  Indirect (electricity‐related) emissions account for over 80% of total GHG emissions in aluminium  production. The sector accounts for 3.5% of global electricity consumption (IEA 2008) and energy  accounts for nearly 40% of aluminium production costs.   Aluminium can be made from raw materials (bauxite) or through recycling. Best practice primary  aluminium production—from alumina production through ingot casting—consumes 174 GJ/t  primary energy (accounting for electricity production, transmission, distribution losses) and 70.6 GJ/t  final energy (Worrell et al., 2008b). Best practice for electrolysis—which consumes roughly 85% of  the energy used for production of primary aluminium—is about 47 GJ/t final energy while the  theoretical energy requirement is 22 GJ/t final energy (BCS Inc., 2007). Best practice for recycled  aluminium production is 7.6 GJ/t primary energy and 2.5 GJ/t final energy (Worrell et al., 2008b),  although in reality, recycling uses much more energy due to pre‐processing of scrap, ‘sweetening’  with virgin aluminium and downstream processing after casting. The U.S. aluminium industry  consumes almost three times the theoretical minimum energy level (BCS Inc., 2007). The options for                                                                American Forest and Paper Association, Paper Recycles ‐ Statistics ‐ Paper & Paperboard Recovery  http://www.paperrecycles.org/statistics/paper‐paperboard‐recovery.   11     29 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  new process development in aluminium production—multipolar electrolysis cells, inert anodes and  carbothermic reactions—have not yet reached commercial scale (IEA, 2012d). The IEA estimates that  application of best available technology can reduce energy use for aluminium production by about  10% compared with current levels (IEA, 2012d).   At present, post‐consumer scrap makes up only 20% of total aluminium recycling (Cullen and  Allwood, 2013), which is dominated by internal ‘home’ or ‘new’ scrap (see Figure 10.2.). As per  capita stock levels saturate in the 21st century, there could be a shift from primary to secondary  aluminium production (Liu et al., 2012a) if recycling rates can be increased, and the accumulation of  different alloying elements in the scrap stream can be controlled. These challenges will require  improved end of life management and even new technologies for separating the different alloys (Liu  et al., 2012a).  Emissions efficiency: Data on emissions intensities for a range of non‐ferrous metals are given by  (Sjardin, 2003). The aluminium industry alone contributed 3% of CO2 emissions from industry in 2006  (Allwood et al., 2010). In addition to CO2 emissions resulting from electrode and reductant use, the  production of non‐ferrous metals can result in the emission of high‐global warming potential (GWP)  GHGs, for example PFCs (such as CF4) in aluminium or SF6 in magnesium. PFCs result from carbon in  the anode and fluorine in the cryolite. The reaction can be minimized by controlling the process to  prevent a drop in alumina concentrations, which triggers the process12.   Material efficiency: For aluminium, there are significant carbon abatement opportunities in the area  of material efficiency and demand reduction. From liquid aluminium to final product, the yield in  forming and fabrication is only 59%, which could be improved by near‐net shape casting and  blanking and stamping process innovation (Milford et al., 2011). For chip scrap produced from  machining operations (in aluminium, for example (Tekkaya et al., 2009) or magnesium (Wu et al.,  2010)) extrusion, processes are being developed to bond scrap in the solid state to form a relatively  high quality product potentially offering energy savings of up to 95% compared to re‐melting.  Aluminium building components (window frames, curtain walls, and cladding) could be reused when  a building is demolished (Cooper and Allwood, 2012) and more modular product designs would  allow longer product lives and an overall reduction in demand for new materials (Cooper et al.,  2012).  10.4.6    Food Processing  The food industry as discussed in this chapter includes all processing beyond the farm gate, while  everything before is in the agriculture industry and discussed in Chapter 11. In the developed world,  the emissions released beyond the farm gate are approximately equal to those released before.  Garnett (2011) suggests that provision of human food drives around 17.7 GtCO2eq in total.  Energy efficiency: The three largest uses of energy in the food industry in the United States are  animal slaughtering and processing, wet corn milling, fruit and vegetable preservation, accounting  for 19%, 15%, and 14% of total use, respectively (US EIA, 2009). Increased use of heat exchanger  networks or heat pumps (Fritzson and Berntsson, 2006; Sakamoto et al., 2011), combined heat and  power, mechanical dewatering compared to rotary drying (Masanet et al., 2008), and thermal and  mechanical vapour recompression in evaporation further enhanced by use of reverse osmosis can  deliver energy use efficiency. Many of these technologies could also be used in cooking and drying in  other parts of the food industry. Savings in energy for refrigeration could be made with better  insulation and reduced ventilation in fridges and freezers. Dairy processing is also among the most  energy‐ and carbon‐intensive activities within the global food production industry, with estimated  annual emissions of over 128 MtCO2 (Xu and Flapper, 2009, 2011). Within dairy processing, cheese                                                               http://www.aluminum.org/Content/NavigationMenu/TheIndustry/Environment/ReducingPFCEmissionsinthe AluminumIndustry/default.htm.  12     30 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  production is the most energy intensive sector (Xu et al., 2009). Ramirez and Block (2006) report that  EU dairy operations, having improved in the 1980s and 1990s, are now reaching a plateau of energy  intensity, but Brush et al. (2011) provide a survey of best practice opportunities for energy efficiency  in dairy operations.  Emissions efficiency: The most cost effective reduction in CO2 emissions from food production is by  switching from heavy fuel oil to natural gas. Other ways of improving emissions efficiency involve  using lower‐emission modes of transport (Garnett, 2011). In transporting food, there is a tradeoff  between local sourcing and producing the food in areas where there are other environmental  benefits (Sim et al., 2007; Edwards‐Jones et al., 2008). Landfill emissions associated with food waste  could be reduced by use of anaerobic digestion processes (Woods et al., 2010).   Demand reduction: Overall demand for food could be reduced without sacrificing well‐being (GEA,  2012). Up to one‐third of food produced for human consumption is wasted in either in the  production/retailing stage, or by consumers ((Gunders, 2012) estimates 40% waste in the United  States). Gustavsonn et al. (2011) suggest that, in developed countries, consumer behaviour could be  changed, and ‘best‐before‐dates’ reviewed. Increasing cooling demand, the globalization of the food  system with corresponding transport distances, and the growing importance of processed  convenience food are also important drivers (GEA, 2012). Globally, approximately 1.5 billion out of 5  billion people over the age of 20 are overweight and 500 million are obese (Beddington et al., 2011).  Demand for high‐emission food such as meat and dairy products could be replaced by demand for  other, lower‐emission foods. Meat and dairy products contribute to half of the emissions from food  (when the emissions from the up‐stream processes are included) according to Garnett (2009), while  Stehfest et al. (2009) puts the figure at 18% of global GHG emissions, and Wirsenius (2003) estimates  that two‐thirds of food‐related phytomass is consumed by animals, which provide just 13% of the  gross energy of human diets. Furthermore, demand is set to double by 2050, as developing nations  grow wealthier and eat more meat and dairy foods (Stehfest et al., 2009; Garnett, 2009). In order to  maintain a constant total demand for meat and dairy, Garnet (2009) suggests that by 2050 average  per capita consumption should be around 25 kg meat and 50 litres of milk per week, which is around  four times less than current averages in developed economies.  10.4.7    Textiles and Leather  In 2009, textiles and leather manufacturing consumed 2.15 EJ final energy globally. Global  consumption is dominated by Asia, which was responsible for 65% of total world energy use for  textiles and leather manufacturing in 2009. In the United States, about 45% of the final energy used  for textile mills is natural gas, about 35% is net electricity (site), and 14% coal (US EIA, 2009). In  China, final energy consumption for textiles production is dominated by coal (39%) and site  electricity (38%) (NBS, 2012). In the US textile industry, motor driven systems and steam systems  dominate energy end uses. Around 36% of the energy input to the US textile industry is lost onsite,  with motor driven systems responsible for 13%, followed by energy distribution and boiler losses of  8% and 7%, respectively (US DoE, 2004b).   Energy and emissions efficiency: Numerous energy efficiency technologies and measures exist that  are applicable to the textile industry (CIPEC, 2007; Hasanbeigi and Price, 2012). For Taiwan, Province  of China, Hong et al. (2010) report energy savings of about 1% in textile industry following the  adoption of energy‐saving measures in 303 firms (less than 10% of the total number of local textile  firms in 2005) (Chen Chiu, 2009). In India, CO2 emissions reductions of at least 13% were calculated  based on implementation of operations and maintenance improvements, fuel switching, and  adoption of five energy‐efficient technologies (Velavan et al., 2009).  Demand reduction: see Box 10.2.       31 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.4.8    Mining  Energy efficiency: The energy requirements of mining are dominated by grinding (comminution) and  the use of diesel‐powered material handling equipment (US DoE, 2007; Haque and Norgate, 2013).  The major area of energy usage—up to 40% of the total—is in electricity for commination (Smith,  2012). Underground mining requires more energy than surface mining due to greater requirements  for hauling, ventilation, water pumping, and other operations (US DoE, 2007). Strategies for GHG  mitigation are diverse. An overall scheme to reduce energy consumption is the implementation of  strategies that upgrade the ore body concentration before crushing and grinding, through resource  characterization by geo‐metallurgical data and methods (Bye, 2005, 2007, 2011; CRC ORE, 2011;  Smith, 2012). Selective blast design, combined with ore sorting and gangue rejection, significantly  improve the grade of ore being fed to the crusher and grinding mill, by as much as 2.5 fold, this leads  to large reductions of energy usage compared to business‐as‐usual (CRC ORE, 2011; Smith, 2012).   There is also a significant potential to save energy in comminution through the following options:  more crushing, less grinding, using more energy efficient crushing technologies, removing minerals  and gangue from the crushing stage, optimizing the particle size feed for grinding mills from crushing  mills, selecting target product size(s) at each stage of the circuit, using advanced flexible  comminution circuits, using more efficient grinding equipment, and by improving the design of new  comminution equipment (Smith, 2012).  Other important energy savings opportunities are in the following areas: a) separation processes –  mixers, agitators and froth flotation cells, b) drying and dewatering in mineral processing, c)  materials movement, d) air ventilation and conditioning opportunities, e) processing site energy  demand management and waste heat recovery options, f) technology specific for lighting, motors,  pumps and fans and air compressor systems, and g) improvement in energy efficiency of product  transport from mine site to port (Rathmann, 2007; Raaz and Mentges, 2009; Daniel et al., 2010;  Norgate and Haque, 2010; DRET, 2011; Smith, 2012).   Recycling represents an important source of world’s metal supply and it can be increased as a means  of waste reduction (see Section 10.14) energy saving in metals production. In recent years, around  36% of world’s gold supply was from recycled scrap (WGC, 2011), 25% of silver (SI and GFMS, 2013),  and 35 % of copper (ICSG, 2012).  Emissions efficiency: Substitution of onsite fossil fuel electricity generators with renewable energy is  an important mitigation strategy. Cost effectiveness depends on the characteristics of each site  (Evans & Peck, 2011; Smith, 2012).  Material efficiency: In the extraction of metal ores, one of the greatest challenges for energy  efficiency enhancement is that of recovery ratio, which refers to the percentage of valuable ore  within the total mine material. Lower grades inevitably require greater amounts of material to be  moved per unit of product. The recovery ratio for metals averages about 4.5% (US DoE, 2007). The  ‘grade’ of recyclable materials is often greater than the one of ores being currently mined; for this  reason, advancing recycling for mineral commodities would bring improvements in the overall  energy efficiency (IIED, 2002).  10.5   Infrastructure and systemic perspectives  Improved understanding of interactions among different industries, and between industry and other  economic sectors, is becoming more important in a mitigation and sustainable development context.  Strategies adopted in other sectors may lead to increased (or decreased) emissions from the  industry sector. Collaborative activities within and across the sector may enhance the outcome of  climate change mitigation. Initiatives to adopt a system‐wide view face a barrier as currently  practiced system boundaries often pose a challenge. A systemic approach can be at different levels,  namely, at the micro‐level (within a single company, such as process integration and cleaner      32 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  production), the meso‐level (between three or more companies, such as eco‐industrial parks) and  the macro‐level (cross‐sectoral cooperation, such as urban symbiosis or regional eco‐industrial  network). Systemic collaborative activities can reduce the total consumption of materials and energy  and can contribute to the reduction of GHG emissions. The rest of this section focuses mainly on the  meso‐ and macro‐levels as micro‐level options have already been covered in Section 10.4.  10.5.1    Industrial clusters and parks (meso‐level)  Small and medium enterprises (SMEs) often suffer not only from difficulties arising due to their size  and lack of access to information, but also from being isolated while in operation (Sengenberger and  Pyke, 1992). Clustering of SMEs usually in the form of industrial parks can facilitate growth and  competitiveness (Schmitz, 1995). In terms of implementation of mitigation options, SMEs in  clusters/parks can benefit from by‐products exchange (including waste heat) and infrastructure  sharing, as well as joint purchase (e.g., of energy efficient technologies). Cooperation in eco‐ industrial parks (EIPs) reduces the cumulative environmental impact of the whole industrial park  (Geng and Doberstein, 2008). Such an initiative reduces the total consumption of virgin materials  and final waste and improves the efficiency of companies and their competitiveness. Since the  extraction and transformation of virgin materials is usually energy intensive, EIP efforts can abate  industrial GHG emissions. For example, in order to encourage target‐oriented cooperation, Chinese  ‘eco‐industrial park standards’ contain quantitative indicators for material reduction and recycling,  as well as pollution control (Geng et al., 2009). Two pioneering eco‐industrial parks in China achieved  over 80% solid waste reuse ratio and over 82% industrial water reuse ratio during 2002–2005 (Geng  et al., 2008). The Japanese eco‐town project in Kawasaki achieved substitution of 513,000 tonnes of  raw material, resulting in the avoidance of 1% of the current total landfill in Japan during 1997–2006  (van Berkel et al., 2009).  In order to encourage industrial symbiosis13 at the industrial cluster level, different kinds of technical  infrastructure (e.g., pipelines) as well as non‐technical infrastructure (e.g., information exchange  platforms) are necessary so that both material and energy use can be optimized (Côté and Hall,  1995). Although additional investment for infrastructure building is unavoidable, such an investment  can bring both economic and environmental benefits. In India there have been several instances  where the government has taken proactive approaches to provide land and infrastructure, access to  water, non‐conventional (MSW‐based) power to private sector industries such as chemicals, textile,  paper, pharmaceutical companies, cement operating in clusters (IBEF, 2013). A case study in the  Tianjin Economic Development Area in northern China indicates that the application of an integrated  water optimization model (e.g., reuse of treated wastewater by other firms) can reduce the total  water related costs by 10.4%, fresh water consumption by 16.9% and wastewater discharge by  45.6% (Geng et al., 2007). As an additional consequence, due to the strong energy‐water nexus,  energy use and release of GHG emissions related to fresh water provision or wastewater treatment  can be reduced.  10.5.2    Cross‐sectoral cooperation (macro level)  Besides inter‐industry cooperation, opportunities arise from the geographic proximity of urban and  industrial areas, leading to transfer of urban refuse as a resource to industrial applications, and vice  versa (Geng et al., 2010a). For instance, the cement industry can accept as their inputs not only  virgin materials such as limestone and coal, but also various wastes/industrial by‐products (see  Section 10.4), thus contributing up to 15–20% CO2 emission reduction (Morimoto et al., 2006;  Hashimoto et al., 2010). In Northern Europe (e.g., Sweden, Finland, and Denmark), for example, both  exhaust heat from industries and heat generated from burning municipal wastes are supplied to                                                                Note that industrial symbiosis is further covered in Chapter 4 (Sustainable Development and Equity), Section  4.4.3.3  13     33 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  local municipal users through district heating (Holmgren and Gebremedhin, 2004). Industrial waste  can also be used to reduce conventional fuel demand in other sectors. For example, the European  bio‐DME project14 aims to supply heavy‐duty trucks and industry with dimethyl‐ether fuel made  from black liquor produced by the pulp industry. However, careful design of regional recycling  networks has to be undertaken because different types of waste have different characteristics and  optimal collection and recycling boundaries and therefore need different infrastructure support  (Chen et al., 2012).   The reuse of materials recovered from urban infrastructures can reduce the demand for primary  products (e.g., ore) and thus contribute to climate change mitigation in extractive industries  (Klinglmair and Fellner, 2010). So far, reuse of specific materials is only partly established and  potential for future urban mining is growing as urban stock of materials still increases. While in the  2011 fiscal year in Japan only 5.79 Mt of steel scrap came from the building sector, 13.6 Mt were  consumed by the building sector. In total, urban stock of steel is estimated to be 1.33 Gt in Japan  where the total annual crude steel production was 0.106 Gt (NSSMC, 2013).   10.5.3    Cross‐sectoral implications of mitigation efforts  Currently much attention is focused on improving energy efficiency within the industry sector (Yeo  and Gabbai, 2011). However, many mitigation strategies adopted in other sectors significantly affect  activities of the industrial sector and industry‐related GHG emissions. For example, consumer  preference for lightweight cars can incentivize material substitution for car manufacturing (e.g.,  potential lightweight materials: see Chapter 8), growing demand for rechargeable vehicle batteries  (see Chapter 8) and the demand for new materials (e.g., innovative building structures or thermal  insulation for buildings: see Chapter 9; high‐temperature steel demand by power plants: see Chapter  7). These materials or products consume energy at the time of manufacturing, so changes outside  the industry sector that lead to changes in demand for energy‐saving products within the industry  sector can be observed over a long period of time (ICCA, 2009). Thus, for a careful assessment of  mitigation options, a lifecycle perspective is needed so that a holistic emission picture (including  embodied emissions) can be presented. For instance, the increase in GHG emissions from increased  aluminium production could under specific circumstances be larger than the GHG savings from  vehicle weight reduction (Geyer, 2008). Kim et al. (2010)have, however, indicated that in about two  decades, closed‐loop recycling can significantly reduce the impacts of aluminium‐intensive vehicles.   Increasing demand on end‐use related mitigation technologies could contribute to potential material  shortages. Moss et al. (2011) examined market and political risks for 14 metals that are used in  significant quantities in the technologies of the EU’s Strategic Energy Technology Plan (SET Plan) so  that metal requirements and associated bottlenecks in green technologies, such as electric vehicles,  low‐carbon lighting, electricity storage and fuel cells and hydrogen, can be recognized.  Following a systemic perspective enables the identification of unexpected outcomes and even  potential conflicts between different targets when implementing mitigation options. For example,  the quality of many recycled metals is maintained solely through the addition of pure primary  materials (Verhoef et al., 2004), thus perpetuating the use of these materials and creating a  challenge for the set up of closed loop recycling (e.g., automotive aluminium, (Kim et al., 2011)).  Additionally, due to product retention (the period of use) and growing demand, secondary materials  needed for recycling are limited.                                                                Production of DME from biomass and utilization of fuel for transport and industrial use. Project website at:  http://www.biodme.eu.  14     34 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.6   Climate change feedback and interaction with adaptation   There is currently a distinct lack of knowledge on how climate change feedbacks may impact  mitigation options and potentials as well as costs in industry15.  Insights into potential synergy effects (how adaptation options could reduce emissions in industry)  or tradeoffs (how adaptation options could lead to additional emissions in industry) are also lacking.  However, it can be expected that many adaptation options will generate additional industrial  product demand and will lead to additional emissions in the sector. Improving flood defence, for  example, in response to sea level rise may lead to a growing demand for materials for embankment  and similar infrastructure. Manufacturers of textile products, machinery for agriculture or  construction, and heating/cooling equipment may be affected by changing product requirements in  both number and quality due to climate change. There is as yet no comprehensive assessment of  these effects, nor any estimate on market effects resulting from changes in demand for products.   10.7   Costs and potentials  The six main categories of mitigation options discussed in Section 10.4 for manufacturing industries  can deliver GHG emission reduction benefits at varying levels and at varying costs over varying time  periods across subsectors and countries. There is not much comparable, comprehensive, detailed  quantitative information and literature on costs and potentials associated with each of the  mitigation options. Available mitigation potential assessments (e.g., UNIDO, 2011; IEA, 2012d) are  not always supplemented by cost estimates. Also, available cost estimates (e.g.,  McKinsey&Company, 2009; Akashi et al., 2011) are not always comparable across studies due to  differences in the treatment of costs and energy price estimates across regions. There are many  mitigation potential assessments for individual industries (examples are included in Section 10.4)  with varying time horizons; some studies report the mitigation potential of energy efficiency  measures with associated initial investment costs which do not account for the full life time energy  cost savings benefits of investments, while other studies report marginal abatement costs based on  selected technological options. Many sector‐ or system‐specific mitigation potential studies use the  concept of cost of conserved energy (CCE) that accounts for annualized initial investment costs,  operation and maintenance (O&M) costs, and energy savings using either social or private discount  rates (Hasanbeigi et al., 2010b). Those mitigation options with a CCE below the unit cost of energy  are referred to as ‘cost‐effective’. Some studies (e.g., McKinsey&Company, 2009) identify ‘negative  abatement costs’ by including the energy cost savings in the abatement cost calculation.   The sections below provide an assessment of option‐specific potential and associated cost estimates  using information available in the literature (including underlying databases used by some of such  studies) and expert judgement (see Annex III, Technology‐specific cost and performance parameters)  and distinguish mitigation of CO2 and non‐CO2 emissions. Generally, the assessment of costs is  relatively more uncertain but some indicative results convey information about the wide cost range  (costs per tonne of CO2 reduction) within which various options can deliver GHG reduction benefit.  The inclusion of additional multiple benefits of mitigation measures might change the cost‐ effectiveness of a technology completely, but are not included in this section. Co‐benefits are  discussed in section 10.8.                                                                 There is limited literature on the impacts of climate change on industry (e.g., availability of water for the  food industry and in general for cooling and processing in many different industries), and these are dealt  within WG 2 of AR 5, Chapter 10.  15     35 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.7.1    CO2 Emissions  Quantitative assessments of CO2 emission reduction potential for the industrial sector explored in  this section are mainly based on: (1) studies with a global scope (e.g., IEA, UNIDO), (2) marginal  abatement cost studies and (3) various information sources on available technology at industrial  units along with plant level and country specific data. IEA estimates a global mitigation potential for  the overall industry sector of 5.5 to 7.5 GtCO2 for the year 2050 (IEA, 2012d)16. The IEA report  (2012d) shows a range of 50% reduction in four key sectors (iron and steel, cement, chemicals, and  paper) and in the range of 20% for the aluminium sector. From a regional perspective, China and  India comprise 44% of this potential. In terms of how different options contribute to industry  mitigation potential, with regard to CO2 emissions reduction compared with 2007 values, the IEA  report (IEA, 2009c) shows implementation of end use fuel efficiency can achieve 40%, fuel and  feedstock switching can achieve 21%, recycling and energy recovery can achieve 9%, and CCS can  achieve 30%. McKinsey (2009) provides a global mitigation potential estimate for the overall industry  sector of 6.9 GtCO2 for 2030. The potential is found to be the largest for iron and steel, followed by  chemicals and cement at 2.4, 1.9 and 1.0 GtCO2 for the year 2030, respectively  (McKinsey&Company, 2010). The United Nations Industrial Development Organization (UNIDO)  analyzed the potential of energy savings based on universal application of best available  technologies. All the potential mitigation values are higher in developing countries (30 to 35%)  compared with developed countries (15%) (UNIDO, 2011).  Other studies addressing the industrial sector as a whole found potential for future improvements in  energy intensity of industrial production to be in the range of up to 25% of current global industrial  final energy consumption per unit output (Schäfer, 2005; Allwood et al., 2010; UNIDO, 2011; Saygin  et al., 2011b; Gutowski et al., 2013) (see Section 10.4  ). Additional savings can be realized in the  future through adoption of emerging technologies currently under development or that have not yet  been fully commercialized (Kong et al., 2012; Hasanbeigi et al., 2012b, 2013a). Examples of  industries from India show that specific energy consumption is steadily declining in all energy  intensive sectors (Roy et al., 2013), and a wide variety of measures at varying costs have been  adopted by the energy intensive industries (Figure 10.6.). However, all sectors still have energy  savings potential when compared to world best practice (Dasgupta et al., 2012).                                                                     Expressed here in the form of a deployment potential (difference between the 6°C and 2°C scenarios, 6DS  and 2DS) rather than the technical potential.  16     36 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Figure 10.6. Range of unit cost of avoided CO2 emissions (USD2010/tCO2) in India. Source: Database of energy efficiency measures adopted by the winners of the National Awards on Energy Conservations for aluminium (26 measures), cement (42), chemicals (62), ISP: integrated steel plant (30), pulp and paper (46), and textile (75) industry in India during the period of 2007–2012 (BEE, 2012). Bottom‐up country analyses provide energy savings estimates for specific industrial sub‐sectors  based on individual energy efficiency technologies and measures. Because results vary among  studies, these estimates should not be considered as the upper bound of energy saving potential but  rather should give at least an orientation about the general possibilities.   In the cement sector, global weighted average thermal energy intensity could drop to 3.2 GJ/t  clinker and electric energy intensity to 90 kWh/t cement by 2050 (IEA/WBCSD, 2009). Emissions of  510 MtCO2 would be saved if all current cement kilns used best available technology and increased  use of clinker substitutes (IEA, 2009c). Oda et al. (2012b) found large differences in regional thermal  energy consumption for cement manufacture, with the least efficient region consuming 75% more  energy than the best in 2005. Even though processing alternative fuels requires additional electricity  consumption (Oda et al., 2012b), their use could reduce cement sector emissions by 0.16 GtCO2eq  per year by 2030 (Vattenfall, 2007) although increasing costs may in due course limit uptake  (IEA/WBCSD, 2009). Implementing commercial‐scale CCS in the cement industry could contribute to  climate change mitigation, but would increase cement production costs by 40–90% (IEAGHG, 2008).  From the cumulative energy savings potential for China´s cement industry (2010 to 2030), 90% is  assessed as cost‐effective using a discount rate of 15% (Hasanbeigi et al., 2012a). Electricity and fuel  savings of 6 and 1.5 times the total electricity and fuel use in the Indian cement industry in 2010,  respectively, can be realized for the period 2010–2030, almost all of which is assessed as cost‐ effective using a discount rate of 15% (Morrow III et al., 2013a). About 50% of the electricity used by  Thailand’s cement industry in 2005 could have been saved (16% cost‐effectively), while about 20% of  the fuel use could have been reduced (80% cost‐effectively using a discount rate of 30%) (Hasanbeigi  et al., 2010a, 2011). Some subnational level information also shows negative CO2 abatement costs  associated with emissions reductions in the cement sector (e.g., (CCAP, 2005)).   Nearly 60% of the estimated electricity savings and all of the fuel savings of the Chinese steel  industry for the period 2010–2030 can be realized cost‐effectively using a discount rate of 15%  (Hasanbeigi et al., 2013c). Total technical primary energy savings potential of the Indian steel  industry from 2010–2030 is equal to around 87% of total primary Indian steel industry energy use in  2007, of which 91% of the electricity savings and 64% of the fuel savings can be achieved cost‐ effectively using a discount rate of 15% (Morrow III et al., 2013b). Akashi et al. (2011) indicate that  the largest potential for CO2 emissions savings for some energy‐intensive industries remains in China  and India. They also indicate that with associated costs under 100 USD/tCO2 in 2030 the use of      37 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  efficient blast furnaces in the steel industry in China and India can reduce total emissions by 186  MtCO2 and 165 MtCO2, respectively. This represents a combined total of 75% of the global CO2  emissions reduction potential for this technology.   Total technical electricity and fuel savings potential for China’s pulp and paper industry in 2010 are  estimated to be 4.3% and 38%, respectively. All of the electricity and 70% of the fuel savings can be  realized cost‐effectively using a discount rate of 30% (Kong et al., 2013). Fleiter et al. (2012a) found  energy saving potentials for the German pulp and paper industry of 21% and 16% of fuel and  electricity demand in 2035, respectively. The savings result in 3 MtCO2 emissions reduction with  two‐thirds of this savings having negative private abatement cost (Fleiter et al., 2012a). Zafeiris  (2010) estimates energy saving potential of 6.2% of the global energy demand of the pulp and paper  industry in year 2030. More than 90% of the estimated savings potential can be realized at negative  cost using a discount rate of 30% (Zafeiris, 2010). The energy intensity of the European pulp and  paper industry reduced from 16 to 13.5 GJ per tonne of paper between 1990 and 2008 (Allwood et  al., 2012, p. 318; CEPI, 2012). However, energy intensity of the European pulp and paper industry  has now stabilized, and few significant future efficiency improvements are forecasted.  In non‐ferrous production (aluminium/others), energy accounts for nearly 40% of aluminium  production costs. IEA forecasts a maximum possible 12% future saving in energy requirements by  future efficiencies. In food processing, reductions between 5% and 35% of total CO2 emissions can  be made by investing in increased heat exchanger networks or heat pumps (Fritzson and Berntsson,  2006). Combined heat and power can reduce energy demand by 20–30%. Around 83% of the energy  used in wet corn milling is for dewatering, drying, and evaporation processes (Galitsky et al., 2003),  while 60% of that used in fruit and vegetable processing is in boilers (Masanet et al., 2008). Thermal  and mechanical vapour recompression in drying allows for estimated 15–20% total energy savings,  which could be increased further by use of reverse osmosis (Galitsky et al., 2003). Cullen et al. (2011)  suggest that about 88% savings in energy for refrigeration could be made with better insulation, and  reduced ventilation in refrigerators and freezers.   There is very little data available on mineral extractive industries in general. Some analyses reveal  that investments in state‐of‐the‐art equipment and further research could reduce energy  consumption by almost 50% (SWEEP, 2011; US DoE, 2007).   Allwood et al. (2010) assessed different strategies to achieve a 50% cut in the emissions of five  sectors (cement, steel, paper, aluminium, and plastics) assuming doubling of demand by 2050. They  found that gains in efficiency could result in emissions intensity reductions in the range of 21%–40%.  Further reductions to reach the required 75% reduction in emissions intensity can only be achieved  by implementing strategies at least partly going beyond the sectors boundaries: i.e., non destructive  recycling, reducing demand through light weighting, product life extension, increasing intensity of  product use or substitution for other materials, and radical process innovations notwithstanding  significant implementation barriers (see Section 10.9).  Mitigation options can also be analyzed from the perspective of some industry‐wide technologies.  Around two‐thirds of electricity consumption in the industrial sector is used to drive motors  (McKane and Hasanbeigi, 2011). Steam generation represents 30% of global final industrial energy  use. Efficiency of motor systems and steam systems can be improved by 20–25% and 10%,  respectively (GEA, 2012; Brown et al., 2012). Improvements in the design and especially the  operation of motor systems, which include motors and associated system components in  compressed air, pumping, and fan systems (McKane and Hasanbeigi, 2010, 2011; Saidur, 2010), have  the potential to save 2.58 EJ in final energy use globally (IEA, 2007). McKane and Hasanbeigi (2011)  developed energy efficiency supply curve models for the United States, Canada, the European  Union, Thailand, Vietnam, and Brazil and found that the cost‐effective potential for electricity  savings in motor system energy use compared to the base year varied between 27% and 49% for  pumping, 21% and 47% for compressed air, and 14% and 46% for fan systems. The total technical      38 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  saving potential varied between 43% and 57% for pumping, 29% and 56% for compressed air, and  27% and 46% for fan systems. Ways to reduce emissions from many industries include more efficient  operation of process heating systems (LBNL and RDC, 2007; Hasanuzzaman et al., 2012) and steam  systems (NREL et al., 2012), minimized waste heat loss and waste heat recovery (US DoE, 2004a,  2008), advanced cooling systems, use of cogeneration (or combined heat and power) (Oland, 2004;  Shipley et al., 2008; Brown et al., 2013), and use of renewable energy sources. Recent analysis show,  for example, that recuperators can reduce furnace energy use by 25% while economizers can reduce  boiler energy use by 10% to 20%, both with payback periods typically under two years  (Hasanuzzaman et al., 2012).  According to data from McKinsey (2010) on marginal abatement costs (MACs) for cement, iron, and  steel and chemical sectors, and from Akashi et al. (2011) for cement and iron and steel, around 40%  mitigation potential in industry can be realized cost‐effectively. Due to methodological reasons,  MACs always have to be discussed with caution. It has to be considered that the information about  the direct additional cost associated with additional reduction of CO2 through technological options  is limited. Moreover, for MACs system perspectives and system interdependencies are not typically  taken into account (McKinsey&Company, 2010; Akashi et al., 2011).  Unless barriers to mitigation in industry are resolved, the pace and extent of mitigation in industry  will be limited, and even cost‐effective measures will remain untapped. Various barriers that block  technology adoption despite low direct costs are often not appropriately accounted for in mitigation  cost assessments. Such barriers are discussed in Section 10.9.  In the long term, however, it may be more relevant to look at radically new ways of producing  energy‐intensive products. Low‐carbon cement and concrete might become relevant (Hasanbeigi et  al., 2012b); however, from current perspective cost assessments for these technologies are  connected with high uncertainties.  10.7.2    Non‐CO2 emissions  Emissions of non‐CO2 gases from different industrial sources are projected to be 0.70 GtCO2eq in the  year 2030 (EPA, 2013), dominated by HFC‐23 from HCFC‐22 production (46%) and N2O from nitric  acid and from adipic acid (24%). In 2030, it is projected that HFC‐23 emissions will be related mainly  to the production of HCFC‐22 for feedstock use, as its use as refrigerant will be phased out in 2035  (Miller and Kuijpers, 2011). The EPA (2013) provides marginal abatement costs for all non‐CO2  emissions. Emissions resulting from the production of flat panel displays and from photovoltaic (PV)  manufacturing are projected to be small (2 and 12 MtCO2eq respectively in 2030), but particularly  uncertain due to limited information on emissions rates, use of fluorinated gases and production  growth rates.  10.7.3    Summary results on costs and potentials   Based on the available bottom‐up information from literature and through expert consultation, a  global picture of the four industrial key sub‐sectors (iron and steel, cement, chemicals, and pulp and  paper) is assessed and presented in Figure 10.7 to Figure 10.10 below. Detailed justification of the  figures and description of the options are provided in Annex III. Globally, in 2010, these four selected  sub‐sectors contributed 5.3 GtCO2 direct energy‐ and process‐related CO2 emissions (see Section  10.3): iron and steel 1.9 GtCO2, non‐metallic minerals (which includes cement) 2.6 GtCO2, chemicals  and petrochemicals 0.6 GtCO2, and pulp and paper 0.2 GtCO2. This amounts to 73% of all direct17  energy‐ and process‐related CO2 emissions from the industry sector.                                                               17  These values do not include indirect emissions from electricity and heat production.      39 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  For each of the sub‐sectors, only selected mitigation options are covered (for other feasible options  in the industry sector refer to Section 10.4): energy efficiency, shift in raw material use to less  carbon‐intensive alternatives (e.g., reducing the clinker to cement ratio, recycling etc.), fuel mix  options, end‐of‐pipe emission abatement options such as carbon dioxide capture and storage (CCS),  use of decarbonized electricity and options for the two most important current sources of non‐CO2  GHG emissions (HFC 23 emissions from HFC 22 production and N2O emissions from nitric and adipic  acid production) in the chemical industry. The potentials are given related to the 2010 emission  intensity or absolute emissions. Cost estimates relate to the current costs (expressed in USD2010) of  the abatement options unless otherwise stated.   Potentials and costs to decarbonize the electricity sector are covered in Chapter 7. To ensure  consistency with that chapter, no estimates are given for the costs related to decarbonizing the  electricity mix for the industrial sector.  Costs and potentials are global averages, but based on region‐specific information. The technology  options are given relative to the global average emission intensity. Some options are not mutually  exclusive and potentials can therefore not always be added. As such, none of the individual options  can yield full GHG emission abatement, because of the multiple emission sources included (e.g., in  the chemical sector CCS and fuel mix improvements cannot reduce N2O emissions).  Costs relate to costs of abatement taking into account total incremental operational and capital  costs. The figures give indicatively the costs of implementing different options; they also exclude  options related to material efficiency (e.g., reduction of demand), but include some recycling options  (although not in pulp and paper). Figure 10.7 about cement production includes process CO2  emissions.   Emissions after implementing potential options to reduce the GHG emission intensity of iron and  steel, cement, pulp and paper sectors are presented in tCO2/t product compared to 2010 global  average respectively. Future relevant scenarios are also presented. However, for the chemical sector  due to its heterogeneity in terms of products and processes the information is presented in terms of  total emissions. This can be an under‐representation of relatively higher mitigation potential in e.g.,  ammonia production. In addition, unknown/unexplored options such as hydrogen/electricity‐based  chemicals and fuels are not included, so it is worth noting that the options are exemplary. In the  cement industry (Figure 10.7.), the potential and costs for clinker substitution and fuel mix changes  are dependent on regional availability and the price of clinker substitutes and alternative fuels.  Negative cost options in cement manufacturing are in switching to best practice clinker to cement  ratio. In the iron and steel industry (Figure 10.8.), a shift from blast furnace based steelmaking to  electric arc furnace steelmaking provides significant negative cost opportunities. However, this  potential is highly dependent on scrap availability. The chemical sector (Figure 10.9) includes options  related to energy efficiency improvements and options related to reduction of N2O emissions from  nitric and adipic acid production and HFC‐23 emissions from HFC‐22 production. In pulp and paper  manufacturing (Figure 10.10), the estimates exclude increased recycling because the effect on CO2  emissions is uncertain.   The costs of the abatement options shown in Figure 10.7 vary widely between individual regions and  from plant to plant in the cement industry. Factors influencing the costs include typical capital stock  turnover rates (some measures can only be applied when plants are replaced), relative energy costs,  etc. For clinker substitution and fuel mix improvements, costs depend heavily on the regional  availability and price of clinker substitutes and alternative fuels.      40 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Figure 10.7. Indicative CO2 emission intensities and levelized cost of conserved carbon in cement production for various production practices/technologies and in 450ppm scenarios of selected models (AIM, DNE21+, IEA ETP 2DS) (for data and methodology, see Annex III).   Figure 10.8. Indicative CO2 emission intensities and levelized cost of conserved carbon in steel production for various production practices/technologies and in 450ppm scenarios of selected models (AIM, DNE21+, and IEA ETP 2DS). For data and methodology, see Annex III. For all subsectors, negative abatement cost options exist to a certain extent for shifting to best  practice technologies and for fuel shifting. While options in cost ranges of 0–20 and 20–50  USD2010/tCO2eq are somewhat limited, larger opportunities exist in the 50–150 USD2010/tCO2eq range  (particularly since CCS is included here). The feasibility of CCS depends on global CCS developments.  CCS is currently not yet applied (with some exceptions) at commercial scale in the cement, iron and  steel, chemical, or pulp/ paper industries.     41 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Figure 10.9. Indicative global indirect (left) and direct (right) CO2eq emissions and levelized cost of conserved carbon resulting from chemicals production for various production practices/technologies and CO2 emissions in IEA ETP 2DS scenario (for data and methodology, see Annex III). Notes: Graph includes energy related emissions (including process emissions from ammonia production), N2O emissions from nitric and adipic acid production and HFC-23 emissions from HFC22 production. Costs for N2O abatement from nitric/adipic acid production and for HFC-23 abatement in HFC-22 production based on EPA (2013) and Miller and Kuijpers (2011), respectively.   Figure 10.10. Indicative global indirect (left) and direct (right) CO2 emission intensities and levelized cost of conserved carbon in paper production for various production practices/technologies and in IEA ETP 2DS scenario (for data and methodology, see Annex III).       42 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.8   Co‐benefits, risks and spillovers  In addition to mitigation costs and potentials (see Section 10.7), the deployment of mitigation  measures will depend on a variety of other factors that relate to broader economic, social, and  environmental objectives that drive decisions in the industry sector and policy choices. The  implementation of mitigation measures can have positive or negative effects on these other  objectives. To the extent that these side‐effects are positive, they can be deemed ‘co‐benefits’; if  adverse and uncertain, they imply risks.18 Co‐benefits and adverse side‐effects of mitigation  measures (10.8.1), the associated technical risks and uncertainties (10.8.2) as well as their public  perception (10.8.3) and technological spillovers (10.8.4), can significantly affect investment  decisions, individual behaviour, and policymaker priorities. Table 10.5 provides an overview of the  potential co‐benefits and adverse side‐effects of the mitigation measures that are assessed in this  chapter. In accordance with the three sustainable development pillars described in Chapter 4, the  table presents effects on objectives that may be economic, social, environmental, and health  related. The extent to which co‐benefits and adverse side‐effects will materialize in practice as well  as their net effect on social welfare differ greatly across regions, and is strongly dependent on local  circumstances and implementation practices, as well as on the scale and pace of the deployment of  the different mitigation measures (see Section 6.6).  10.8.1    Socio‐economic and environmental effects  Social embedding of technologies depends on compatibility with existing systems, social acceptance,  divisibility, eco‐friendliness, relative advantage, etc. (Geels and Schot, 2010; Roy et al., 2013). A  typical example is the tradeoff or the choice that is made between investing in mitigation in industry  and adaptation in the absence of right incentives for mitigation action (Chakraborty and Roy, 2012a).  Slow diffusion of mitigation options (UNIDO, 2011) can be overcome by focusing on, and explicit  consideration of, non‐direct cost‐related characteristics of the technologies (Fleiter et al., 2012). It is  unanimously understood that maintaining competitiveness of industrial products in the market place  is an important objective of industries, so implementation of mitigation measures will be a major  favoured strategy for industries if they contribute to cost reduction (Bernstein et al., 2007; Winkler  et al., 2007; Bassi et al., 2009). Increasing demand for energy in many countries has led to imports  and increasing investment in high cost reliable electric power generation capacity; so mitigation via  implementation of energy efficiency measures help to reduce import dependency and investment  pressure (Winkler et al., 2007). Labour unions are increasingly expressing their desire for policies to  address climate change and support for a transition to ‘green’ jobs (Räthzel and Uzzell, 2012). Local  air and water pollution in areas near industries have led to regulatory restrictions in almost all  countries. In many countries, new industrial developments face increasing public resistance and  litigation. If mitigation options deliver local air pollution benefits, they will have indirect value and  greater acceptance.   The literature (cited in the following sections and in Table 10.5) documents that mitigation measures  interact with multiple economic, social, and environmental objectives, although these associated  impacts are not always quantified. In general, quantifying the corresponding welfare effects that a  mitigation technology or practice entails is challenging, because very localized and different  stakeholders may have different perspectives of the corresponding losses and gains (Fleiter et al.,  2012d) (see Chapters 2.4, 3.6.3, 4.2, and 6.6). It is important to note that co‐benefits need to be  assessed together with direct benefits to overcome barriers in implementation of the mitigation  options (e.g., training requirements, losses during technology installation) (Worrell et al., 2003),                                                                Co‐benefits and adverse side‐effects describe effects in non‐monetary units without yet evaluating the net  effect on overall social welfare. Please refer to the respective sections in the framing chapters (particularly  Sections 2.4, 3.6.3, and 4.8) as well as to the glossary in Annex I for concepts and definitions.  18     43 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  which may appear otherwise larger for SMEs or isolated enterprises (Crichton, 2006; Zhang and  Wang, 2008; Ghosh and Roy, 2011).  Energy efficiency (E/M): Energy efficiency includes a wide variety of measures that also achieve  economic efficiency and natural/energy resource saving, which contribute to the achievement of  environmental goals and other macro benefits (Roy et al., 2013). At the company level, the impact of  energy efficient technology is often found to enhance productivity growth (Zuev et al., 1998; Boyd  and Pang, 2000; Murphy, 2001; Worrell et al., 2003; Gallagher, 2006; Winkler et al., 2007; Zhang and  Wang, 2008; May et al., 2013). Other benefits to companies, industry, and the economy as a whole  come in the form of reduced fuel consumption requirements19 and imports as well as reduced  requirements for new electricity general capacity addition (Sarkar et al., 2003; Geller et al., 2006;  Winkler et al., 2007; Sathaye and Gupta, 2010) which contribute to energy security (see sections  6.6.2.2 and 7.9.1). Energy security in the industrial sector is primarily affected by concerns related to  the sufficiency of resources to meet national energy demand at competitive and stable prices.  Supply‐side vulnerabilities in this sector arise if there is a high share of imported fuels in the  industrial energy mix (Cherp et al., 2012a). Cherp et al. (2012a) estimate that the overall  vulnerability of industrial energy consumption is lower than in the transport and residential and  commercial (R&C) sectors in most countries. Nevertheless, since mitigation policies in industry  would likely lead to higher energy efficiency (see footnote 19), they may reduce exposure to energy  supply and price shocks (Gnansounou, 2008; Kruyt et al., 2009; Sovacool and Brown, 2010; Cherp et  al., 2012b). Reduced fossil fuel burning brings associated reduced costs (Winkler et al., 2007), and  reduced local impacts on ecosystems related to fossil fuel extraction and waste disposal liability (Liu  and Diamond, 2005; Zhang and Wang, 2008; Chen et al., 2012; Ren et al., 2012; Hasanbeigi et al.,  2013b; Lee and van de Meene, 2013; Xi et al., 2013; Liu et al., 2013)(see also Sections 7.9.2 and  7.9.3). In addition, other possible benefits of reduced reliance on fossil fuels include increases in  employment and national income (Sathaye and Gupta, 2010) with new business opportunities  (Winkler et al., 2007; Nidumolu et al., 2009; Wei et al., 2010; Horbach and Rennings, 2013). There is  wide consensus in the literature on local air pollution reduction benefits from energy efficiency  measures in industries (Winkler et al., 2007; Bassi et al., 2009; Ren et al., 2012), such as positive  health effects, increased safety and working conditions, and improved job satisfaction (Getzner,  2002; Worrell et al., 2003; Wei et al., 2010; Walz, 2011; Zhang et al., 2011; Horbach and Rennings,  2013)(see also Sections 7.9.2, 7.9.3 and WGII 11.9). Energy efficient technologies can also have  positive impacts on employment (Getzner, 2002; Wei et al., 2010; UNIDO, 2011; OECD/IEA, 2012).  Despite these multiple co‐benefits, sometimes the relatively large initial investment required and  the relatively long payback period of some energy efficiency measures can be a disincentive and an  affordability issue, especially for small and medium enterprises, since the co‐benefits are often not  monetized (Brown, 2001; Thollander et al., 2007; Ghosh and Roy, 2011; UNIDO, 2011).   Emission efficiency (G/E): The literature documents well that increases in emissions efficiency can  lead to multiple benefits (see Table 10.5). Local air pollution reduction is well documented as co‐ benefit of emissions efficiency measures (Winkler et al., 2007; Bassi et al., 2009; Ren et al., 2012).  Associated health benefits (Aunan et al., 2004; Haines et al., 2009) and reduced ecosystem impacts  (please refer to Section 7.9.2 for details) are society‐wide benefits while reductions in emission‐ related taxes or payment liabilities (Metcalf, 2009) are specific to industries even though compliance  costs might increase (Dasgupta et al., 2000; Mestl et al., 2005; Rivers, 2010). The net effect of these  benefits and costs has not been studied comprehensively. Quantification of benefits is often done on  a case‐by‐case basis. For example, Mestl et al. (2005) found that the environmental and health  benefits of using electric arc furnaces for steel production in the city of Tiyuan (China) could  potentially lead to higher benefits than other options, despite being the most costly option. For                                                                Please see Section 10.4 and references cited therein, e.g., (Schäfer, 2005; Allwood et al., 2010; UNIDO, 2011;  Saygin et al., 2011b; Gutowski et al., 2013).  19     44 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  India, a detailed study (Chakraborty and Roy, 2012b) of 13 energy‐intensive industrial units showed  that several measures to reduce GHG emissions were adopted because the industries could realize  positive effects on their own economic competitiveness, resource conservation such as water, and  an enhanced reputation/public image for their commitment to corporate social responsibility  towards a global cause.   If existing barriers (see Section 10.9) can be overcome, industrial applications of CCS deployed in the  future could provide environmental co‐benefits because CCS‐enabled facilities have very low  emissions rates for critical pollutants even without specific policies being in place for those emissions  (Kuramochi et al., 2012b) (see Section 7.9.2 and Figure 7.8 for the air pollution effects of CCS  deployment in power plants).  Mitigations options to reduce PFC emissions from aluminium production, N2O emissions from adipic  and nitric acid production (EPA, 2010a), and PFC emissions from semiconductor manufacturing  (ISMI, 2005) have proven to enhance productivity and reduce the cost of production.  Simultaneously, these measures provide health benefits and better working conditions for labour  and local ambient air quality (Heijnes et al., 1999) 20.   Material efficiency (M/P): There is a wide range of benefits to be harnessed from implementing  material efficiency options. Private benefits to industry in terms of cost reduction (Meyer et al.,  2007) can enhance competitiveness, but national and subnational sales revenue might decline in the  medium term due to reduction in demand for intermediate products used in manufacturing  (Thomas, 2003). Material use efficiency increases can often be realized via cooperation in industrial  clusters (see Section 10.5), while associated infrastructure development (new industrial parks) and  associated cooperation schemes lead to additional societal gains (e.g., more efficient use of land  through bundling activities) (Lowe, 1997; Chertow, 2000). With the reduction in need for virgin  materials (Allwood et al., 2013; Stahel, 2013) which is also in tandem with waste hierarchy (see  Section 10.14.2, Figure 10.16) which prioritizes prevention, mining‐related social conflicts can  decrease (Germond‐Duret, 2012), health and safety can be enhanced, recycling‐related employment  can increase, the amount of waste material (see Section 10.14.2.1 and Figure 10.11) going into  landfills can decrease, and new business opportunities related to material efficiency can emerge  (Clift and Wright, 2000; Rennings and Zwick, 2002; Widmer et al., 2005; Clift, 2006; Zhang and Wang,  2008; Walz, 2011; Allwood et al., 2011; Raghupathy and Chaturvedi, 2013; Menikpura et al., 2013).  Demand reductions (P/S and S): Demand reduction through adoption of new diverse lifestyles (see  Section 10.14.3.2) (Roy and Pal, 2009; GEA, 2012; Kainuma et al., 2012; Allwood et al., 2013) and  implementation of healthy eating (see Section 11.4) and sufficiency goals can result in multiple co‐ benefits related to health that enhance human well‐being (GEA, 2012). Well‐being indicators can be  developed to evaluate industrial economic activities in terms of multiple effects of sustainable  consumption on a range of policy objectives (GEA, 2012).  10.8.2    Technological risks and uncertainties  There are some specific risks and uncertainties with adoption of mitigation options in industry.  Potential health, safety, and environmental risks could arise from additional mining activities as  some mitigation technologies could substantially increase the need for specific materials (e.g., rare  earths, see Section 7.9.2) and the exploitation of new extraction locations or methods. Industrial  production is closely linked to extractive industry (see Figure 10.2) and there are risks associated  with closing mines if post‐closure measures for environmental protection are not adopted due to a  lack of appropriate technology or resources. Carbon dioxide capture and storage for industry is an  example of a technological option subject to several risks and uncertainties (see Section 10.7 and                                                               20  See also EPA Voluntary Aluminum Industrial Partnership: http://www.epa.gov/highgwp/aluminum‐ pfc/faq.html.       45 of 112       Final Draft  Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Chapters 7.5.5, 7.6.4 and 7.9.4 for more in‐depth discussion on CO2 storage, transport, and the  public perception thereof, respectively).  Specific literature on accidents and technology failure related to mitigation measures in the industry  sector is lacking. In general, industrial activities are subject to the main categories of risks and  emergencies, namely natural disasters, malicious activities, and unexpected consequences arising  from overly complex systems (Mitroff and Alpaslan, 2003; Olson and Wu, 2010). For example,  accident process safety is still a major issue for the chemical industry. Future improvements in  process safety will likely involve a holistic integration of complementary activities and be supported  by several layers of detail (Pitblado, 2011).  10.8.3    Public perception  From a socio‐constructivist perspective, the social response to industrial activity depends on three  sets of factors related to: 1) the dynamics of regional development and the historical place of  industry in the community, 2) the relationship between residents and the industry and local  governance capacities, and 3) the social or socio‐economic impacts experienced (Fortin and Gagnon,  2006). Public hearings and stakeholder participation—especially on environmental and social impact  assessments—prior to issuance of permission to operate has become mandatory in almost all  countries, and industry expenditures for social corporate responsibility are now often disclosed.  Mitigation measures in the industry sector might be considered socially acceptable if associated with  co‐benefits, such as reducing GHG emissions while also improving local environmental quality as a  whole (e.g., energy efficiency measures that reduce local emissions). Public perception related to  mitigation actions can be influenced by national political positions in international negotiations and  media.  Research on public perception and acceptance with regard to industrial applications of CCS is lacking  (for the general discussion of CCS see Chapter 7). To date, broad evidence related to whether public  perception of CCS for industrial applications will be significantly different from CCS in power  generation units is not available, since CCS is not yet in place in the industry sector (Section 10.7).  Mining activities have generated social conflicts in different parts of the world (Martinez‐Alier, 2001;  World Bank, 2007; Germond‐Duret, 2012; Guha, 2013). The Observatory of Mining Conflicts in Latin  America (OMCLA) reported more than 150 active mining conflicts in the region, most of which  started in the 2000s21. Besides this general experience, the potential for interactions between social  tensions and mitigation initiatives in this sector are unknown.  10.8.4    Technological spillovers  Spillovers are difficult to measure, but existing studies (Bouoiyour and Akhawayn, 2005) show that a  technology gap is one of the conditions for positive spillovers. Sections 10.4 and 10.7 have already  shown that there is gap between the world best practices in energy efficiency and industrial  practices in many countries. As such, cross‐country investment in mitigation technologies can  enhance positive spillovers in host countries. In the industrial technology context, multinational  companies try to minimize imitation probability and technology leakage, but studies show that  spillover works faster through supply chain linkage inter‐industry (Kugler, 2006; Bitzer and Kerekes,  2008; Zhao et al., 2010). In general, studies suggest that technology spillovers in the mitigation  context depend on additional technology policies besides direct investment (Gillingham et al., 2009;  Le and Pomfret, 2011; Wang et al., 2012a; Costantini et al., 2013; Jeon et al., 2013). These results are  relevant for investments on industrial mitigation technologies as well.                                                               21  Observatorio de Conflictos Mineros de América Latina. Available at: http:// www.conflictosmineros.net.      46 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Table 10.5: Overview of potential co-benefits (green arrows) and adverse side-effects (orange arrows) of the main mitigation measures in the industry sector. Arrows pointing up/down denote positive/negative effect on the respective objective or concern. Co-benefits and adverse side-effects depend on local circumstances as well as on the implementation practice, pace, and scale (see Chapter 6.6.). For possible upstream effects of low-carbon energy supply (incl CCS), see Section 7.9. For possible upstream effects of biomass supply, see Chapter 11.7 and 11.13.6. For an assessment of macroeconomic, crosssectoral effects associated with mitigation policies (e.g., on energy prices, consumption, growth, and trade), see Chapters 3.9, 6.3.6, 13.2.2.3, and 14.4.2. Numbers correspond to references below table. Mitigation  measures  Technical energy  efficiency  improvements via  new processes  and technologies  CO2 and non‐CO2 emissions  intensity  reduction  Effect on additional objectives/concerns                        Economic                                                         Social (including health)                                                     Environmental      ↑   ↑ ↑   ↑ Energy security (via reduced energy  intensity) [1, 2, 3, 4, 13, 29, 57];  Employment impact [14, 15, 19, 28]  Competitiveness and Productivity [4, 5,  6, 7, 8, 9, 10, 11, 12]   Technological spillovers in DCs (due to  supply chain linkages) [59, 60, 61]  ↑ Competitiveness [31, 55] and  productivity [52, 53]  ↓ ↑ ↑ ↑ Health impact via reduced local pollution [16]  Ecosystem impact via  New business opportunities [4, 17–20]  ↓ Fossil fuel extraction [21]  Water availability and quality [26]  ↓ Local pollution [11, 22–24, 25] and   Safety, working conditions and job satisfaction [5,  ↓ Waste [11, 27]  19, 20]  ↓ Health impact via reduced local air pollution [30,  31, 32, 33, 53] and better work conditions (PFC  from aluminium) [58]  ↑ New business opportunities [11, 39–43]  ↓ Local conflicts (reduced resource extraction) [58]  ↓ Health impacts and safety concerns [49]  Material  efficiency of  goods, recycling  Product demand  reductions  ↓   ↑   ↑   ↓ ↓ National sales tax revenue in medium  term [35]   Employment impact in waste recycling  market [44, 45]  New infrastructure for industrial clusters  [36, 37]   Competitiveness in manufacturing [38]   National sales tax revenue in medium  term [35]  ↓ ↓ ↑ ↓     ↓ Ecosystem impact via Local air pollution [4, 25, 30, 31, 34, 52]  Water pollution [54]  Water conservation [56]  Ecosystem impact via reduced local air and  water pollution, waste material disposal  [42, 46]   Use of raw/virgin materials and natural  resources implying reduced unsustainable  resource mining [47, 48]   ↓ Local conflicts through inequity in consumption ↑ New diverse lifestyle concept [48, 50, 51]  ↓ Post consumption waste [48] [1] (Sovacool and Brown, 2010); [2] (Geller et al., 2006); [3] (Gnansounou, 2008); [4] (Winkler et al., 2007); [5] (Worrell et al., 2003); [6] (Boyd and Pang, 2000); [7]‐(May et al., 2013); [8] (Goldemberg, 1998); [9]  (Murphy, 2001); [10] (Gallagher, 2006); [11] (Zhang and Wang, 2008); [12] (Roy et al., 2013); [13] see Section 10.4 and references cited therein; [14] (UNIDO, 2011); [15] (OECD/IEA, 2012); [16] (Zhang et al., 2011);  [17] (Nidumolu et al., 2009); [18] (Horbach and Rennings, 2013); [19] (Getzner, 2002); [20] (Wei et al., 2010); [21] (Liu and Diamond, 2005); [22] (Hasanbeigi et al., 2013a); [23] (Xi et al., 2013); [24] (Chen et al.,  2012); [25] (Ren et al., 2012); [26] (Zhelev, 2005); [27] (Lee and van de Meene, 2013); [28] (Sathaye and Gupta, 2010); [29] (Sathaye and Gupta, 2010); [30] (Mestl et al., 2005); [31] (Chakraborty and Roy, 2012a);  [32]‐ (Haines et al., 2009); [33] (Aunan et al., 2004); [34] (Bassi et al., 2009); [35] (Thomas, 2003); [36] (Lowe, 1997); [37] (Chertow, 2000); [38] (Meyer et al., 2007); [39] (Widmer et al., 2005); [40] (Raghupathy and  Chaturvedi, 2013); [41] (Clift and Wright, 2000); [42] (Allwood et al., 2011); [43] (Clift, 2006); [44] (Walz, 2011); [45] (Rennings and Zwick, 2002); [46] (Menikpura et al., 2013); [47] (Stahel, 2013); [48] (Allwood et al.,  2013); [49] (GEA, 2012); [50] (Kainuma et al., 2012); [51] (Roy and Pal, 2009); [52] (EPA, 2010b); [53] (ISMI, 2005); [54] (Heijnes et al., 1999); [55] (Rivers, 2010)); [56] (Chakraborty and Roy, 2012b); [57] (Sarkar et al.,  2003); [58] (Germond‐Duret, 2012); [59] (Kugler, 2006); [60] (Bitzer and Kerekes, 2008); [61] (Zhao et al., 2010).      47 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5  10.9   Barriers and opportunities   Besides uncertainties in financial costs of mitigation options assessed in 10.7, a number of non‐ financial barriers and opportunities assessed in this section hinder or facilitate implementation of  measures to reduce GHG emissions in industry. Barriers must be overcome to allow implementation  (see Flannery and Kheshgi, 2005), however, in general they are not sufficiently captured in  integrated model studies and scenarios (see Section 10.10). Barriers that are often common across  sectors are given in Chapter 3. Table 10.6 summarizes barriers and opportunities for the major  mitigation options listed in Section 10.4.  Typically, barriers and opportunities can be distinguished into the following categories:      Technology: includes maturity, reliability, safety, performance, cost of technology options and  systems, and gaps in information  Physical: includes availability of infrastructure, geography, and space available  Institutional and legal: includes regulatory frameworks and institutions that may enable  investment  Cultural: includes public acceptance, workforce capacity (e.g., education, training, and  knowledge), and cultural norms.  10.9.1    Energy efficiency for reducing energy requirements  Even though energy consumption can be a significant cost for industry, a number of barriers limit  industrial sector steps to minimize energy use via energy efficiency measures. These barriers include:  failure to recognize the positive impact of energy efficiency on profitability, short investment  payback thresholds (two to eight years (IEA, 2012e)), industrial organizational and behavioural  barriers to implementing change; limited access to capital; impact of non‐energy policies on energy  efficiency; public acceptance of unconventional manufacturing processes; and a wide range of  market failures (Bailey et al., 2009; IEA, 2009d). While large energy‐intensive industries—such as  iron and steel, and mineral processing—are often aware of potential cost savings and consider  energy efficiency in investment decisions, this is less common in the commercial and service sectors  where the energy cost share is usually low, or for smaller companies where overhead costs for  energy management and training personnel can be prohibitive (UNIDO, 2011; Ghosh and Roy, 2011;  Schleich and Gruber, 2008; Fleiter et al., 2012e; Hasanbeigi et al., 2009). Of course, investment  decisions also consider investment risks, which are generally not reflected in the cost estimates  assessed in Section 10.7. The importance of barriers depends on specific circumstances. For  example, by surveying the Swedish foundry industry, Rohdin et al. (2007) found that access to capital  was reported to be the largest barrier, followed by technical risk and other barriers.   Cogeneration, or combined heat and power (CHP), is an energy efficiency option that can not only  reduce GHG emissions by improving system energy efficiency, but can also reduce system cost and  decrease dependence on grid power. For industry, however, (IEA, 2009d) CHP faces a complex set of  economic, regulatory, social, and political barriers that restrain its wider use including: market  restriction securing a fair market value for electricity exported to the grid; high upfront costs  compared to large power plants; difficulty concentrating suitable heat loads and lack of integrated  planning; grid access; non‐transparent and technically demanding interconnection procedures; lack  of consumer and policymaker knowledge about CHP energy, cost and emission savings; and industry  perceptions that CHP is an investment outside their core business. Regulatory barriers can stem  from taxes, tariffs, or permits. For a cogeneration project of an existing facility, the electricity price  paid to a cogeneration facility is the most important variable in determining the project’s success –  more so than capital costs, operating and maintenance cost, and even fuel costs (Meidel, 2005).  Prices are affected by rules for electricity markets, which differ from region to region, and which can  form either incentives or barriers for cogeneration (Meidel, 2005).      48 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5  Table 10.6: Barriers (-) and opportunities (+) for greenhouse gas emission reduction options in industry. References and discussion appear in respective subsections of 10.9.   Technological  Aspects:  Technology  Energy Efficiency for reducing energy requirements  + many options available  ‐ technical risk   + cogeneration mature in heavy industry  ‐ non‐transparent and technically demanding interconnection  procedures for cogeneration  Emissions efficiency, fuel switching  and CCS  + fuels and technologies readily available ‐ retrofit challenges  + large potential scope for CCS in  cement production, iron and steel, and  petrochemicals  ‐ limited CCS technology development,  demonstration and maturity for industry  applications  Material efficiency  + options available Product demand  reduction   ‐ slower technology  turnover can slow  technology  improvement and  operational  emission reduction  Non‐CO2 GHGs  +/‐ approaches and  technologies available for  some sources  ‐ lack of lower cost  technology for PFC  emission reduction in  existing aluminium  production plants  ‐ lack of control of HFC  leakage in refrigeration  systems  Technological  Aspects:  Physical   + less energy and fuel use, lower cooling needs, smaller size ‐ concentrating suitable heat loads for cogeneration  ‐ retrofit constraints on cogeneration  ‐ lack of sufficient feedstock to meet  demand  ‐ CCS retrofit constraints  ‐ lack of CO2 pipeline infrastructure  ‐ limited scope and lifetime for industrial  CO2 utilization  + reduction in raw  and waste materials  ‐ transport  infrastructure and  industry proximity  for material/waste  reuse  ‐ fragmented and  weak institutions  + reduction in raw  materials and  disposed products  Institutional  and Legal  ‐ impact of non‐energy policies  + energy efficiency policies (10.11)  ‐ market barriers  ‐ regulatory, tax/tariff and permitting of cogeneration  +/‐ grid access for cogeneration  ‐ regulatory and  legal instruments  generally do not  take account of  externalities  +/‐ user  preferences drive  demand   ‐ lack of certification of  refrigeration systems  ‐ regulatory barriers to  HFC alternatives in  aerosols  ‐ lack of  information/education  about solvent  replacements  ‐ lack of awareness of  alternative refrigerants  Cultural  ‐ lack of trained personnel  +/‐ attention to energy efficiency  ‐ lack of acceptance of unconventional manufacturing processes  ‐ cogeneration outside core business  ‐ lack of consumer and policymaker knowledge of cogeneration  ‐ social acceptance of CCS    +/‐ public  participation  ‐ human capacity for  management  decisions  Financial  ‐ access to capital and short investment payback requirements ‐ high overhead costs for small or less energy intensive industries  +/‐ factoring in efficiency into investment decisions (e.g., energy  management)  + cogeneration economic in many cases  +/‐ market value of grid power for cogeneration  ‐ high capital cost for cogeneration   ‐ lack of sufficient financial incentive for  widespread CCS deployment  ‐ liability risk for CCS  ‐ high CCS capital cost and long project  development times   ‐ upfront cost and  potentially longer  payback period  +reduced production  costs  ‐ businesses,  governments, and  labour favour  increased  production  ‐ recycled HFCs not cost  competitive with new  HFCs  ‐ cost of HFC incineration      49 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    10.9.2    Emissions efficiency, fuel switching, and carbon dioxide capture and storage  There are a number of challenges associated with feedstock and energy substitution in industry.  Waste materials and biomass as fuel and feedstock substitutes are limited by their availability, and  hence competition could drive up prices and make industrial applications less attractive (IEA, 2009b).  A decarbonized power sector would offer new opportunities to reduce CO2 intensity of some  industrial processes via use of electricity, however, decarbonization of power also has barriers  (assessed in Chapter 7.9).   The application of CCS to the industries covered in this chapter share many of the barriers to its  application to power generation (see Chapter 7.9). Barriers for application of CCS in industry include  space constraints when applied in retrofit situations (Concawe, 2011); high capital costs and long  project development times; investment risk associated with poorly defined liability; the trade‐ exposed nature of many industries, which can limit viable CCS business models; current lack in  general of financial incentives to offset the additional cost of CCS; and the immaturity of CO2 capture  technology for cement, iron and steel, and petrochemical industries (Kheshgi et al., 2012).   10.9.3    Material efficiency  There are technically feasible opportunities to improve material efficiency in industry (Allwood et al.,  2011). One opportunity is a circular economy, which is a growing model across various countries and  which aims to systematically fulfil the hierarchy principles of material efficiency “reduce, re‐use,  recycle” (see Section 10.14). This approach however, has barriers which include a lack of human and  institutional capacities to encourage management decisions and public participation (Geng and  Doberstein, 2008), as well as fragmented and weak institutions (Geng et al., 2010b). Improving  material efficiency by integrating different industries (see Section 10.5) is often limited by specific  local conditions, infrastructure requirements (e.g., pipelines) and the complexity of multiple users  (Geng et al., 2010b).  10.9.4    Product demand reduction  Improved product design or material properties, respectively, can help to extend the product’s  lifetime and can lead to lower product demand. However it has to be considered that extended  lifetime may not actually satisfy current user preferences, and the user may choose to replace an  older, functioning product with a new one (van Nes and Cramer, 2006; Allwood et al., 2011). In  addition, continually providing newer products may result in lower operational emissions (e.g.,  improved energy efficiency). In this case, longer product lifetimes might not automatically lead to  lower overall emissions. For example, from a lifecycle balance point of view, it may be better to  replace specific energy‐intensive products such as washing machines, before their end‐of‐life to  make use of more efficient substitutes (Scholl et al., 2010; Intlekofer et al., 2010; Fischer et al., 2012;  Agrawal et al., 2012).   Businesses are rewarded for growing sales volumes and can prefer process innovation over product  innovation (e.g. EIO 2011; 2012). Existing markets generally do not take into account negative  externalities associated with resource use nor do they adequately incorporate the risks of resource‐ related conflicts (Bleischwitz et al., 2012; Transatlantic Academy, 2012), yet existing national  accounting systems based on GDP indicators also support the pursuit of actions and policies that aim  to increase demand spending for more products (Jackson, 2009; Roy and Pal, 2009). Labour unions  often have an ambivalent position in terms of environmental policies and partly see environmental  goals as threat for their livelihood (Räthzel and Uzzell, 2012).  10.9.5    Non‐CO2 greenhouse gases  Non‐CO2 greenhouse gas emissions are an important contributor to industry process emissions (note  that emissions of CO2 from calcination are another important contributor: for barriers to controlling      50 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    these emissions by CO2 capture and storage see Section 10.9.2). Barriers to preventing or avoiding  the release of HFCs, CFCs, HCFCs, PFC, and SF6 in industry and from its products include: lack of  awareness of alternative refrigerants and lack of guidance as to their use in a given or new system  (UNEP and EC, 2010); lack of certification and control of leakage of HFCs from refrigeration (Heijnes  et al., 1999); cost of recycled HFCs in markets where there is direct competition from newly  produced HFCs (Heijnes et al., 1999); lack of information and communication and education about  solvent replacements (Heijnes et al., 1999) (IPCC/TEAP, 2005); cost of adaptation of existing  aluminium production for PFC emission reduction and the absence of lower cost technologies in  such situations (Heijnes et al., 1999); cost of incineration of HFCs emitted in HCFC production  (Heijnes et al., 1999); regulatory barriers to alternatives to some HFC use in aerosols (IPCC/TEAP,  2005). (UNEP, 2010) found that there are technically and economically feasible substitutes for  HCFCs, however, transitional costs remain a barrier for smaller enterprises. 10.10   Sectoral implications of transformation pathways and sustainable  development  This section assesses transformation pathways for the industry sector over the 21st century by  examining a wide range of published scenarios. The section draws conclusions from scenarios  generated by integrated models assessed in Chapter 6 (see Table 6.1) which span a wide range of  possible energy future pathways and which rely on a wide range of assumptions (e.g., population,  economic growth, policies, and technology development and its acceptance). Against that  background, scenarios for the industrial sector over the 21st century associated with different  atmospheric CO2eq concentrations in 2100 are assessed in Section 10.10.1, and corresponding  implications for sustainable development and investment are assessed in Section 10.10.2 from a  sector perspective.   10.10.1    Industry transformation pathways  The different possible trajectories for industry final energy demand (globally and for different  regions), emissions, and carbon intensity under a wide range of CO2eq concentrations over the 21st  century are shown in Figure 10.11, Figure 10.12 and Figure 10.1322. These scenarios exhibit  economic growth in general over the 21st century as well as growth specifically in the industry  sector. Detailed scenarios of the industry sector extend to 2050 and exhibit increasing material  production  e.g., iron/steel and cement (Sano et al., Article in Press, 2013; IEA, 2009b; Akashi et al.,  2013). Scenarios generated by general equilibrium models, which include economic feedbacks (see  Table 6.1), implicitly include changes in material flow due to, for example, changes in prices that may  be driven by a price on carbon; however, these models do not generally provide detailed subsectoral  material flows. Options for reducing material demand and inter‐input substitution elasticities (Roy et  al., 2006; Sanstad et al., 2006) are used with various assumptions in the models that can better be  characterized as gaps in integrated models currently in use.   Final energy (FE) demand from industry increases in most scenarios, as seen in Figure 10.11(a) driven  by the growth of the industry sector; however, FE is weakly dependent on the CO2eq concentration  in 2100 of the scenarios, and the range of FE demand spanned by the scenarios becomes wide in the  latter half of the century (compare also Figure 6.37). In these scenarios, energy productivity                                                               22  This section builds upon emissions scenarios, which were collated by Chapter 6 in the AR5 scenario database (see  Section 6.2.2), and compares them to detailed scenarios for industry referenced in this section. The scenarios included  both baseline and mitigation scenarios. As described in more detail in Section 6.3.2, the scenarios shown in this section are  categorized into bins based on 2100 concentrations: between 430‐ 530 ppm CO2eq, 530–650 ppm CO2eq, and >650 ppm  CO2eq by 2100. The relation between these bins of emission scenarios and the increase in global mean temperature since  pre‐industrial times is reviewed in Section 6.3.2.      51 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    improvements help to limit the increase in FE. For example, results of the DNE21+ and AIM models  include a 56% and 114% increase in steel produced from 2010 to 2050 and a decrease in FE per unit  production of 20–22% and 28–34% (these are the ranges spanned by the reference, 550 and 450  ppm CO2eq scenarios for each model), respectively (Akashi et al., 2013; Sano et al., 2013, Article in  Press). While energy efficiency of industry improves with time, the growth of CCS in some scenarios  leads to increases in FE demand. Growth of final energy for cement production to 2050, for example,  is seen in Figure 10.11(a) due to energy required for CCS in the cement industry mitigation scenarios  (i.e., going from AIM cement >650 ppm CO2eq scenario to the <650 ppm CO2eq scenarios).   Figure 10.12 shows the regional breakdown of final energy demand by world regions for different  scenarios for the industrial sector. Over the 21st century, scenarios indicate that the growth of  industry FE demand continues to be greatest in Asia, followed by the Middle East and Africa,  although at a slower growth rate than seen over the last decade (see Section 10.3). The OECD‐1990,  Latin America, and Reforming Economies regions are expected to comprise a decreasing fraction of  the world’s industrial FE.  After 2050, emissions from industry, including indirect emissions resulting from industrial electricity  demand become very low, and in some scenarios even negative as seen in Figure 10.11(b). The  emission intensity of FE shown in Figure 10.11(c) decreases in most scenarios over the century, and  decreases more strongly for low CO2eq concentration levels. A decrease in emission intensity is  generally the dominant mechanism for decrease in direct plus indirect emissions in the <650 ppm  CO2eq scenarios shown in Figure 10.11. In scenarios with strong decreases in emission intensity, this  is generally due to some combination of application of CCS to direct industry emissions, and a shift  to a lower‐carbon carrier of energy – for example, a shift to low‐ or negative‐carbon sources of  electricity. Low carbon electricity is assessed in Chapter 7 and bioenergy with CCS—which could in  theory result in net CO2 removal from the atmosphere—is assessed in Chapters 7, and Sections  11.13.3, and 11.13.5.  Figure 10.13 shows the projected changes in the shares of industry sector energy carriers— electricity, solids (primarily coal), and liquids, gases and hydrogen—from 2010 to 2100 for 120  scenarios (compare also Figures 6.38 with low carbon fuel shares in industrial final energy).  Scenarios for all CO2eq concentration levels show an increase in the share of electricity in 2100  compared to 2010, and generally show a decrease in the share of liquids/gases/hydrogen. Some of  the <650 ppm CO2eq scenarios show an increase in the share of solids in 2100 compared to 2010 and  some show a decrease. For the >650 ppm CO2eq scenarios, the change in shares from 2010 to 2100  is generally smaller than the change in shares for the <650 ppm CO2eq scenarios. A shift towards  solids could lead to reduced emissions if the scenarios include the applicatin of CCS to the emissions  from solids. A shift towards electricity could lead to reduced emissions if the electricity generation is  from low emission energy sources. The strong decrease in indirect emissions from electricity  demand in most 430–530 ppm CO2eq scenarios is shown in Figure 6.33 (see Chapter 6.8), with  electricity emissions already negative in some scenarios by 2050. Each pathway implies some degree  of lock‐in of technology types and their supporting infrastructure, which has important implications;  e.g., iron/steel in the basic oxygen furnace (BOF) route might follow a pathway with a higher solid  fuel share but with CCS for direct emissions reduction by the industry. A decarbonized power sector  provides the means to reduce the emission intensity of electricity use in the industrial sector, but  barriers, such as a lack of a sufficient carbon price, exist (IEA, 2009b; Bassi et al., 2009) Barriers to  decarbonization of electricity are discussed in more detail in Section 7.10.  The IEA (2012d) 2DS scenario (Figure 10.14) shows a primary contribution to mitigation in 2050 from  energy efficiency followed by recycling and energy recovery, fuel and feedstock switching, and a  strong application of CCS to direct emissions. Carbon dioxide capture and storage has limited  application before 2030, since CO2 capture has yet to be applied at commercial scale in major  industries such as cement or iron/steel and faces various barriers (see Section 10.9). Increased      52 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    application of CCS is a precondition for rapid transitions and associated high levels of technology  development and investment as well as social acceptance. The AIM 450 CO2eq scenario (Akashi et  al., 2013) has, for example, a stronger contribution from CCS than the IEA 2DS from 2030 onward,  whereas the DNE21+ 450 ppm CO2eq scenario (Sano et al., Article in Press, 2013) has a weaker  contribution as shown in Figure 10.14. These more detailed industry sector scenarios fall within the  range of the full set of scenarios shown in Figure 10.11.  10.10.2    Transition, sustainable development, and investment  Transitions in industry will require significant investment and offer opportunities for sustainable  development (e.g., employment). Investment and development opportunities may be greatest in  regions where industry is growing, particularly because investment in new facilities provides the  opportunity to ‘leapfrog’, or avoid the use of less‐efficient higher emissions technologies present in  existing facilities, thus offering the opportunity for more sustainable development (for discussion of  co‐benefits and adverse side‐effects when implementing mitigation options, see Section 10.8).   The wide range of scenarios implies that there will be massive investments in the industry sector  over the 21st century. Mitigation scenarios generally imply an even greater investment in industry  with shifts in investment focus. For example, due to an intensive use of mitigation technologies in  the IEA’s Blue Scenarios (IEA, 2009d), global investments in industry are 2‐2.5 trillion USD higher by  the middle of the century than in the reference case; successfully deploying these technologies  requires not only consideration of competing investment options, but also removal of barriers and  seizing new opportunities (see Section 10.9).   The stringent mitigation scenarios discussed in Section 10.10.1 envisage emission intensity  reductions, in particular due to deployment of CCS. However, public acceptance of widespread  diffusion of CCS might hinder the realization of such scenarios. Taking the potential resistance into  account, some alternative mitigation scenarios may require reduction of energy service demand  (Kainuma et al., 2013). For the industry sector, options to reduce material demand or reduce  demand for products becomes important as the latter does not rely on investment challenges,  although they face a different set of barriers and can have high transaction costs (see Section 10.9).  Industry‐related climate change mitigation options vary widely and may positively or negatively  affect employment. As such, identifying mitigation options that enhance positive effects (e.g., due to  some energy efficiency improvements) and minimize the negative outcomes is therefore critical.  Some studies have argued that climate change mitigation policies can lead to unemployment and  economic downturn (e.g. Babiker and Eckaus, 2007; Chateau et al., 2011) because such policies can  threaten labour demand (e.g. Martinez‐Fernandez et al., 2010) and can be regressive (Timilsina,  2009). Alternatively, other studies suggest that environmental regulation could stimulate eco‐ innovation and investment in more efficient production techniques and result in increased  employment (OECD, 2009). Particularly, deployment of efficient energy technologies can lead to  higher employment (Wei et al., 2010; UNIDO, 2011) depending on how redistribution of investment  funds takes place within an economy (Sathaye and Gupta, 2010).       53 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5      Figure 10.11. Industry sector scenarios over the 21st century that lead to low (430–530 ppm CO2eq), medium (530–650 ppm CO2eq) and high (>650 ppm CO2eq) atmospheric CO2eq concentrations in 2100 (see Table 6.3 for definitions of categories). All results are indexed relative to 2010 values for each scenario. Panels show: (a) final energy demand; (b) direct plus indirect CO2eq emissions; (c) emission intensity (emissions from (b) divided by energy from (a)). Indirect emissions are emissions from industrial electricity demand. The median scenario (horizontal line symbol) surrounded by the darker colour bar (inner quartiles of scenarios) and lighter bar (full range) represent those 120 scenarios assessed in Chapter 6 with model default technology assumptions which submitted detailed final energy and emissions data for the industrial sector; white bars show the full range of scenarios including an additional 408, with alternate economic, resource, and technology assumptions (e.g., altering the economic and population growth rates, excluding some technology options or increasing response of energy efficiency improvement). Symbols are provided for selected scenarios for industry and industry sub-sectors (iron and steel, and cement) for the IEA ETP (IEA, 2012d), AIM Enduse model (Akashi et al., 2013 and Table 6.1) and DNE21+ (Sano et al., 2013a, b; and Table 6.1) for their baseline, 550 ppm and 450 ppm CO2eq scenarios to 2050.     54 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5      Figure 10.12. Final energy demand from the industry sector shown for the RC5 regions (see Annex II.2 for definition) over the 21st century. Bars are compiled using information from 105 of those 120 scenarios assessed in Chapter 6, with model default technology assumptions that submitted detailed final energy and emissions data for the industrial sector. Bar height corresponds to the median scenario with respect to final energy demand relative to 2010; breakdown fractions correspond to the mean of scenarios.   Figure 10.13. The ternary panel on the left provides the industry final energy share trajectories across three groups of energy carriers: electricity, solids, and liquids-gases-hydrogen. The path of each scenario’s trajectory is shown by a single line with symbols at the start in 2010 (the diamond towards     55 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    the lower right accounts for 3 of 120 trajectories generated from one model that start in 2010 at a higher solids and lower liquids, gases, hydrogen share than the remainder of the trajectories which start at the upper diamond), in 2050 and at the end in 2100. The lines in the three panels on the right show the shares of energy carriers for each of the trajectories in the ternary diagram in 2100; the diamonds show the average share across a panel’s models in 2010. Results are shown for those 120 scenarios assessed in Chapter 6, with model default technology assumptions that submitted detailed final energy and emissions data for the industrial sector.   Figure 10.14. Mitigation of direct CO2eq annual emissions in five major industrial sectors: iron/steel, cement, chemicals/petrochemicals, pulp/paper, and aluminium. The left panel shows results from IEA scenarios (IEA, 2012d), broken down by mitigation option. The top of the bar shows the IEA 4DS low demand scenario, the bottom bar is the 2DS low demand scenario. The bar layers show the mitigation options that contribute to the emission difference from the 4DS to the 2DS low demand scenario. The right panel shows mitigation by CCS of direct industrial emissions in IEA, AIM Enduse (Akashi et al., 2013 and Table 6.1) and DNE21+ (Sano et al., 2013a, b; and Table 6.1) scenarios are shown for those subsectors where CCS was reported.  10.11   Sectoral policies  It is important to note that there is no single policy that can address the full variety of mitigation  options for the industry sector. In addition to overarching policies (see Chapter 15 in particular, and  Chapters 14 and 16), combinations of sectoral policies are needed. The diverse and relatively even  mix of policy types in the industrial sector reflects the fact that there are numerous barriers to  energy and material efficiency in the sector (see Section 10.9), and that industry is quite  heterogeneous. In addition, the level of energy efficiency of industrial facilities varies significantly,  both within subsectors and within and across regions. Most countries or regions use a mix of policy  instruments, many of which interact. For example, energy audits for energy‐intensive manufacturing  firms are also regularly combined with voluntary/negotiated agreements and energy management  schemes (Anderson and Newell, 2004; Price and Lu, 2011; Rezessy and Bertoldi, 2011; Stenqvist and  Nilsson, 2012). Tax exemptions are often combined with an obligation to conduct energy audits  (Tanaka, 2011). Current practice acknowledges the importance of policy portfolios (e.g., (Brown et  al., 2011)), as well as the necessity to consider national contexts and unintended behaviour of      56 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    industrial companies. In terms of the latter, carbon leakage is relevant in the discussion of policies  for industry (for a more in‐depth analysis of carbon leakage see Chapter 5).   So far only a few national governments have evaluated their industry‐specific policy mixes (Reinaud  and Goldberg, 2011). For the UK, Barker et al. (2007) modelled the impact of the UK Climate Change  Agreements (CCAs) and estimated that from 2000 to 2010 they would result in a reduction of total  final demand for energy of 2.6% and a reduction in CO2 emissions of 3.3%. The CCAs established  targets for industrial energy‐efficiency improvements in energy‐intensive industrial sectors; firms  that met the targets qualified for a reduction of 80% on the Climate Change Levy (CCL) rates on  energy use in these sectors. Barker et al. (2007) also show that the macro‐economic effect on the UK  economy from the policies was positive.  In addition to dedicated sector‐specific mitigation policies, co‐benefits (see Section 10.8 and this  report’s framing chapters) should be considered. For example, local air quality standards have an  indirect effect on mitigation as they set incentives for substitution of inefficient production  technologies. Given the priorities of many governments, these indirect policies have played a  relatively more effective role than climate policies, e.g. in India (Roy, 2010).   10.11.1    Energy efficiency  The use of energy efficiency policy in industry has increased appreciably in many IEA countries as  well as major developing countries since the late 1990s (Roy, 2007; Worrell et al., 2009; Tanaka,  2011; Halsnæs et al., 2014). A review of 575 policy measures found that, as of 2010, information  programmes are the most prevalent (40%), followed by economic instruments (35%), and measures  such as regulatory approaches and voluntary actions (24%) (Tanaka, 2011). Identification of energy  efficiency opportunities through energy audits is the most popular measure, followed by subsidies,  regulations for equipment efficiency, and voluntary/negotiated agreements. A classification of the  various types of policies and their coverage are shown in Figure 10.15 and experiences in a range of  these policies are analyzed below.  Greenhouse gas cap‐and‐trade and carbon tax schemes that aim to enhance energy efficiency in  energy‐intensive industry have been established in developed countries, particularly in the last  decade, and are recently emerging in some developing countries. The largest example of these  economic instruments by far is the European Emissions Trading Scheme (ETS). A more in‐depth  analysis of these overarching mechanisms is provided in Chapter 15.   Among regulatory approaches, regulations and energy efficiency standards for equipment have  increased dramatically since 1992 (Tanaka, 2011). With regards to target‐driven policies, one of the  key initiatives for realizing the energy intensity reduction goals in China was the Top‐1000 Energy‐ Consuming Enterprises programme that required the establishment of energy‐saving targets, energy  use reporting systems and energy conservation plans, adoption of incentives and investments, and  audits and training. The programme resulted in avoided CO2 emissions of approximately 400 MtCO2  compared to a business‐as‐usual baseline, and has been expanded to include more facilities under  the new Top‐10,000 enterprise programme. (Lin et al., 2011; Price et al., 2011; NDRC, 2011b)      57 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5      Figure 10.15. Selected policies for energy efficiency in industry and their coverage (from Tanaka, 2011). Many firms (in particular SMEs) with rather low energy costs as a share of their revenue allocate  fewer resources to improving energy efficiency, resulting in a low level of knowledge about the  availability of energy‐efficiency options (Gruber and Brand, 1991; Ghosh and Roy, 2011). Energy  audits help to overcome such information barriers (Schleich, 2004) and can result in the faster  adoption of energy‐efficient measures (Fleiter et al., 2012b). The effectiveness of 22 industrial  energy auditing programmes in 15 countries has been reviewed by Price and Lu (2011), who give  recommendations on the success factors (e.g., use of public databases for benchmarking, use of  incentives for participation in audits).   Energy Management Systems (EnMS) are a collection of business processes, carried out at plants  and firms, designed to encourage and facilitate systematic improvement in energy efficiency. The  typical elements of EnMS include maintenance checklists, measurement processes, performance  indicators and benchmarks, progress reporting, and on‐site energy managers (McKane, 2007). The  adoption of EnMS schemes in industry can be mandatory, as in Japan, Italy, Turkey, or Portugal  (Tanaka, 2011) or voluntary, and can be guided by standards, such as the international standard ISO  5000123. Backlund et al. and Thollander and Palm (2012; 2013) argue that improvement in practices  identified by EnMS and audits should be given a greater role in studies of potential for energy  efficiency, as most studies concentrate only on the technological and economical potentials.   There are a number of case studies that argue for the environmental and economic effectiveness of  EnMS and energy audits (Anderson and Newell, 2004; Ogawa et al., 2011; Shen et al., 2012). Some  studies report very quick payback for energy efficiency investments identified during such  assessments (Price et al., 2008). For example, a programme in Germany offering partial subsidies to                                                               23  http://www.iso.org/iso/home/standards/management‐standards/iso50001.htm.      58 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    SMEs for energy audits was found to have saved energy at a cost to the German government of 2.4– 5.7 USD2010/tCO2 (Fleiter et al., 2012c). In another case, the energy audit program by the Energy  Conservation Centre of Japan (ECCJ), was found to provide positive net benefits for society, defined  as the net benefit to private firms minus the costs to government, of 65 USD2010/tCO2 (Kimura and  Noda, 2010). On the other hand, there are also studies that report mixed results of some mandatory  EMS and energy audits, where some companies did not achieve any energy efficiency improvements  (Kimura and Noda, 2010).  Many countries use benchmarking to compare energy use among different facilities within a  particular sector (Tanaka, 2008; Price and McKane, 2009). In the Netherlands, for example, the  Benchmarking Covenants encourage companies to compare themselves to others and to commit to  becoming among the most energy‐efficient in the world. However, in many countries high‐quality  energy efficiency data for benchmarking is lacking (Saygin et al., 2011b).  Negotiated, or voluntary agreements (VAs), have been found in various assessments to be effective  and cost‐efficient (Rezessy and Bertoldi, 2011). Agreement programmes (e.g., in Ireland, France, the  Netherlands, Denmark, UK, Sweden) were often responsible for increasing the adoption of energy‐ efficiency and mitigation technologies by industries beyond what would have been otherwise  adopted without the programmes (Price et al., 2010; Stenqvist and Nilsson, 2012). Some key factors  contributing to successful VAs appear to be a strong institutional framework, a robust and  independent monitoring and evaluation system, credible mechanisms for dealing with non‐ compliance, capacity‐building and—very importantly—accompanying measures such as free or  subsidized energy audits, mandatory energy management plans, technical assistance, information  and financing for implementation (Rezessy and Bertoldi, 2011), as well as dialogue between industry  and government (Yamaguchi, 2012). Further discussion and examples of the effectiveness of VAs can  be found in Chapter 15.   10.11.2    Emissions efficiency  Policies directed at increasing energy efficiency (discussed above) most often result in reduction of  CO2 intensity as well, in particular when the aim is to make the policy part of a wider policy mix  addressing multiple policy objectives. Examples of emissions efficiency policy strategies include  support schemes and fiscal incentives for fuel switching, R&D programmes for CCS, and inclusion of  reduction of non‐CO2 gases in voluntary agreements (e.g., Japanese voluntary action plan Keidanren,  see Chapter 15).   Regarding gases with a relatively high GWP such as HFCs, PFCs, and SF6, successful policy examples  exist for capture in the power sector (e.g., Japan (Nishimura and Sugiyama, 2008)), but there is not  much experience in the industry sector. The CDM has driven abatement of the industrial gases HFC‐ 23 and N2O in developing countries because of monetary incentives (Michaelowa and Buen, 2012)24.  Including high GWP emissions within the same cap and trade programme (and therefore prices) as  energy‐related emissions may draw opposition from the industries concerned, so special  programmes for these gases could be a better alternative (Hall, 2007). Another option suggested is  to charge an upfront fee that would then be refunded when the gases are later captured and  destroyed (Hall, 2007).  10.11.3    Material efficiency  Policy instruments for material or resource use efficiency in general are only just starting to be  promoted for mitigation of GHG emissions in industry; consequently, effective communication to  industry on the need and potential for an integrated approach is still lacking (Lettenmeier et al.,                                                               24  For a more in‐depth analysis of CDM as a policy instrument, see Chapter 13, Sections 13.7.2 and 13.13.1.2.  59 of 112           Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    2009). Similarly, waste management policies are still not driven by climate concerns, although the  potential for GHG emission reductions through waste management is increasingly recognized and  accounted for (see Section 10.14/Appendix: Waste), (e.g., (Worrell and van Sluisveld, 2013). Several  economic instruments (e.g., taxes and charges) related to waste disposal have been shown to be  effective in preventing waste, although they do not necessarily lead to improved design measures  being taken further upstream (Hogg et al., 2011).   A number of policy packages are directly and indirectly aimed at reducing material input per unit of  product or unit of service demand25. Some examples are the European Action Plan on Sustainable  Consumption and Production (SCP) and Sustainable Industry (EC, 2008a), the EU’s resource  efficiency strategy and roadmap (EC, 2011, 2012b), and Germany’s resource efficiency programme,  ProgRess (BMU, 2012). SCP policies include both voluntary and regulatory instruments, such as the  EU Eco‐design Directive, as well as the Green Public Procurement policies. Aside from setting a  framework and long‐term goals for future legislation and setting up networks and knowledge bases,  these packages include few specific policies and, most importantly, do not set quantitative targets  nor explicitly address the link between material efficiency and GHG emission reductions.  Some single policies (as opposed to policy packages) related to material efficiency do include an  assessment of their impacts in terms of GHG emissions. For example, in the UK’s National Industrial  Symbiosis Programme (NISP) brokers exchange resources between companies (for an explanation of  industrial symbiosis, see Section 10.5). An assessment of the savings through the NISP estimated  that over 6 MtCO2eq were saved over the first five years (Laybourn and Morrissey, 2009). The PIUS‐ Check initiative by the German state of North Rhine‐Westphalia (NRW) offers audits to companies  where the relevant material flows are analyzed and recommendations for improvements are made.  These PIUS‐checks have been particularly successful in metal processing industries, and it is  estimated that they have saved 20 thousand tonnes of CO2 (EC, 2009).  In the Asia and Pacific region there are a number of region‐specific policy instruments for climate  change mitigation through SCP, such as the China Refrigerator Project, which realized emissions  reductions of about 11 MtCO2 between 1999 and 2005 by combining several practices including  sustainable product design, technological innovation, eco‐labelling, and awareness raising of  consumers and retailers (SWITCH‐Asia Network Facility, 2009). However, there is still a lack of solid  ex‐post assessments on SCP policy impacts.   Besides industry‐specific policies there are policies with a different sector focus that influence  industrial activity indirectly, by reducing the need for products (e.g., car pooling incentive schemes  can lead to the production of less cars) or industrial materials (e.g., vehicle fuel economy targets can  incentivize the design of lighter vehicles). A strategic approach in order to reflect the economy‐wide  resource use and the global risks may consist of national accounting systems beyond GDP26 (Jackson,  2009; Roy and Pal, 2009; Arrow et al., 2010; GEA, 2012), including systems to account for increasing  resource productivity (OECD, 2008; Bringezu and Bleischwitz, 2009) and of new international  initiatives to spur systemic eco‐innovations in key areas such as cement and steel production, light‐ weight cars, resource efficient construction, and reducing food waste.   10.12   Gaps in knowledge and data  The key challenge for making an assessment of the industry sector is the diversity in practices, which  results in uncertainty, lack of comparability, incompleteness, and quality of data available in the                                                                SCP policies are also covered in Chapter 4 (Sustainable Development and Equity, Section 4.4.3.1 SCP policies  and programmes)  26 25  For example, the EU’s “Beyond GDP Initiative”: http://www.beyond‐gdp.eu/      60 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    public domain on process and technology specific energy use and costs. This diversity makes  assessment of mitigation potential with high confidence at global and regional scales extremely  difficult. Sector data are generally collected by industry/trade associations (international or  national), are highly aggregated, and generally give little information about individual processes. The  enormous variety of processes and technologies adds to the complexity of assessment (Tanaka,  2008, 2012; Siitonen et al., 2010).  Other major gaps in knowledge identified are:      A systematic approach and underlying methodologies to avoid double counting due to the  many different ways of attributing emissions (10.1).  An in‐depth assessment of mitigation potential and associated costs achievable particularly  through material efficiency and demand‐side options (10.4).  Analysis of climate change impacts on industry and industry‐specific mitigation options, as  well as options for adaptation (10.6)  Comprehensive information on sector and sub‐sector specific option‐based mitigation  potential and associated costs based on a comparable methodology and transparent  assumptions (10.7)  Effect on long‐term scenarios of demand reduction strategies through an improved  modelling of material flows, inclusion of regional producer behaviour model parameters in  integrated models (10.10).   Understanding of the net impacts of different types of policies, the mitigation potential of  linked policies e.g., resource efficiency/energy efficiency policies, as well as policy as drivers  of carbon leakage effects (10.11).     10.13   Frequently Asked Questions   FAQ 10.1. How much does the industry sector contribute to GHG emissions?   Global industrial GHG emissions accounted for just over 30% of global GHG emissions in 2010. Global  industry and waste/wastewater GHG emissions grew from 10 GtCO2eq in 1990 to 13 GtCO2eq in  2005 to 15 GtCO2eq in 2010. Over half (52%) of global GHG emissions from industry and  waste/wastewater are from the ASIA region, followed by OECD‐1990 (25%), EIT (9%), MAF (8%), and  LAM (6%). GHG emissions from industry grew at an average annual rate of 3.5% globally between  2005 and 2010. This included 7% average annual growth in the ASIA region, followed by MAF (4.4%)  and LAM (2%), and the EIT countries (0.1%), but declined in the OECD‐1990 countries (‐1.1%). (10.3)  In 2010, industrial GHG emissions were comprised of direct energy‐related CO2 emissions of 5.3  GtCO2eq, 5.2 GtCO2eq indirect CO2 emissions from production of electricity and heat for industry,  process CO2 emissions of 2.6 GtCO2eq, non‐CO2 GHG emissions of 0.9 GtCO2eq, and  waste/wastewater emissions of 1.5 GtCO2eq.  2010 direct and indirect emissions were dominated by CO2 (85.1%) followed by CH4 (8.6%), HFC  (3.5%), N2O (2.0%), PFC (0.5%) and SF6 (0.4%) emissions. Between 1990 and 2010, N2O emissions  from adipic acid and nitric acid production and PFC emissions from aluminium production decreased  while HFC‐23 emissions from HCFC‐22 production increased. In the period 1990–2005, fluorinated  gases (F‐gases) were the most important non‐CO2 GHG source in manufacturing industry. (10.3)      61 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    FAQ 10.2. What are the main mitigation options in the industry sector and what is the  potential for reducing GHG emissions?   Most industry sector scenarios indicate that demand for materials (steel, cement, etc.) will increase  by between 45% to 60% by 2050 relative to 2010 production levels. To achieve an absolute  reduction in emissions from the industry sector will require a broad set of mitigation options going  beyond current practices. Options for mitigation of GHG emissions from industry fall into the  following categories: energy efficiency, emissions efficiency (including fuel and feedstock switching,  carbon dioxide capture and storage), material efficiency (for example through reduced yield losses in  production), re‐use of materials and recycling of products, more intensive and longer use of  products, and reduced demand for product services. (10.4, 10.10)  In the last two to three decades there have been strong improvements in energy and process  efficiency in industry, driven by the relatively high share of energy costs. Many options for energy  efficiency improvement still remain, and there is still potential to reduce the gap between actual  energy use and the best practice in many industries. Based on broad deployment of best available  technologies, the GHG emissions intensity of the sector could be reduced through energy efficiency  by approximately 25%. Through innovation, additional reductions of approximately 20% in energy  intensity may potentially be realized before approaching technological limits in some energy  intensive industries. (10.4, 10.7)   In addition to energy efficiency, material efficiency—using less new material to provide the same  final service—is an important and promising option for GHG reductions that has had little attention  to date. Long‐term step‐change options, including a shift to low carbon electricity or radical product  innovations (e.g., alternatives to cement), may have the potential to contribute to significant  mitigation in the future. (10.4)  FAQ 10.3. How will the level of product demand, interactions with other sectors, and  collaboration within the industry sector affect emissions from industry?   The level of demand for new and replacement products has a significant effect on the activity level  and resulting GHG emissions in the industry sector. Extending product life and using products more  intensively could contribute to reduction of product demand without reducing the service. However,  assessment of such strategies needs a careful net‐balance (including calculation of energy demand in  the production process and associated GHG emissions). Absolute emission reductions can also come  about through changes in lifestyle and their corresponding demand levels, be it directly (e.g., for  food, textiles) or indirectly (e.g., for product/service demand related to tourism) (10.4).   Mitigation strategies in other sectors may lead to increased emissions in industry if they require  enhanced use of energy intensive materials (e.g., higher production of solar cells (PV) and insulation  materials for buildings). Moreover, collaborative interactions within the industry sector and between  the industry sector and other economic sectors have significant potential for mitigation (e.g., heat  cascading). In addition, inter‐sectoral cooperation, i.e., collaborative interactions among industries in  industrial parks or with regional eco‐industrial networks, can contribute to mitigation. (10.5)  FAQ 10.4. What are the barriers to reducing emissions in industry and how can these be  overcome? Are there any co‐benefits associated with mitigation actions in industry?   Implementation of mitigation measures in industry faces a variety of barriers. Typical examples  include: the expectation of high return on investment (short payback period); high capital costs and  long project development times for some measures; lack of access to capital for energy efficiency  improvements and feedstock/fuel change; fair market value for cogenerated electricity to the grid;  and costs/lack of awareness of need for control of HFC leakage. In addition, businesses today are  mainly rewarded for growing sales volumes and can prefer process innovation over product      62 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    innovation. Existing national accounting systems based on GDP indicators also support the pursuit of  actions and policies that aim to increase demand for products and do not trigger product demand  reduction strategies. (10.9)  Addressing the causes of investment risk, and better provisioning of user demand in the pursuit of  human well‐being could enable the reduction of industry emissions. Improvements in technologies,  efficient sector specific policies (e.g., economic instruments, regulatory approaches and voluntary  agreements), and information and energy management programmes could all contribute to  overcome technological, financial, institutional, legal, and cultural barriers. (10.9, 10.11)  Implementation of mitigation measures in industries and related policies might gain momentum if  co‐benefits (10.8) are considered along with direct economic costs and benefits (10.7). Mitigation  actions can improve cost competitiveness, lead to new market opportunities, and enhance  corporate reputation through indirect social and environmental benefits at the local level.  Associated positive health effects can enhance public acceptance. Mitigation can also lead to job  creation and wider environmental gains such as reduced air and water pollution and reduced  extraction of raw materials which in turn leads to reduced GHG emissions. (10.8)  10.14   Appendix: Waste  10.14.1    Introduction  Waste generation and reuse is an integral part of human activity. Figure 10.2 and Section 10.4 have  shown how industries enhance resource use efficiency through recycling or reuse before discarding  resources to landfills, which follows the waste hierarchy shown in Figure 10.16. Several mitigation  options exist at the pre‐consumer stage. Most important is reduction in waste during production  processes. With regard to post‐consumer waste, associated GHG emissions heavily depend on how  waste is treated.   This section provides a summary of knowledge on current emissions from wastes generated from  various economic activities (focusing on solid waste and wastewater) and discusses the mitigation  options to reduce emissions and recover materials and energy from solid wastes.   10.14.2    Emissions trends  10.14.2.1    Solid waste disposal  The ‘hierarchy of waste management’ as shown in Figure 10.16, places waste reduction at the top,  followed by re‐use, recycling, energy recovery (including anaerobic digestion), treatment without  energy recovery (including incineration and composting) and four types of landfills ranging from  modern sanitary landfills that treat liquid effluents and also attempt to capture and use the  generated biogas, through to traditional non‐sanitary landfills (waste designated sites that lack  controlled measures) and open burning. Finally, at the bottom of the pyramid are crude disposal  methods in the form of waste dumps (designated or non‐designated waste disposal sites without  any kind of treatment) that are still dominant in many parts of the world. The hierarchy shown in  Figure 10.16 provides general guidance. However, lifecycle assessment of the overall impacts of a  waste management strategy for specific waste composition and local circumstances may change the  priority order (EC, 2008b).      63 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Figure 10.16. The hierarchy of waste management. The priority order and colour coding is based on the five main groups of waste hierarchy classification (Prevention; Preparing for Re-Use; Recycling; Other Recovery e.g., Energy Recovery; and Disposal) outlined by the European Commission (EC, 2008b). Municipal solid wastes (MSW) are the most visible and troublesome residues of human society. The  total amount of MSW generated globally has been estimated at about 1.5 Gt per year (Themelis,  2007) and it is expected to increase to approximately 2.2 Gt by 2025 (Hoornweg and Bhada‐Tata,  2012). Of the current amount, approximately 300 Mt are recycled, 200 Mt are treated with energy  recovery, another 200 Mt are disposed in sanitary landfills, and the remaining 800 Mt are discarded  in non‐sanitary landfills or dumps. Thus, much of the recoverable matter in MSW is dispersed  through mixing with other materials and exposure to reactive environmental conditions. The  implications for GHG and other emissions are related not only to the direct emissions from waste  management, but also to the emissions from production of materials to replace those lost in the  waste.  Figure 10.17 presents global emissions from waste from 1970 until 2010 based on EDGAR version  4.2. Methane emissions from solid waste disposal almost doubled between 1970 and 2010. The drop  in CH4 emissions from solid waste disposal sites (SWDS) starting around 1990 is most likely related to  the decrease in such emissions in Europe and the United States. However, it is important to note  that the First Order Decay (FOD) model used in estimating emissions from solid waste disposal sites  in the EDGAR database does not account for climate and soil micro‐climate conditions like California  Landfill Methane Inventory Model (CALMIM) (see Spokas et al., 2011; Spokas and Bogner, 2011;  Bogner et al., 2011).       64 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5      Figure 10.17. Global waste emissions MtCO2eq/year, global waste emissions per GDP and global waste emissions per capita referred to 1970 values. Based on (JRC/PBL, 2012). (See Annex II.9) Global waste emissions per unit of GDP decreased 27% from 1970 to 1990 and 34% from 1990 to  2010, with a decrease of 48% for the entire period (1970–2010). Global waste emissions per capita  increased 10% between 1970 and 1990, decreased 5% from 1990 to 2010, with a net increase of 5%  for the entire period 1970–2010 (Figure 10.17). Several reasons may explain these trends: GHG  emissions from waste in EU, mainly from solid waste disposal on land and wastewater handling  decreased by 19.4% in the decade 2000–2009; the decline is notable when compared to total EU27  emissions over the same period, which decreased by 9.3 %27. Energy production from waste in the  EU in 2009 was more than double that generated in 2000, while biogas has experienced a 270%  increase in the same period. With the introduction of the Landfill Directive 10 1999/31/EC, the EU  has established a powerful tool to reduce the amount of biodegradable municipal waste disposed in  landfills (Blodgett and Parker, 2010). Moreover, methane emissions from landfills in the United  States decreased by approximately 27% from 1990 to 2010. This net emissions decrease can be  attributed to many factors, including changes in waste composition, an increase in the amount of  landfill gas collected and combusted, a higher frequency of composting, and increased rates of  recovery of degradable materials for recycling, e.g., paper and paperboard (EPA, 2012b).   China's GHG emissions in the waste sector increased rapidly in the 1981 to 2009 period, along with  the growing scale of waste generation by industries as well as households in urban and rural areas  (Qu and Yang, 2011). A 79% increase in landfill methane emissions was estimated between 1990 (2.4  Mt) and 2000 (4.4 Mt) due to changes in both the amount and composition of municipal waste  generated (Streets et al., 2001) and emission of China’s waste sector will peak at 33.2 MtCO2eq in  2024 (Qu and Yang, 2011). In India (INCCA, 2010), the waste sector contributed 3% of total national                                                                Eurostat 2013, available at  http://epp.eurostat.ec.europa.eu/statistics_explained/index.php/Climate_change_‐_driving_forces.  27     65 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    CO2 emission equivalent of which 22% is from municipal solid waste and the rest are from domestic  wastewater (40%) and industrial wastewater (38%). Domestic wastewater is the dominant source of  CH4 in India. The decrease of GHG emissions in the waste sector in the EU and the United States  from 1990 to 2009 has not been enough to compensate for the increase of emissions in other  regions resulting in an overall increasing trend of total waste‐related GHG emissions in that period.   10.14.2.2    Wastewater   Methane and nitrous oxide emissions from wastewater steadily increased during the last decades  reaching 667 and 108 MtCO2eq in 2010, respectively. Methane emissions from domestic/commercial  and industrial categories are responsible for 86% of wastewater GHG emissions during the period  1970‐2010, while the domestic/commercial sector was responsible for approximately 80% of the  methane emissions from wastewater category.   10.14.3    Technological options for mitigation of emissions from waste   10.14.3.1    Pre‐consumer waste  Waste reduction  Pre‐consumer (or post‐industrial) waste is the material diverted from the waste stream during a  manufacturing process that does not reach the end user. This does not include the reutilization of  materials generated in a process that can be re‐used as a substitute for raw materials (10.4) without  being modified in any way. Waste reduction at the pre‐consumer stage can be achieved by  optimizing the use of raw materials, e.g., arranging the pattern of pieces to be cut on a length of  fabric or metal sheet enable maximum utilization of material with minimum of waste.  Recycling and reuse  Material substitution through waste generated from an industrial process or manufacturing chain  can lead to reduction in total energy requirements (10.4) and hence emissions. Section 10.4  discusses options for recycling and reuse in the manufacturing industries. The same section also  discusses the use of municipal solid waste as energy source or feedstock, e.g., for the cement  industry, as well as the possible use of industrial waste for mineralization approaches for CCS.   10.14.3.2    Post‐consumer waste  Pre‐consumer (or post‐industrial) waste is the material resulting from a manufacturing process,  which joins the waste stream and does not reach the end use. The top priority of the post‐consumer  waste management is reduction followed by re‐use and recycling.   Waste reduction  To a certain extent, the amount of post‐consumer waste is related to lifestyle. On a per capita basis,  Japan and the EU have about 60% of the US waste generation rates based significantly on different  consumer behavior and regulations. Globally, a visionary goal of ‘zero waste’ assists countries in  designing waste reduction strategies, technologies, and practices, keeping in mind other resource  availability like land. Home composting has been successfully used in some regions, which reduces  municipal waste generation rates (Favoino and Hogg, 2008; Andersen et al., 2010).  Non‐technological behavioural strategies aim to avoid or reduce waste, for instance by decoupling  waste generation from economic activity levels such as GDP (Mazzanti and Zoboli, 2008). In addition,  strategies are in place that aim to enhance the use of materials and products that are easy to  recycle, reuse, and recover (10.4) in close proximity facilities. Examples in the building sector are  discussed in Chapter 9.       66 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Post‐consumer waste can be linked with pre‐consumer material through the principle of Extended  Producer Responsibility (EPR) in order to divert the waste going to landfills. This principle or policy is  the explicit attribution of responsibility to the waste–generating parties, preferably already in the  pre‐consumer phase. In Germany, for example, the principle of producer responsibility for their  products in the post‐consuming phase is made concrete by the issuing of regulations (de Jong, 1997).  Sustainable consumption and production and its influence on waste minimization are discussed also  in Section 10.11.   Recycling/reuse  If reduction of post‐consumer waste cannot be achieved, reuse and recycling is the next priority in  order to reduce the amount of waste produced and to divert it from disposal (Valerio, 2010).  Recycling of post‐consumer waste can be achieved with high economic value to protect the  environment and conserve the natural resources (El‐Haggar, 2010). Section 10.4 discusses this in the  context of reuse in industries. Chapter 9 discusses some examples of recycling/reuse options in the  building sector.  As cities have become hotspots of material flows and stock density (Baccini and Brunner, 2012, p.  31) (see Chapter 12), MSW can be seen as a material reservoir that can be mined. This can be done  not only through current recycling and/or energy recovery processes (10.4), but also by properly  depositing and concentrating substances (e.g., metals, paper, plastic) in order to make their  recuperation technically and economically viable in the future. The current amount of materials  accumulated mainly in old/mature settlements, for the most part located in developed countries  (Graedel, 2010), exceeds the amount of waste currently produced (Baccini and Brunner, 2012, p. 50).   With a high degree of agreement, it has been suggested that urban mining (as a contribution  towards a zero waste scenario) could reduce important energy inputs of material future demands in  contrast to domestically produced and, even more important for some countries, imported  materials, while contributing to future material accessibility.   Landfilling and methane capture from landfills  It has been estimated (Themelis and Ulloa, 2007) that annually about 50 Mt of methane is generated  in global landfills, 6 Mt of which are captured at sanitary landfills. Sanitary landfills that are equipped  to capture methane at best capture 50% of the methane generated; however, significantly higher  collection efficiencies have been demonstrated at certain well designed and operated landfills with  final caps/covers of up to 95%.  The capital investment needed to build a sanitary landfill is less than 30% of a waste‐to‐energy  (WTE) plant of the same daily capacity. However, because of the higher production of electricity  (average of 0.55 MWh of electricity per metric tonne of MSW in the U.S. vs 0.1 MWh for a sanitary  landfill), a WTE plant is usually more economic over its lifetime of 30 years or more (Themelis and  Ulloa, 2007). In other regions, however, the production of methane from landfills may be lower due  to the reduction of biodegradable fraction entering the landfills or operating costs may be lower.  Therefore, economics of both options may be different in such cases.  Landfill aeration  Landfill aeration can be considered as an effective method for GHG emissions reduction in the future  (Ritzkowski and Stegmann, 2010). In situ aeration is one technology that introduces ambient air into  MSW landfills to enhance biological processes and to inhibit methane production (Chai et al., 2013).  Ambient air is introduced in the landfill via a system of gas wells, which results in accelerated aerobic  stabilization of deposited waste. The resulting gas is collected and treated (Heyer et al., 2005; Prantl  et al., 2006). Biological stabilization of the waste using in‐situ aeration provides the possibility to      67 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    reduce both the actual emissions and the emission potential of the waste material (Prantl et al.,  2006).  Landfill aeration, which is not widely applied yet, is a promising technology for treating the residual  methane from landfills utilizing landfill gas for energy when energy recovery becomes economically  unattractive (Heyer et al., 2005; Ritzkowski et al., 2006; Rich et al., 2008). In the absence of  mandatory environmental regulations that require the collection and flaring of landfill gas, landfill  aeration might be applied to closed landfills or landfill cells without prior gas collection and disposal  or utilization. For an in situ aerated landfill in northern Germany, for example, landfill aeration  achieved a reduction in methane emissions by 83% to 95% under strictly controlled conditions  (Ritzkowski and Stegmann, 2010). Pinjing et al. (2011) show that landfill aeration is associated with  increased N2O emissions.  Composting and Anaerobic Digestion  Municipal solid waste (MSW) contains ‘green’ wastes such as leaves, grass, and other garden and  park residues, and also food wastes. Generally, green wastes are source‐separated and composted  aerobically (i.e., in presence of oxygen) in windrows. However, food wastes contain meat and other  substances that, when composted in windrows, emit unpleasant odours. Therefore, food wastes  need to be anaerobically digested in closed biochemical reactors. The methane generated in these  reactors can be used in a gas engine to produce electricity, or for heating purposes. Source  separation, collection, and anaerobic digestion of food wastes are costly and so far have been  applied to small quantities of food wastes in a few cities (e.g., Barcelona, Toronto, Vienna (Arsova,  2010)), except in cases where some food wastes are co‐digested with agricultural residues. In  contrast, windrow composting is practiced widely; for example, 62% of the U.S. green wastes (22.7  million tonnes) were composted aerobically in 2006 (Arsova et al., 2008), while only 0.68 million  tonnes of food wastes (i.e., 2.2% of total food wastes (EPA, 2006a)) were recovered.   Energy Recovery from Waste  With the exception of metals, glass, and other inorganic materials, MSW consists of biogenic and  petrochemical compounds made of carbon and hydrogen atoms.   The energy contained in solid wastes can be recovered by means of several thermal treatment  technologies including combustion of as‐received solid wastes on a moving grate, shredding of MSW  and combustion on a grate or fluidized bed, mechanical‐biological treatment (MBT) of MSW into  compost, refuse‐derived fuel (RDF) or biogas from anaerobic digestion, partial combustion and  gasification to a synthetic gas that is then combusted in a second chamber, and pyrolysis of source‐ separated plastic wastes to a synthetic oil. At this time, an estimated 90% of the world's WTE  capacity (i.e., about 180 Mt per year) is based on combustion of as‐received MSW on a moving  grate; the same is true of the nearly 120 new WTE plants that were built worldwide in the period of  2000–2007 (Themelis, 2007).   WTE plants require sophisticated Air Pollution Control (APC) systems that constitute a large part of  the plant. In the last twenty years, because of the elaborate and costly APC systems, modern WTE  plants have become one of the cleanest high temperature industrial processes (Nzihou et al., 2012).  Source separation of high moisture organic wastes from the MSW increases the thermal efficiency of  WTE plants.   Most of the mitigation options mentioned above require expenditures and, therefore, are more  prevalent in developed countries with higher GDP levels. A notable exception to this general rule is  China, where government policy has encouraged the construction of over 100 WTE plants during the  first decade of the 21st century (Dong, 2011). Figure 10.18 shows the share of different management  practices concerning the MSW generated in several nations (Themelis and Bourtsalas, 2013). Japan,      68 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    with about 75% WTE and 25% recycling, is at the top of this graph while China, with 18% WTE and  less than 3% recycling, is at the level of Slovakia.  The average chemical energy stored in MSW is about 10 MJ/kg (lower heating value, LHV),  corresponding to about 2.8 MWh per tonne. The average net thermal efficiency of U.S. WTE plants  (i.e., electricity to the grid) is 20%, which corresponds to 0.56 MWh per tonne of MSW. However,  additional energy can be recovered from the exhaust steam of the turbine generator. For example,  some plants in Denmark and elsewhere recover 0.5 MWh of electricity plus 1 MWh of district  heating. A full discussion of the R1 factor, used in the EU for defining overall thermal efficiency of a  WTE plant can be found in Themelis et al. (2013).  Studies of the biogenic and fossil‐based carbon based on C14‐C12 measurements on stack gas of  nearly forty WTE plants in the United States have shown the about 65% of the carbon content of  MSW is biogenic (i.e., from paper, food wastes, wood, etc.) (Themelis et al., 2013) .    Figure 10.18. Management practices concerning MSW in several nations (based on World Bank and national statistics, methodology described in Themelis and Bourtsalas (2013).     69 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    10.14.3.3    Wastewater  As a preventive measure, primary and secondary aerobic and land treatment help reduce CH4  emissions during wastewater treatment. Alternatively, CH4 emissions from wastewater including  sludge treatment under anaerobic conditions can be captured and used as an energy source  (Karakurt et al., 2012). Nitrous oxide is mainly released during biological nitrogen removal in  wastewater treatment plants, primarily in aerated zones thus improved plant design and operational  strategies (availability of dissolved oxygen, chemical oxygen demand and nitrogen ratio COD/N) have  to be achieved in order to avoid the stripping of nitrous emissions (Kampschreur et al., 2009; Law et  al., 2012).  Most developed countries rely on centralized aerobic/anaerobic wastewater treatment plants to  handle their municipal wastewater. In developing countries, there is little or no collection and  treatment of wastewater, anaerobic systems such as latrines, open sewers, or lagoons (Karakurt et  al., 2012). Approximately 47% of wastewater produced in the domestic and manufacturing sectors is  untreated, particularly in South and Southeast Asia, but also in Northern Africa as well as Central and  South America (Flörke et al., 2013). Wastewater treatment plants are highly capital‐intensive but  inflexible to adapt to growing demands, especially in rapidly expanding cities. Therefore, innovations  related to decentralized wastewater infrastructure are becoming promising. These innovations  include satellite systems, actions to achieve reduced wastewater flows, recovery and utilization of  the energy content present in wastewater, recovery of nutrients, and the production of water for  recycling, which will be needed to address the impacts of population growth and climate change  (Larsen et al., 2013).   Industrial wastewater from the food industry usually has both high biochemical and chemical oxygen  demand and suspended solid concentrations of organic origin that induce a higher GHG production  per volume of wastewater treated compared to municipal wastewater treatment. The  characteristics of the wastewater and the off‐site GHG emissions have a significant impact on the  total GHG emissions attributed to the wastewater treatment plants (Bani Shahabadi et al., 2009). For  example, in the food processing industry with aerobic/anaerobic/hybrid process, the biological  processes in the treatment plant made for the highest contribution to GHG emissions in the aerobic  treatment system, while off‐site emissions are mainly due to material usage and represent the  highest emissions in anaerobic and hybrid treatment systems. Industrial cluster development in  developing countries like China and India are enhancing wastewater treatment and recycling (see  also Section 10.5).   Regional variation in wastewater quality matters in terms of performance of technological options.  Conventional systems may be technologically inadequate to handle the locally produced sewage in  arid areas like the Middle East. In these areas, domestic wastewater are up to five times more  concentrated in the amount of biochemical and/or chemical oxygen demand per volume of sewage  in comparison with United States and Europe, causing large amounts of sludge production. In these  cases, choosing an appropriate treatment technology for the community could be a sustainable  solution for wastewater management and emissions control. Example solutions include upflow  anaerobic sludge blanket, hybrid reactors, soil aquifer treatment, approaches based on pathogens  treatment, and reuse of the treated effluent for agricultural reuse (Bdour et al., 2009).   Wetlands can be a sustainable solution for municipal wastewater treatment due to their low cost,  simple operation and maintenance, minimal secondary pollution, favourable environmental  appearance, and other ecosystem service benefits (Mukherjee, 1999; Chen et al., 2008, 2011;  Mukherjee and Gupta, 2011). It has been demonstrated that wetlands are a less energy intensive  option than conventional wastewater treatment systems despite differences in costs across  technologies and socio‐economic contexts (Gao et al., 2012), but such systems are facing challenges  in urban areas from demand for land for other economic activities (Mukherjee, 1999).       70 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    It has been highlighted that wastewater treatment with anaerobic sludge digestion and methane  recovery and use for energy purposes reduces methane emissions (Bani Shahabadi et al., 2009; Foley  et al., 2010; Massé et al., 2011; Fine and Hadas, 2012; Abbasi et al., 2012; Liu et al., 2012b; Wang et  al., 2012b). Anaerobic digestion also provides an efficient means to reduce pollutant loads when  high‐strength organic wastewater (food waste, brewery, animal manure) have to be treated (Shin et  al., 2011), although adequate regulatory policy incentives are needed for widespread  implementation in developed and developing countries (Massé et al., 2011).   Advanced treatment technologies such as membrane filtration, ozonation, aeration efficiency,  bacteria mix, and engineered nanomaterials (Xu et al., 2011b; Brame et al., 2011) may enhance GHG  emissions reduction in wastewater treatment, although some such technologies, for example  membranes, have increased the competitiveness and decentralization (Fane, 2007; Libralato et al.,  2012).  The existence of a shared location and infrastructure can also facilitate the identification and  implementation of more synergy opportunities to reduce industrial water provision and wastewater  treatment, therefore abating GHG emissions from industry. The concept of eco‐industrial parks is  discussed in Section 10.5 above.  10.14.4    Summary results on costs and potentials  Figure 10.19 and Figure 10.20 present the potentials and costs of selected mitigation options to  reduce the GHG emissions of the two waste sectors that represent 90% of waste related emissions:  solid waste disposal (0.67 GtCO2eq) and domestic wastewater (0.77 GtCO2eq) emissions (JRC/PBL,  2012). For solid waste, potentials are presented in tCO2eq/t solid waste and for wastewater and in  tCO2eq/t BOD5 as % compared to current global average.  Six mitigation options for solid waste and three mitigation options for wastewater are assessed and  presented in the figures. The reference case and the basis for mitigation potentials were derived  from IPCC 2006 guidelines. Abatement costs and potentials are based on EPA (2006b; 2013).   The actual costs and potentials of the abatement options vary widely across regions and design of a  treatment methodology. Given that technology options to reduce emissions from industrial and  municipal waste are the same, it is not further distinguished in the approach. Furthermore, the  potential of reductions from emissions from landfills are directly related to climatic conditions as  well as to the age and amount of landfill, both of which are not included in the chosen approach.  Emission factors are global annual averages (derived from IPCC 2006 guideline aggregated regional  averages). The actual emission factor differs between types of waste, climatic regions, and age of the  landfill, explaining the wide range for each technology. The mitigation potential for waste is derived  by comparing the emission range from a reference technology (e.g., a landfill) with the emission  range for a chosen technology. The GHG coverage for solid waste is focused on methane, which is  the most significant emission from landfilling; other GHG gases such as N2O only play a minor role in  the landfill solid waste sector and are neglected in this study (except for composting).  In the case of landfills, the top five emitting countries account for 27% of the total abatement  potential in the sector (United States 2%, China 6%, Mexico 9%, Malaysia 3%, and Russia 2%). The  distribution of the remaining potential per region is: Africa 16%, Central and South America 9%,  Middle East 9%, Europe 19%, Eurasia 2%, Asia 15%, and North America 4% (EPA, 2013).  In the case of wastewater, 58% of the abatement potential is concentrated in the top five emitting  countries (United States 7%, Indonesia 9%, Mexico 10%, Nigeria 10%, and China 23%). The  distribution of the remaining potential per region is: Africa 5%, Central and South America 5%,  Middle East 14%, Europe 5%, Eurasia 4%, and Asia 10% (EPA, 2013).        71 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5      Figure 10.19. Indicative CO2eq emission intensities and levelized cost of conserved carbon of municipal solid waste disposal practices/technologies (for data and methodology, see Annex III). The United States EPA has produced two studies with cost estimates of abatement in the solid waste  sector (EPA, 2006b, 2013) which found a large range for options to reduce landfill (e.g., incineration,  anaerobic digestion, and composting) of up to 590 USD2010/tCO2eq if the technology is only  implemented for the sake of GHG emission reduction. However, the studies highlight that there are  significant opportunities for CH4 reductions in the landfill sector at carbon prices below 20 USD2010.  Improving landfill practices mainly by flaring and CH4 utilization are low cost options, as both  generate costs in the lower range (0 – 50 USD2010/tCO2eq).   The costs of the abatement options shown vary widely between individual regions and from plant to  plant. The cost estimates should, for that reason, be regarded as indicative only and depend on a  number of factors including capital stock turnover, relative energy costs, regional climate conditions,  waste fee structures, etc. Furthermore, the method does not reflect the time variation in solid waste  disposal and the degradation process as it assumes that all potential methane is released the year  the solid waste is disposed.    Figure 10.20. Indicative CO2eq emission intensities and levelized cost of conserved carbon of different wastewater treatments (for underlying data and methodology, see Annex III). The unit tonne biological oxygen demand (t BOD) stands for the organic content of wastewater  (‘loading’) and represents the oxygen consumed by wastewater during decomposition. The average  for domestic wastewater is in a range of 110–400 mg/ l and is directly connected to climate  conditions. Costs and potentials are global averages, but based on region‐specific information.  Options that are more often used in developing countries are not considered since data availability is  limited. However, options like septic tanks, open sewers, and lagoons are low cost options with an  impact of reducing GHG emission compared to untreated wastewater that is stored in a stagnant  sewer under open and warm conditions.  The methane correction factor applied is based on the IPCC guidelines and gives an indication of the  amount of methane that is released by applying the technology; furthermore emissions from N2O  have not been included as they play an insignificant role in domestic wastewater. Except in countries  with advanced centralized wastewater treatment plants with nitrification and denitrification steps  (IPCC, 2006), establishing a structured collection system for wastewater will always have an impact  on GHG emissions in the waste sector.       72 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Cost estimates of abatement in the domestic wastewater are provided in EPA (2006b; 2013), which  find a large range for the options of 0 to 530 USD2010/tCO2eq with almost no variation across options.  The actual costs of the abatement options shown vary widely between individual regions and from  the design set up of a treatment methodology. Especially for wastewater treatment, the cost ranges  largely depend on national circumstances like climate conditions (chemical process will be  accelerated under warm conditions), economic development, and cultural aspects. The data  availability for domestic wastewater options, especially on costs, is very low and would result in  large ranges, which imply large uncertainties for each of the option. Mitigation potentials for landfills  (in terms of % of potential above emissions for 2030) is double compared with wastewater (EPA,  2013). The mitigation potential for wastewater tends to concentrate in the higher costs options due  to the significant costs of constructing public wastewater collection systems and centralized  treatment facilities.       73 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    References  Abbasi T., S.M. Tauseef, and S.A. Abbasi (2012). Anaerobic digestion for global warming control and  energy generation—An overview, Renewable and Sustainable Energy Reviews 16 3228–3242 pp.  (DOI: 10.1016/j.rser.2012.02.046), (ISSN: 1364‐0321).  Agrawal V.V., M. Ferguson, L.B. Toktay, and V.M. Thomas (2012). Is Leasing Greener Than Selling?,  Management Science 58 523–533 pp. (DOI: 10.1287/mnsc.1110.1428), (ISSN: 0025‐1909).  Ahmad N., and A. Wyckoff (2003). Carbon Dioxide Emissions Embodied in International Trade of  Goods. Organisation for Economic Co‐Operation and Development, Paris. . Available at:  http://www.oecd‐ilibrary.org/content/workingpaper/421482436815.  Akashi O., T. Hanaoka, T. Masui, and M. Kainuma (2013). Halving global GHG emissions by 2050  without depending on nuclear and CCS, Climatic Change 1–12 pp. (DOI: 10.1007/s10584‐013‐0942‐ x), (ISSN: 0165‐0009, 1573‐1480).  Akashi O., T. Hanaoka, Y. Matsuoka, and M. Kainuma (2011). A projection for global CO2 emissions  from the industrial sector through 2030 based on activity level and technology changes, Energy 36  1855–1867 pp. (DOI: 10.1016/j.energy.2010.08.016), (ISSN: 0360‐5442).  Allwood J.M., M.F. Ashby, T.G. Gutowski, and E. Worrell (2011). Material efficiency: A white paper,  Resources, Conservation and Recycling 55 362–381 pp. (DOI: 10.1016/j.resconrec.2010.11.002),  (ISSN: 0921‐3449).  Allwood J.M., M.F. Ashby, T.G. Gutowski, and E. Worrell (2013). Material efficiency: providing  material services with less material production, Philosophical Transactions of the Royal Society A:  Mathematical, Physical and Engineering Sciences 371 2–15 pp. (DOI: 10.1098/rsta.2012.0496).  Allwood J.M., J.M. Cullen, M.A. Carruth, D.R. Cooper, M. McBrien, R.L. Milford, M. Moynihan, and  A.C.H. Patel (2012). Sustainable Materials: With Both Eyes Open. UIT Cambridge Ltd, Cambridge,  England, 373 pp., (ISBN: 9781906860059). .  Allwood J.M., J.M. Cullen, and R.L. Milford (2010). Options for Achieving a 50% Cut in Industrial  Carbon Emissions by 2050, Environmental Science & Technology 44 1888–1894 pp. (DOI: doi:  10.1021/es902909k), (ISSN: 0013‐936X).  Allwood J.M., S.E. Laursen, S.N. Russell, C.M. de Rodríguez, and N.M.P. Bocken (2008). An  approach to scenario analysis of the sustainability of an industrial sector applied to clothing and  textiles in the UK, Journal of Cleaner Production 16 1234–1246 pp. (DOI:  10.1016/j.jclepro.2007.06.014), (ISSN: 0959‐6526).  Andersen J.K., A. Boldrin, T.H. Christensen, and C. Scheutz (2010). Greenhouse gas emissions from  home composting of organic household waste, Waste management (New York, N.Y.) 30 2475–2482  pp. (DOI: 10.1016/j.wasman.2010.07.004), (ISSN: 1879‐2456).  Anderson S., and R.G. Newell (2004). Information programs for technology adoption: the case of  energy‐efficiency audits, Resource and Energy Economics 26 27–50 pp. .  APP (2010). Energy Efficiency and Resource Saving Technologies in the Cement Industry. Asia Pacific  Partnership on Clean Development and Climate. 232 pp. Available at:      74 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    http://www.asiapacificpartnership.org/pdf/Projects/Cement/APP_Booklet_of_Cement_Technology. pdf.  Arrow K.J., P. Dasgupta, L.H. Goulder, K.J. Mumford, and K. Oleson (2010). Sustainability and the  Measurement of Wealth. National Bureau of Economic Research, Cambridge, MA. 42 pp. Available  at: http://www.nber.org/papers/w16599.  Arsova L. (2010). Anaerobic digestion of food waste: Current status, problems and an alternative  product. Columbia University.  Arsova L., R. van Haaren, N. Golstein, S.M. Kaufman, and N.J. Themelis (2008). State of Garbage in  America, BioCycle 49 22–27 pp. . Available at: http://www.biocycle.net/2008/12/22/the‐state‐of‐ garbage‐in‐america‐3/.  Arvedi G., F. Mazzolari, A. Bianchi, G. Holleis, J. Siegl, and A. Angerbauer (2008). The Arvedi Endless  Strip Production line (ESP): from liquid steel to hot‐rolled coil in seven minutes, Revue de Métallurgie  105 398–407 pp. (DOI: 10.1051/metal:2008057), (ISSN: 0035‐1563, 1156‐3141).  Ashby M.F. (2009). Materials and the Environment: Eco‐Informed Material Choice. Butterworth‐ Heinemann, Burlington, MA, USA, (ISBN: 978‐1856176088). .  Aunan K., J. Fang, H. Vennemo, K. Oye, and H.M. Seip (2004). Co‐benefits of climate policy—lessons  learned from a study in Shanxi, China, Energy Policy 32 567–581 pp. (DOI: 10.1016/S0301‐ 4215(03)00156‐3), (ISSN: 0301‐4215).  Babiker M.H., and R.S. Eckaus (2007). Unemployment effects of climate policy, Environmental  Science & Policy 10 600–609 pp. (DOI: 10.1016/j.envsci.2007.05.002), (ISSN: 1462‐9011).  Baccini P., and P.H. Brunner (2012). Metabolism of the Anthroposphere: Analysis, Evaluation,  Design. MIT Press, Cambridge, MA, 405 pp., (ISBN: 9780262016650). .  Backlund S., P. Thollander, J. Palm, and M. Ottosson (2012). Extending the energy efficiency gap,  Energy Policy 51 392–396 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2012.08.042), (ISSN: 0301‐4215).  Bailey M., R. Lauman, G. Wicks, and B. Crumrine (2009). Get ‘er Done! How to Implement Energy  Efficiency Projects by Understanding Organizational Behavior and Decision Making, ACEEE Summer  Study on Energy Efficiency in Industry. 2009, .  Bajželj B., J.M. Allwood, and J.M. Cullen (2013). Designing Climate Change Mitigation Plans That  Add Up, Environmental Science & Technology 47 8062–8069 pp. (DOI: 10.1021/es400399h), (ISSN:  0013‐936X).  Bani Shahabadi M., L. Yerushalmi, and F. Haghighat (2009). Impact of process design on  greenhouse gas (GHG) generation by wastewater treatment plants, Water Research 43 2679–2687  pp. (DOI: 10.1016/j.watres.2009.02.040), (ISSN: 0043‐1354).  Barker T., P. Ekins, and T. Foxon (2007). Macroeconomic effects of efficiency policies for energy‐ intensive industries: The case of the UK Climate Change Agreements, 2000–2010, Energy Economics  29 760–778 pp. (DOI: 10.1016/j.eneco.2006.12.008), (ISSN: 0140‐9883).  Barker D.J., S.A. Turner, P.A. Napier‐Moore, M. Clark, and J.E. Davison (2009). CO2 Capture in the  Cement Industry, Energy Procedia 1 87–94 pp. (DOI: 16/j.egypro.2009.01.014), (ISSN: 1876‐6102).      75 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Bassi A.M., J.S. Yudken, and M. Ruth (2009). Climate policy impacts on the competitiveness of  energy‐intensive manufacturing sectors, Energy Policy 37 3052–3060 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2009.03.055), (ISSN: 0301‐4215).  BCS Inc. (2007). U.S. Energy Requirements for Aluminum Production: Historical Perspective,  Theoretical Limits and Current Practices. Technical Report Prepared for the United States Department  of Energy, Industrial Technologies Program. U.S. Department of Energy, Washington, DC. . Available  at:  http://www1.eere.energy.gov/manufacturing/industries_technologies/aluminum/pdfs/al_theoretic al.pdf.  Bdour A.N., M.R. Hamdi, and Z. Tarawneh (2009). Perspectives on sustainable wastewater  treatment technologies and reuse options in the urban areas of the Mediterranean region,  Desalination 237 162–174 pp. (DOI: 10.1016/j.desal.2007.12.030), (ISSN: 0011‐9164).  Bebbington A.J., and J.T. Bury (2009). Institutional challenges for mining and sustainability in Peru,  Proceedings of the National Academy of Sciences 106 17296 –17301 pp. (DOI:  10.1073/pnas.0906057106).  Becken S., and J.E. Hay (2012). Climate Change and Tourism: From Policy to Practice. Routledge,  London, UK, 344 pp., (ISBN: 9781136471742). .  Beddington J., M. Asaduzzaman, A. Fernandez, M. Clark, M. Guillou, M. Jahn, L. Erda, T. Mamo, N.  van Bo, C.A. Nobre, R. Scholes, Sharma R, and J. Wakhungu (2011). Achieving Food Security in the  Face of Climate Change: Summary for Policymakers from the Commission on Sustainable Agriculture  and Climate Change. Copenhagen. 20 pp. Available at:  http://cgspace.cgiar.org/bitstream/handle/10568/10701/Climate_food_commission‐SPM‐ Nov2011.pdf?sequence=6.  BEE (2012). Database of energy efficiency measures adopted by the winners of the National Awards  on Energy Conservations (Years 2008‐2012), Bureau of Energy Efficiency, Ministry of Power,  Government of India . Available at: http://www.emt‐india.net/eca2013/2013.htm.  Van Berkel R., T. Fujita, S. Hashimoto, and Y. Geng (2009). Industrial and urban symbiosis in Japan:  Analysis of the Eco‐Town program 1997–2006, Journal of Environmental Management 90 1544–1556  pp. (DOI: 10.1016/j.jenvman.2008.11.010), (ISSN: 0301‐4797).  Bernstein L., J. Roy, K.C. Delhotal, J. Harnisch, R. Matsuhashi, L. Price, K. Tanaka, E. Worrell, F.  Yamba, and Z. Fengqi (2007). Industry. In: Climate Change 2007: Mitigation. Contribution of Working  Group III to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [B.  Metz, O.R. Davidson, P.R. Bosch, R. Dave, L.A. Meyer (eds)]. Cambridge University Press,, Cambridge,  United Kingdom and New York, NY, USA pp.449–488(ISBN: 978 0 521 70598 1).  BIS Production Partner (2012). Strong reduction in emissions with the help of BIS Production  Partner, Bilfinger Berger Industrial Services . Available at: http://en.productionpartner.com/About‐ us/News/Strong‐reduction‐in‐emissions‐with‐the‐help‐of‐BIS‐Production‐Partner.  Bitzer J., and M. Kerekes (2008). Does foreign direct investment transfer technology across borders?  New evidence, Economics Letters 100 355–358 pp. (DOI: 10.1016/j.econlet.2008.02.029), (ISSN:  0165‐1765).      76 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Bleischwitz R., B. Bahn‐Walkowiak, F. Ekardt, H. Feldt, and L. Fuhr (2012). International Resource  Politics. New Challenges Demanding New Governance Approaches for a Green Economy. Heinrich  Böll Stiftung, Berlin. 95 pp. Available at: http://www.boell.de/ecology/resources/resource‐ governance‐ecology‐publication‐international‐resource‐politics‐14873.html.  Blodgett J., and L. Parker (2010). Greenhouse Gas Emission Drivers: Population, Economic  Development and Growth, and Energy Use. Congressional Research Service, Washington, DC. 36 pp.  Available at: http://crs.ncseonline.org/NLE/CRSreports/10Apr/RL33970.pdf.  BMU (2012). German Resource Efficiency Programme (ProgRess). Federal German Ministry for the  Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety (Bundesministerium Für Umwelt, Naturschutz  Und Reaktorsicherheit, BMU), Berlin. 124 pp. Available at: http://www.bmu.de/fileadmin/bmu‐ import/files/pdfs/allgemein/application/pdf/progress_en_bf.pdf.  Boden T.A., G. Marland, and R.J. Andres (2013). Global, Regional, and National Fossil‐Fuel CO2  Emissions. Carbon Dioxide Information Analysis Center, Oak Ridge National Laboratory, U.S.  Department of Energy, Oakridge, Tenn. USA. 1 pp. Available at:  http://cdiac.ornl.gov/trends/emis/tre_glob.html.  Bogner J.E., K.A. Spokas, and J.P. Chanton (2011). Seasonal greenhouse gas emissions (methane,  carbon dioxide, nitrous oxide) from engineered landfills: daily, intermediate, and final California  cover soils, Journal of environmental quality 40 1010–1020 pp. (DOI: 10.2134/jeq2010.0407), (ISSN:  0047‐2425).  Bosoaga A., O. Masek, and J.E. Oakey (2009). CO2 Capture Technologies for Cement Industry,  Energy Procedia 1 133–140 pp. (DOI: 16/j.egypro.2009.01.020), (ISSN: 1876‐6102).  Bouoiyour J., and A. Akhawayn (2005). Labour Productivity, Technological Gap and Spillovers  Evidence from Moroccan Manufacturing Industries, The African Finance Journal 7 1–17 pp. .  Available at: http://ideas.repec.org/a/afj/journl/v7y2005i2p1‐17.html.  Bows A., K. Anderson, and P. Peeters (2009). Air Transport, Climate Change and Tourism, Tourism  and Hospitality Planning & Development 6 7–20 pp. (DOI: 10.1080/14790530902847012).  Boyd G.A., and J.X. Pang (2000). Estimating the linkage between energy efficiency and productivity,  Energy Policy 28 289–296 pp. .  Brame J., Q. Li, and P.J.J. Alvarez (2011). Nanotechnology‐enabled water treatment and reuse:  emerging opportunities and challenges for developing countries, Trends in Food Science &  Technology 22 618–624 pp. (DOI: 10.1016/j.tifs.2011.01.004), (ISSN: 0924‐2244).  Bringezu S., and R. Bleischwitz (2009). Sustainable Resource Management: Global Trends, Visions  and Policies. Greenleaf Publishing, 345 pp., (ISBN: 9781906093266). .  Brown M.A. (2001). Market failures and barriers as a basis for clean energy policies, Energy Policy 29  1197–1207 pp. .  Brown M.A., M. Cox, and P. Baer (2013). Reviving manufacturing with a federal cogeneration policy,  Energy Policy 52 264–276 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2012.08.070), (ISSN: 0301‐4215).  Brown T., A. Gambhir, N. Florin, and P. Fennell (2012). Reducing CO2 Emissions from Heavy Industry:  A Review of Technologies and Considerations for Policy Makers. Imperial College London, London,  UK. 32 pp. Available at: http://www3.imperial.ac.uk/climatechange/publications.      77 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Brown M.A., R. Jackson, M. Cox, R. Cortes, B. Deitchman, and M.V. Lapsa (2011). Making Industry  Part of the Climate Solution: Policy Options to Promote Energy Efficiency. Oak Ridge National  Laboratory (ORNL), Oakridge, Tenn. USA. 299 pp. Available at:  http://info.ornl.gov/sites/publications/Files/Pub23821.pdf.  De Bruijn K., R. Dirven, E. Eijgelaar, and P. Peeters (2010). Travelling Large in 2008: The Carbon  Footprint of Dutch Holidaymakers in 2008 and the Development since 2002. NHTV‐NRIT Research‐ NBTC‐NIPO Research, Vlissigen, Netherlands, 43 pp. Available at:  http://books.google.com/books?id=MVSvYgEACAAJ.  Brush A., E. Masanet, and E. Worrell (2011). Energy Efficiency Improvement and Cost Saving  Opportunities for the Dairy Processing Industry. Lawrence Berkeley National Laboratory, Berkeley,  CA. 137 pp. Available at: http://escholarship.org/uc/item/3pb7n796.  Bye A. (2005). The development and application of a 3D geotechnical model for mining optimisation,  sandsloot open pit platinum mine, South Africa, SME Annual Meeting: Got Mining. Society for  Mining, Metallurgy and Exploration, Littleton, Colorado, USA. 2005, 8 pp. Available at:  www.saimm.co.za/Journal/v106n02p097.pdf.  Bye A. (2007). The application of multi‐parametric block models to the mining process, Journal of  The South African Institute of Mining and Metallurgy 107 51–58 pp. .  Bye A. (2011). Case Studies Demonstrating Value from Geometallurgy Initiatives, First AusIMM  International Geometallurgy Conference (GeoMet). 2011,  Available at:  http://www.ausimm.com.au/publications/epublication.aspx?ID=12887.  Carruth M.A., J.M. Allwood, and M.C. Moynihan (2011). The technical potential for reducing metal  requirements through lightweight product design, Resources, Conservation and Recycling 57 48 – 60  pp. (DOI: 10.1016/j.resconrec.2011.09.018), (ISSN: 0921‐3449).  CCAP (2005). Reducing CO2 Emissions from California’s Cement Sector. Center for Clean Air Policy,  Washington, DC. 13 pp. Available at: http://ccap.org/assets/Reducing‐CO2‐Emissions‐from‐ Californias‐Cement‐Sector_CCAP‐October‐2005.pdf.  CEMBUREAU (2009). Sustainable Cement Production – Co‐Processing of Alternative Fuels and Raw  Materials in the European Cement Industry. CEMBUREAU, Brussels, Belgium. 19 pp. Available at:  http://www.cembureau.eu/sites/default/files/Sustainable%20cement%20production%20Brochure.p df.  CEPI (2006). Europe Global Champion in Paper Recycling: Paper Industries Meet Ambitious Target.  Confederation of European Paper Industries, Brussels, Belgium. . Available at:  http://www.cepi.org/system/files/public/documents/pressreleases/recycling/2006/PRRECYCLING.p df.  CEPI (2012). Key Statistics 2011 – European Pulp and Paper Industry. Confederation of European  Paper Industries, Brussels, Belgium. 32 pp. Available at:  http://www.cepi.org/system/files/public/documents/publications/statistics/Key%20Statistics%2020 11%20FINAL.pdf.  Ceron J.‐P., and G. Dubois (2005). More mobility means more impact on climate change: prospects  for household leisure mobility in France, Belgeo 1‐2 103–120 pp. . Available at:      78 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    http://en.youscribe.com/catalogue/tous/practical‐life/more‐mobility‐means‐more‐impact‐on‐ climate‐change‐prospects‐for‐382812.  Chai X., Y. Hao, T. Shimaoka, H. Nakayama, T. Komiya, and Y. Zhao (2013). The effect of aeration  position on the spatial distribution and reduction of pollutants in the landfill stabilization process – a  pilot scale study, Waste management & research: the journal of the International Solid Wastes and  Public Cleansing Association, ISWA 31 41–49 pp. (DOI: 10.1177/0734242X12462285), (ISSN: 1399‐ 3070).  Chakraborty D., and J. Roy (2012a). Climate Change Adaptation and Mitigation Strategies:  Responses from Select Indian Energy Intensive Industrial Units. 1. Department of Management  Studies, Indian Institute of Science, Bangalore and Public Affairs Centre, Bangalore.  Chakraborty D., and J. Roy (2012b). Accounting for Corporate Water Use: Estimating Water  Footprint of an Indian Paper Production Unit, Journal of Indian Accounting Review 16 34–42 pp. .  Chateau J., A. Saint‐Martin, and T. Manfredi (2011). Employment Impacts of Climate Change  Mitigation Policies in OECD: A General‐Equilibrium Perspective, OECD Environment Working Papers  32 32 pp. (DOI: http://dx.doi.org/10.1787/5kg0ps847h8q‐en), (ISSN: 1997‐0900 (online)).  Chen Z.M., B. Chen, J.B. Zhou, Z. Li, Y. Zhou, X.R. Xi, C. Lin, and G.Q. Chen (2008). A vertical  subsurface‐flow constructed wetland in Beijing, Communications in Nonlinear Science and Numerical  Simulation 13 1986–1997 pp. (DOI: 10.1016/j.cnsns.2007.02.009), (ISSN: 10075704).  Chen Chiu L. (2009). Industrial Policy and Structural Change in Taiwan’s Textile and Garment  Industry, Journal of Contemporary Asia 39 512–529 pp. (DOI: 10.1080/00472330903076743).  Chen X., T. Fujita, S. Ohnishi, M. Fujii, and Y. Geng (2012). The Impact of Scale, Recycling Boundary,  and Type of Waste on Symbiosis and Recycling, Journal of Industrial Ecology 16 129–141 pp. (DOI:  10.1111/j.1530‐9290.2011.00422.x), (ISSN: 1530‐9290).  Chen G.Q., L. Shao, Z.M. Chen, Z. Li, B. Zhang, H. Chen, and Z. Wu (2011). Low‐carbon assessment  for ecological wastewater treatment by a constructed wetland in Beijing, Ecological Engineering 37  622–628 pp. (DOI: 10.1016/j.ecoleng.2010.12.027), (ISSN: 0925‐8574).  Cherp A., A. Adenikinju, A. Goldthau, F. Hernandez, L. Hughes, J. Jansen, J. Jewell, M. Olshanskaya,  R. Soares de Oliveira, B. Sovacool, and S. Vakulenko (2012a). Chapter 5 ‐ Energy and Security. In:  Global Energy Assessment ‐ Toward a Sustainable Future.Cambridge University Press, Cambridge, UK  and New York, NY, USA and the International Institute for Applied Systems Analysis, Laxenburg,  Austria pp.325–384(ISBN: 9781 10700 5198 hardback 9780 52118 2935 paperback).  Cherp A., A. Adenikinju, A. Goldthau, F. Hernandez, L. Hughes, J. Jansen, J. Jewell, M. Olshanskaya,  R. Soares de Oliveira, B. Sovacool, and S. Vakulenko (2012b). Energy and Security. In: Global Energy  Assessment: Toward a Sustainable Future. N. Nakicenovic, A. Patwardhan, L. Gomez‐Echeverri, T.  Johansson, (eds.), Cambridge Univeristy Press, Laxenburg, Austria; Cambridge, UK & New York, USA  pp.325–384.  Chertow M.R. (2000). INDUSTRIAL SYMBIOSIS: Literature and Taxonomy, Annual Review of Energy  and the Environment 25 313–337 pp. .      79 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    CIPEC (2007). Benchmarking and Best Practices in Canadian Wet‐Processing. Canadian Industry  Program for Energy Conservation, Ottawa, Canada. 40 pp. Available at:  http://publications.gc.ca/collections/collection_2013/rncan‐nrcan/M4‐43‐2006‐eng.pdf.  Clift R. (2006). Sustainable development and its implications for chemical engineering, Chemical  Engineering Science 61 4179–4187 pp. (DOI: 10.1016/j.ces.2005.10.017), (ISSN: 0009‐2509).  Clift R., and L. Wright (2000). Relationships Between Environmental Impacts and Added Value Along  the Supply Chain, Technological Forecasting and Social Change 65 281–295 pp. (DOI: 10.1016/S0040‐ 1625(99)00055‐4), (ISSN: 0040‐1625).  Concawe (2011). The Potential for Application of CO2 Capture and Storage in EU Oil Refineries.  Brussels. 65 pp. Available at: http://bellona.org/ccs/uploads/media/Report_11‐7‐ 2011_CCS_in_EU_refineries.pdf.  Cooper D.R., and J.M. Allwood (2012). Reusing steel and aluminum components at end of product  life, Environmental science & technology 46 10334–10340 pp. (DOI: 10.1021/es301093a), (ISSN:  1520‐5851).  Cooper D.R., A.C.H. Patel, M. Moynihan, J.M. Allwood, and T. Cooper (2012). Increasing the life of  steel and aluminium (products) to save carbon, To be submitted to the Journal of Resources,  Conservation and Recycling.  Costantini V., M. Mazzanti, and A. Montini (2013). Environmental performance, innovation and  spillovers. Evidence from a regional NAMEA, Ecological Economics 89 101–114 pp. (DOI:  10.1016/j.ecolecon.2013.01.026), (ISSN: 0921‐8009).  Côté R., and J. Hall (1995). Industrial parks as ecosystems, Journal of Cleaner Production 3 41–46 pp.  (DOI: 10.1016/0959‐6526(95)00041‐C), (ISSN: 0959‐6526).  CRC ORE (2011). Annual Report: Transforming Resource Extraction, 2010‐11. Cooperative Research  Center for Optimising Resource Extraction, St Lucia, Queensland, Australia. 68 pp. Available at:  http://issuu.com/melraassina/docs/crc_ore_annual_report_2010‐11.  Crichton D. (2006). Climate Change and Its Effects on Small Businesses in the UK. AXA Insurance UK  Plc., London, UK, (ISBN: 978‐0‐9554108‐0‐2). .  Croezen H., and M. Korteland (2010). Technological Developments in Europe: A Long‐Term View of  CO2 Efficient Manufacturing in the European Region. CE Delft, Delft. 87 pp. Available at: www.ce.nl.  Cullen J.M., and J.M. Allwood (2013). Mapping the Global Flow of Aluminum: From Liquid  Aluminum to End‐Use Goods, Environmental Science & Technology 47 3057–3064 pp. (DOI:  10.1021/es304256s), (ISSN: 0013‐936X).  Cullen J.M., J.M. Allwood, and M.D. Bambach (2012). Mapping the Global Flow of Steel: From  Steelmaking to End‐Use Goods, Environmental Science & Technology 46 13048–13055 pp. (DOI:  10.1021/es302433p), (ISSN: 0013‐936X).  Cullen J.M., J.M. Allwood, and E.H. Borgstein (2011). Reducing Energy Demand: What Are the  Practical Limits?, Environmental Science & Technology 45 1711–1718 pp. (DOI: 10.1021/es102641n),  (ISSN: 0013‐936X).      80 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Daniel M., G. Lane, and E. McLean (2010). Efficiency, Economics, Energy and Emissions – Emerging  Criteria for Comminution Circuit Decision Making, XXV International Mineral Processing Congress.  Coalition for Eco‐Efficient Comminution, Brisbane, QLD, Australia. 2010, 9 pp. Available at:  http://www.ceecthefuture.org/wp‐content/uploads/2013/01/Daniel_711_p3523.pdf.  Dasgupta S., H. Hettige, and D. Wheeler (2000). What Improves Environmental Compliance?  Evidence from Mexican Industry, Journal of Environmental Economics and Management 39 39–66  pp. .  Dasgupta S., J. Roy, A. Bera, A. Sharma, and P. Pandey (2012). Growth accounting for six energy  intensive industries in India, The Journal of Industrial Statistics, Central Statistics Office, Ministry of  Statistics and Programme Implementation, Government of India 1 1–15 pp. . Available at:  http://mospi.nic.in/mospi_new/upload/JIS_2012/Gr_Acc_Six_En_I.pdf.  Van Deventer J.S.J., J.L. Provis, and P. Duxson (2012). Technical and commercial progress in the  adoption of geopolymer cement, Minerals Engineering 29 89–104 pp. (DOI:  10.1016/j.mineng.2011.09.009), (ISSN: 0892‐6875).  DfT (2011). National Travel Survey 2010. Department for Transport, London, UK. 9 pp. Available at:  https://www.gov.uk/government/publications/national‐travel‐survey‐2010.  Dong Y. (2011). Development of Waste‐To‐Energy in China; and Case Study of the Guangzhou Likeng  WTE plant. Columbia University and the Global WTERT Council, New York, 94 pp.  Dosho Y. (2008). Sustainable concrete waste recycling, Proceedings of the ICE ‐ Construction  Materials 161 47–62 pp. (DOI: 10.1680/coma.2008.161.2.47), (ISSN: 1747‐650X, 1747‐6518).  DRET (2011). Analyses of Diesel Use for Mine Haul and Transport Operations. Department of  Resources, Energy and Tourism, Australian Government, Canberra. 20 pp. Available at:  http://energyefficiencyopportunities.gov.au/industry‐sectors/mining/.  Dubois G., P. Peeters, J.‐P. Ceron, and S. Gössling (2011). The future tourism mobility of the world  population: Emission growth versus climate policy, Transportation Research Part A: Policy and  Practice 45 1031–1042 pp. (DOI: 10.1016/j.tra.2009.11.004), (ISSN: 0965‐8564).  EC (2008a). Sustainable Consumption and Production and Sustainable Industrial Policy Action Plan.  {SEC(2008) 2110} {SEC(2008) 2111}. European Commission, DG Environment, Copenhagen. 13 pp.  Available at: http://ec.europa.eu/environment/eussd/escp_en.htm.  EC (2008b). Directive 2008/98/EC of the European Parliament and of the Council of 19 November  2008 on waste and repealing certain Directives. Official Journal of the European Communities, L312,  51, 3–30. . Available at: http://eur‐lex.europa.eu/JOHtml.do?uri=OJ:L:2008:312:SOM:EN:HTML.  EC (2009). Economic Analysis of Resource Efficiency Policies. European Commission, DG  Environment, Copenhagen. 97 pp. Available at:  http://ec.europa.eu/environment/enveco/resource_efficiency/.  EC (2011). A Resource‐Efficient Europe – Flagship Initiative under the Europe 2020 Strategy.  European Commission, Brussels. 17 pp.  EC (2012a). Best Available Technologies (BAT) Reference Document for Iron and Steel Production,  Industrial Emissions Directive 2010/75/EU (Integrated Pollution Prevention and Control). European  Commission, Brussels. 623 pp.      81 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    EC (2012b). Roadmap to a Resource Efficient Europe. European Commission, Brussels. . Available at:  http://ec.europa.eu/environment/resource_efficiency/index_en.htm.  Eckelman M.J., B.K. Reck, and T.E. Graedel (2012). Exploring the Global Journey of Nickel with  Markov Chain Models, Journal of Industrial Ecology 16 334–342 pp. (DOI: 10.1111/j.1530‐ 9290.2011.00425.x), (ISSN: 1530‐9290).  Edwards‐Jones G., L. Milà i Canals, N. Hounsome, M. Truninger, G. Koerber, B. Hounsome, P. Cross,  E.H. York, A. Hospido, K. Plassmann, I.M. Harris, R.T. Edwards, G.A.S. Day, A.D. Tomos, S.J. Cowell,  and D.L. Jones (2008). Testing the assertion that ‘local food is best’: the challenges of an evidence‐ based approach, Trends in Food Science & Technology 19 265–274 pp. (DOI:  10.1016/j.tifs.2008.01.008), (ISSN: 0924‐2244).  EIO (2011). The Eco‐Innovation Challenge: Pathways to a Resource‐Efficient Europe. Eco‐Innovation  Observatory, Funded by the European Commission, DG Environment, Brussels. 124 pp.  EIO (2012). The Eco‐Innovation Gap: An Economic Opportunity for Business. Eco‐Innovation  Observatory, Funded by the European Commission, DG Environment, Brussels. 86 pp.  El‐Haggar S. (2010). Sustainable Industrial Design and Waste Management: Cradle‐to‐Cradle for  Sustainable Development. Elsevier Academic Press, San Diego, CA, 421 pp., (ISBN: 9780080550145). .  EPA (2006a). Municipal Solid Waste Generation, Recycling, and Disposal in the United States: Facts  and Figures for 2006. U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC.  EPA (2006b). Global Mitigation of Non‐CO2 Greenhouse Gas Emissions. United States Environmental  Protection Agency Office of Air and Radiation, Washington, D.C., USA. 438 pp.  EPA (2010a). Available and Emerging Technologies for Reducing Greenhouse Gas Emissions from the  Nitric Acid Production Industry. U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC. 31 pp.  Available at: http://www.epa.gov/nsr/ghgdocs/nitricacid.pdf.  EPA (2010b). Available and Emerging Technologies for Reducing Greenhouse Gas Emissions from the  Iron and Steel Industry. U.S. Environmental Protection Agency.  EPA (2012a). Global Anthropogenic Non‐CO2 Greenhouse Gas Emissions: 1990‐2030. U.S.  Environmental Protection Agency, Washington, DC. 188 pp. Available at:  http://www.epa.gov/climatechange/Downloads/EPAactivities/EPA_Global_NonCO2_Projections_De c2012.pdf.  EPA (2012b). Inventory of U.S. Greenhouse Gas Emissions and Sinks: 1990‐2010. U.S. Environmental  Protection Agency, Washington, DC. 28 pp. Available at:  http://www.epa.gov/climatechange/ghgemissions/usinventoryreport/archive.html.  EPA (2013). Global Mitigation of Non‐CO2 Greenhouse Gases: 2010‐2030. United States  Environmental Protection Agency, Washington, D.C., USA. 410 pp. Available at:  http://www.epa.gov/climatechange/Downloads/EPAactivities/MAC_Report_2013.pdf.  Eriksson H., and S. Harvey (2004). Black liquor gasification—consequences for both industry and  society, Energy 29 581–612 pp. (DOI: 10.1016/j.energy.2003.09.005), (ISSN: 0360‐5442).      82 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Erisman J.W., M.A. Sutton, J. Galloway, Z. Klimont, and W. Winiwarter (2008). How a century of  ammonia synthesis changed the world, Nature Geoscience 1 636–639 pp. (DOI: 10.1038/ngeo325),  (ISSN: 1752‐0894).  Evans & Peck (2011). Assessment of the Potential for Renewable Energy Projects and Systems in the  Pilbara. Autralian Department of Industry, Canberra. 230 pp. Available at:  http://www.innovation.gov.au/energy/documents/clean‐energy‐program/acre/studies/warrea‐ pilbara.pdf.  Fane A.G. (2007). Sustainability and membrane processing of wastewater for reuse, Desalination  202 53–58 pp. (DOI: 10.1016/j.desal.2005.12.038), (ISSN: 0011‐9164).  FAO (2013). FAOSTAT. . Available at:  http://faostat.fao.org/site/626/DesktopDefault.aspx?PageID=626#ancor.  Favoino E., and D. Hogg (2008). The potential role of compost in reducing greenhouse gases, Waste  management & research: the journal of the International Solid Wastes and Public Cleansing  Association, ISWA 26 61–69 pp. (ISSN: 0734‐242X).  Fine P., and E. Hadas (2012). Options to reduce greenhouse gas emissions during wastewater  treatment for agricultural use, Science of The Total Environment 416 289–299 pp. (DOI:  10.1016/j.scitotenv.2011.11.030), (ISSN: 0048‐9697).  Fischer S., S. Steger, N.D. Jordan, M. O’Brien, and P. Schepelmann (2012). Leasing Society.  European Parliement, Directorate General for Internal Policies, Brussels. 62 pp. Available at:  http://www.europarl.europa.eu/committees/en/studies.html.  Fisher‐Vanden K., G.H. Jefferson, H. Liu, and Q. Tao (2004). What is driving China’s decline in energy  intensity?, Resource and Energy Economics 26 77–97 pp. (DOI: 10.1016/j.reseneeco.2003.07.002),  (ISSN: 0928‐7655).  Flannery B.P., and H.S. Kheshgi (2005). An industry perspective on successful deployment and global  commercialization of innovative technologies for GHG management, Intergovernmental Panel on  Climate Change Workshop on Industry, Technology Development, Transfer and Diffusion.  Intergovernmental Panel on Climate Change, Tokyo, Japan. 2005, 24 pp.  Fleiter T., D. Fehrenbach, E. Worrell, and W. Eichhammer (2012a). Energy efficiency in the German  pulp and paper industry – A model‐based assessment of saving potentials, Energy 40 84–99 pp. (DOI:  10.1016/j.energy.2012.02.025), (ISSN: 0360‐5442).  Fleiter T., E. Gruber, W. Eichhammer, and E. Worrell (2012b). The German energy audit program for  firms ‐ a cost‐effective way to improve energy efficiency?, Energy Efficiency  http://dx.doi.org/10.1007/s12053‐012‐9157‐7.  Fleiter T., E. Gruber, W. Eichhammer, and E. Worrell (2012c). The German energy audit program for  firms  – a cost‐effective way to improve energy efficiency?, Energy Efficiency 5 447–469 pp. .  Fleiter T., S. Hirzel, and E. Worrell (2012d). The characteristics of energy‐efficiency measures – a  neglected dimension, Energy Policy 51 502–513 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2012.08.054), (ISSN: 0301‐ 4215).      83 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Fleiter T., J. Schleich, and P. Ravivanpong (2012e). Adoption of energy‐efficiency measures in  SMEs—An empirical analysis based on energy audit data from Germany, Energy Policy 51 863–875  pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2012.09.041), (ISSN: 0301‐4215).  Fletcher K. (2008). Sustainable Fashion and Textiles: Design Journeys. Earthscan, Oxford, U.K., 254  pp., (ISBN: 9781844074815). .  Flörke M., E. Kynast, I. Bärlund, S. Eisner, F. Wimmer, and J. Alcamo (2013). Domestic and industrial  water uses of the past 60 years as a mirror of socio‐economic development: A global simulation  study, Global Environmental Change 23 144–156 pp. (DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2012.10.018), (ISSN:  0959‐3780).  Foley J., D. de Haas, K. Hartley, and P. Lant (2010). Comprehensive life cycle inventories of  alternative wastewater treatment systems, Water Research 44 1654–1666 pp. (DOI:  10.1016/j.watres.2009.11.031), (ISSN: 0043‐1354).  Fortin M.‐J., and C. Gagnon (2006). Interpreting major industrial landscapes: Social follow‐up on  meanings, the case of two aluminium smelters, Alcan (Alma, Canada) and Pechiney (Dunkirk,  France), Environmental Impact Assessment Review 26 725–745 pp. (DOI:  10.1016/j.eiar.2006.06.002), (ISSN: 0195‐9255).  Fritzson A., and T. Berntsson (2006). Energy efficiency in the slaughter and meat processing  industry—opportunities for improvements in future energy markets, Journal of Food Engineering 77  792–802 pp. (DOI: 10.1016/j.jfoodeng.2005.08.005), (ISSN: 02608774).  Galitsky C., E. Worrell, and M. Ruth (2003). Energy Efficiency Improvement and Cost Saving  Opportunities for the Corn Wet Milling Industry. US Environmental Protection Agency, Washington,  DC. 92 pp.  Gallagher K.S. (2006). Limits to leapfrogging in energy technologies? Evidence from the Chinese  automobile industry, Energy Policy 34 383–394 pp. .  Gao R.Y., L. Shao, J.S. Li, S. Guo, M.Y. Han, J. Meng, J.B. Liu, F.X. Xu, and C. Lin (2012). Comparison  of greenhouse gas emission accounting for a constructed wetland wastewater treatment system,  Ecological Informatics 12 85–92 pp. (DOI: 10.1016/j.ecoinf.2012.05.007), (ISSN: 1574‐9541).  Gard D.L., and G.A. Keoleian (2002). Digital versus Print: Energy Performance in the Selection and  Use of Scholarly Journals, Journal of Industrial Ecology 6 115–132 pp. (DOI:  10.1162/108819802763471825), (ISSN: 1530‐9290).  Garnett T. (2009). Livestock‐related greenhouse gas emissions: impacts and options for policy  makers, Environmental Science & Policy 12 491–503 pp. (DOI: 10.1016/j.envsci.2009.01.006), (ISSN:  1462‐9011).  Garnett T. (2011). Where are the best opportunities for reducing greenhouse gas emissions in the  food system (including the food chain)?, Food Policy 36, Supplement 1 S23–S32 pp. (DOI:  10.1016/j.foodpol.2010.10.010), (ISSN: 0306‐9192).  GEA (2012). Global Energy Assessment Toward a Sustainable Future. Cambridge University Press,  Cambridge UK and New York, NY, USA and the International Institute for Applied Systems Analysis,  Laxenburg, Austria, 1882 pp., (ISBN: 9780 52118 2935). .      84 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Geels F.W., and J.W. Schot (2010). Part 1: The Dynamics of Transitions: A Socio‐Technical  Perspective. In: Transitions to sustainable development : new directions in the study of long term  transformative change (eds. J. Grin, J. Rotmans and J.W. Schot). Routledge, New York pp.397(ISBN:  9780415876759 0415876753).  Geller H., P. Harrington, A.H. Rosenfeld, S. Tanishima, and F. Unander (2006). Polices for increasing  energy efficiency: Thirty years of experience in OECD countries, Energy Policy 34 556–573 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2005.11.010), (ISSN: 0301‐4215).  Geng Y., R. Côté, and F. Tsuyoshi (2007). A quantitative water resource planning and management  model for an industrial park level, Regional Environmental Change 7 123–135 pp. (DOI:  10.1007/s10113‐007‐0026‐4), (ISSN: 1436‐3798, 1436‐378X).  Geng Y., and B. Doberstein (2008). Developing the circular economy in China: Challenges and  opportunities for achieving ‘leapfrog development’, International Journal of Sustainable  Development & World Ecology 15 231–239 pp. (DOI: 10.3843/SusDev.15.3:6), (ISSN: 1350‐4509).  Geng Y., T. Fujita, and X. Chen (2010a). Evaluation of innovative municipal solid waste management  through urban symbiosis: a case study of Kawasaki, Journal of Cleaner Production 18 993–1000 pp.  (DOI: 10.1016/j.jclepro.2010.03.003), (ISSN: 0959‐6526).  Geng Y., X. Wang, Q. Zhu, and H. Zhao (2010b). Regional initiatives on promoting cleaner  production in China: a case of Liaoning, Journal of Cleaner Production 18 1502–1508 pp. (DOI:  10.1016/j.jclepro.2010.06.028), (ISSN: 0959‐6526).  Geng Y., P. Zhang, R.P. Côté, and T. Fujita (2009). Assessment of the National Eco‐Industrial Park  Standard for Promoting Industrial Symbiosis in China, Journal of Industrial Ecology 13 15–26 pp.  (DOI: 10.1111/j.1530‐9290.2008.00071.x), (ISSN: 1530‐9290).  Geng Y., P. Zhang, R.P. Côté, and Y. Qi (2008). Evaluating the applicability of the Chinese eco‐ industrial park standard in two industrial zones, International Journal of Sustainable Development &  World Ecology 15 543–552 pp. (DOI: 10.1080/13504500809469850), (ISSN: 1350‐4509).  Genon G., and E. Brizio (2008). Perspectives and limits for cement kilns as a destination for RDF,  Waste management (New York, N.Y.) 28 2375–2385 pp. (DOI: 10.1016/j.wasman.2007.10.022),  (ISSN: 0956‐053X).  Germond‐Duret C. (2012). Extractive Industries and the Social Dimension of Sustainable  Development: Reflection on the Chad–Cameroon Pipeline, Sustainable Development (DOI:  10.1002/sd.1527), (ISSN: 1099‐1719).  Getzner M. (2002). The quantitative and qualitative impacts of clean technologies on employment,  Journal of Cleaner Production 10 305–319 pp. .  Geyer R. (2008). Parametric assessment of climate change impacts of automotive material  substitution, Environmental Science and Technology 42 6973–6979 pp. . Available at:  http://www.scopus.com/inward/record.url?eid=2‐s2.0‐ 51949084412&partnerID=40&md5=44228ce12a2f785fd87a95a26981c779.  Ghosh D., and J. Roy (2011). Approach to Energy Efficiency among Micro, Small and Medium  Enterprises in India: Results of a Field Survey. United Nations Industrial Development Organization,  Vienna. 42 pp.      85 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Gillingham K., R.G. Newell, and K. Palmer (2009). Energy Efficiency Economics and Policy. National  Bureau of Economic Research, Cambridge, MA. 40 pp. Available at:  http://www.nber.org/papers/w15031.  Gnansounou E. (2008). Assessing the energy vulnerability: Case of industrialised countries, Energy  Policy 36 3734–3744 pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v36y2008i10p3734‐ 3744.html.  Goldemberg J. (1998). Leapfrog energy technologies, Energy Policy 26 729–741 pp. .  Gössling S. (2010). Carbon Management in Tourism: Mitigating the Impacts on Climate Change.  Routledge, New York, 358 pp., (ISBN: 978‐0‐415‐56633‐9). .  Gössling S., J.‐P. Ceron, G. Dubois, and M.C. Hall (2009). Hypermobile travellers. In: Climate change  and aviation. Issues, Challenges and solutions. Eds Upham, P. and Gössling, S. Earthscan, London  pp.131–151(ISBN: 9781844076208).  Gössling S., C.M. Hall, P.M. Peeters, and D. Scott (2010). The Future of Tourism: Can Tourism  Growth and Climate Policy be Reconciled? A Climate Change Mitigation Perspective, Tourism  Recreation Research 35 119–130 pp. (ISSN: 0250‐8281).  Gössling S., P. Peeters, J.‐P. Ceron, G. Dubois, T. Patterson, and R.B. Richardson (2005). The eco‐ efficiency of tourism, Ecological Economics 54 417–434 pp. (DOI: 10.1016/j.ecolecon.2004.10.006),  (ISSN: 0921‐8009).  Graedel T.E. (2010). Metal Stocks in Society: Scientific Synthesis. United Nations Environment  Programme, Nairobi, Kenya, 48 pp., (ISBN: 9789280730821). .  Graedel T.E., J. Allwood, J.‐P. Birat, M. Buchert, C. Hagelüken, B.K. Reck, S.F. Sibley, and G.  Sonnemann (2011). What Do We Know About Metal Recycling Rates?, Journal of Industrial Ecology  15 355–366 pp. (DOI: 10.1111/j.1530‐9290.2011.00342.x), (ISSN: 1530‐9290).  Gruber E., and M. Brand (1991). Promoting energy conservation in small and medium‐sized  companies, Energy Policy 19 279–287 pp. .  GTZ/Holcim (2006). Guidelines on Co‐Processing Waste Materials in Cement Production. Deutsche  Gesellschaft Für Tchnische Zusammenarbeit GmbH, Eschborn. 135 pp. Available at:  http://www.coprocem.org/Guidelines/unterordner/guideline_coprocem_v06‐06.pdf/view.  Guha A. (2013). The Macro‐Costs of Forced Displacement of the Farmers in India: A Micro‐Level  Study, European Journal of Development Research advance online publication 31 January 2013  (DOI: 10.1057/ejdr.2012.37).  Gunders D. (2012). Wasted: How America Is Losing Up to 40 Percent of Its Food from Farm to Fork to  Landfill. National Resources Defence Council, Washington, DC. 26 pp. Available at:  http://www.nrdc.org/food/files/wasted‐food‐IP.pdf.  Gustavsonn J., C. Cederberg, U. Sonesson, R. van Otterdijk, and A. Meybeck (2011). Global Food  Losses and Food Waste. United Nations Food and Agriculture Organization., Düsseldorf. 38 pp.  Gutowski T.G., S. Sahni, J.M. Allwood, M.F. Ashby, and E. Worrell (2013). The energy required to  produce materials: constraints on energy‐intensity improvements, parameters of demand,      86 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Philosophical Transactions of the Royal Society A: Mathematical, Physical and Engineering Sciences  371 20120003 pp. (DOI: 10.1098/rsta.2012.0003), (ISSN: 1364‐503X, 1471‐2962).  Haines A., A.J. McMichael, K.R. Smith, I. Roberts, J. Woodcock, A. Markandya, B.G. Armstrong, D.  Campbell‐Lendrum, A.D. Dangour, M. Davies, N. Bruce, C. Tonne, M. Barrett, and P. Wilkinson  (2009). Public health benefits of strategies to reduce greenhouse‐gas emissions: overview and  implications for policy makers, The Lancet 374 2104–2114 pp. .  Hall D.S. (2007). Mandatory Regulation of Nontraditional Greenhouse Gases: Policy Options for  Industrial Process Emissions and Non‐CO2 Gases. Resources for the Future, Washington, DC. 6 pp.  Available at:  http://www.rff.org/Publications/Pages/CPF_AssessingUSClimatePolicyOptions_IB14.aspx.  Halsnæs K., A. Garg, J. Christensen, H.Y. Føyn, M. Karavai, E.L. Rovere, M. Bramley, X. Zhu, C.  Mitchell, J. Roy, K. Tanaka, H. Katayama, C. Mena, I. Obioh, I. Bashmakov, S. Mwakasonda, M.‐K.  Lee, M. Vinluan, Y.J. Huang, and L. Segafredo (2014). Climate change mitigation policy paradigms— national objectives and alignments, Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change 19 45– 71 pp. (DOI: 10.1007/s11027‐012‐9426‐y), (ISSN: 1381‐2386, 1573‐1596).  Hand A. (2007). Technology Options for the Cement Industry with the Use of Alternative Fuels, Alf‐ Cemind Workshop. KHD Humboldt Wedag GmbH, Athens, Greece. 2007, 35 pp. Available at:  http://alf‐cemind.com/docs/presentations/KHD%20presentation.pdf.  Haque N., and T. Norgate (2013). Estimation of greenhouse gas emissions from ferroalloy  production using life cycle assessment with particular reference to Australia, Journal of Cleaner  Production 39 220–230 pp. (DOI: 10.1016/j.jclepro.2012.08.010), (ISSN: 0959‐6526).  Hasanbeigi A., M. Arens, and L. Price (2013a). Emerging Energy‐Efficiency and Greenhouse Gas  Mitigation Technologies for the Iron and Steel Industry. Lawrence Berkeley National Laboratory,  Berkeley, CA. 125 pp. Available at: http://china.lbl.gov/sites/all/files/6106e‐steel‐tech.pdf.  Hasanbeigi A., A. Lobscheid, H. Lu, L. Price, and Y. Dai (2013b). Quantifying the co‐benefits of  energy‐efficiency policies: A case study of the cement industry in Shandong Province, China, Science  of The Total Environment 458–460 624–636 pp. .  Hasanbeigi A., C. Menke, and P. Pont (2009). Barriers to energy efficiency improvement and  decision‐making behavior in Thai industry, Energy Efficiency 3 33–52 pp. (DOI: 10.1007/s12053‐009‐ 9056‐8), (ISSN: 1570‐646X, 1570‐6478).  Hasanbeigi A., C. Menke, and A. Therdyothin (2010a). The use of conservation supply curves in  energy policy and economic analysis: The case study of Thai cement industry, Energy Policy 38 392– 405 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2009.09.030), (ISSN: 0301‐4215).  Hasanbeigi A., C. Menke, and A. Therdyothin (2011). Technical and cost assessment of energy  efficiency improvement and greenhouse gas emission reduction potentials in Thai cement industry,  Energy Efficiency 4 93–113 pp. (DOI: 10.1007/s12053‐010‐9079‐1), (ISSN: 1570‐646X, 1570‐6478).  Hasanbeigi A., W. Morrow, E. Masanet, J. Sathaye, and T. Xu (2012a). Assessment of Energy  Efficiency Improvement and CO2 Emission Reduction Potentials in the Cement Industry in China.  Lawrence Berkeley National Laboratory, Berkeley, CA. 51 pp.      87 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Hasanbeigi A., W. Morrow, J. Sathaye, E. Masanet, and T. Xu (2013c). A bottom‐up model to  estimate the energy efficiency improvement and CO2 emission reduction potentials in the Chinese  iron and steel industry, Energy 50 315–325 pp. (DOI: 10.1016/j.energy.2012.10.062), (ISSN: 0360‐ 5442).  Hasanbeigi A., and L. Price (2012). A review of energy use and energy efficiency technologies for the  textile industry, Renewable and Sustainable Energy Reviews 16 3648–3665 pp. (DOI:  10.1016/j.rser.2012.03.029), (ISSN: 1364‐0321).  Hasanbeigi A., L. Price, and E. Lin (2012b). Emerging energy‐efficiency and CO2 emission‐reduction  technologies for cement and concrete production: A technical review, Renewable and Sustainable  Energy Reviews 16 6220–6238 pp. (DOI: 10.1016/j.rser.2012.07.019), (ISSN: 1364‐0321).  Hasanbeigi A., L. Price, H. Lu, and W. Lan (2010b). Analysis of energy‐efficiency opportunities for the  cement industry in Shandong Province, China: A case study of 16 cement plants, Energy 35 3461– 3473 pp. (DOI: 10.1016/j.energy.2010.04.046), (ISSN: 0360‐5442).  Hasanuzzaman M., N.A. Rahim, M. Hosenuzzaman, R. Saidur, I.M. Mahbubul, and M.M. Rashid  (2012). Energy savings in the combustion based process heating in industrial sector, Renewable and  Sustainable Energy Reviews 16 4527–4536 pp. (DOI: 10.1016/j.rser.2012.05.027), (ISSN: 1364‐0321).  Hashimoto S., T. Fujita, Y. Geng, and E. Nagasawa (2010). Realizing CO2 emission reduction through  industrial symbiosis: A cement production case study for Kawasaki, Resources Conservation and  Recycling 54 704–710 pp. (DOI: 10.1016/j.resconrec.2009.11.013).  Hatayama H., I. Daigo, Y. Matsuno, and Y. Adachi (2010). Outlook of the World Steel Cycle Based on  the Stock and Flow Dynamics, Environmental Science & Technology 44 6457–6463 pp. (DOI:  10.1021/es100044n), (ISSN: 0013‐936X).  He P., N. Yang, H. Gu, H. Zhang, and L. Shao (2011). N2O and NH3 emissions from a bioreactor  landfill operated under limited aerobic degradation conditions, Journal of Environmental Sciences 23  1011–1019 pp. (DOI: 10.1016/S1001‐0742(10)60574‐8), (ISSN: 1001‐0742).  Heijnes H., M. van Brummelen, and K. Blok (1999). Reduction of the Emissions of HFC’s, PFC’s and  SF6 in the European Union. Ecofys, Utrecht, Netherlands. 58 pp.  Hekkert M.P., L.A.. Joosten, E. Worrell, and W.C. Turkenburg (2000). Reduction of CO2 emissions by  improved management of material and product use: the case of primary packaging, Resources,  Conservation and Recycling 29 33–64 pp. (DOI: 10.1016/S0921‐3449(99)00056‐7), (ISSN: 0921‐3449).  Hekkert M.P., J. van den Reek, E. Worrell, and W.C. Turkenburg (2002). The impact of material  efficient end‐use technologies on paper use and carbon emissions, Resources, Conservation and  Recycling 36 241–266 pp. (DOI: 10.1016/S0921‐3449(02)00081‐2), (ISSN: 0921‐3449).  Henriques Jr. M.F., F. Dantas, and R. Schaeffer (2010). Potential for reduction of CO2 emissions and  a low‐carbon scenario for the Brazilian industrial sector, Energy Policy 38 1946–1961 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2009.11.076), (ISSN: 0301‐4215).  Heyer K.‐U., K. Hupe, M. Ritzkowski, and R. Stegmann (2005). Pollutant release and pollutant  reduction – Impact of the aeration of landfills, Waste Management 25 353–359 pp. (DOI:  10.1016/j.wasman.2005.02.007), (ISSN: 0956‐053X).      88 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Hogg D., C. Sherrington, and T. Vergunst (2011). A Comparative Study on Economic Instruments  Promoting Waste Prevention. Eunomia Research and Consulting Ltd, Bristol. 185 pp. Available at:  http://www.eunomia.co.uk/shopimages/Waste%20Prevention%20Final%20Report%2023.12.2011.p df.  Holmgren K., and A. Gebremedhin (2004). Modelling a district heating system: Introduction of  waste incineration, policy instruments and co‐operation with an industry, Energy Policy 32 1807– 1817 pp. (DOI: 10.1016/S0301‐4215(03)00168‐X), (ISSN: 0301‐4215).  Hong G.‐B., T.‐L. Su, J.‐D. Lee, T.‐C. Hsu, and H.‐W. Chen (2010). Energy conservation potential in  Taiwanese textile industry, Energy Policy 38 7048–7053 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2010.07.024),  (ISSN: 0301‐4215).  Hoornweg D., and P. Bhada‐Tata (2012). What a Waste: A Global Review of Solid Waste  Management. World Bank, Washington D.C. 116 pp. Available at:  http://go.worldbank.org/BCQEP0TMO0.  Horbach J., and K. Rennings (2013). Environmental innovation and employment dynamics in  different technology fields – an analysis based on the German Community Innovation Survey 2009,  Journal of Cleaner Production 57 158–165 pp. .  HPTCJ (2010). Survey of Availability of Heat Pumps in the Food and Beverage Sector. Heat Pump and  Thermal Technology Centre of Japan, Tokyo, Japan. 61 pp. Available at:  http://www.hptcj.or.jp/e/publication/tabid/360/Default.aspx.  IAI (2009). Global Aluminium Recycling: A Cornerstone of Sustainable Development. International  Aluminium Institute, London, UK. 36 pp. Available at: http://www.world‐ aluminium.org/cache/fl0000181.pdf.  IBEF (2013). MSMEs and the Growing Role of Industrial Clusters. A Report by Indian Brand Equity  Foundation. India Brand Equity Foundation, Haryana, India. 10 pp. Available at:  http://www.ibef.org/download/MSME‐040213.pdf.  ICCA (2009). Innovations for Greenhouse Gas Reductions ‐ Life Cycle Quantification of Carbon  Abatement Solutions Enabled by the Chemical Industry. International Council of Chemical  Associations, Brussels. 108 pp.  ICSG (2012). The World Copper Factbook 2012. International Copper Study Group, Lisbon, Portugal.  59 pp. Available at: http://www.icsg.org/index.php/component/jdownloads/finish/170/1188.  IEA (2007). Tracking Industrial Energy Efficiency and CO2 Emissions. International Energy Agency,  Paris. 324 pp.  IEA (2008). Combined Heat and Power: Evaluating the Benefits of Greater Global Investment.  International Energy Agency, Paris, France. 39 pp. Available at:  http://www.iea.org/publications/freepublications/publication/chp_report.pdf.  IEA (2009a). Cogeneration and District Energy. Sustainable Energy Technologies for Today... and  Tomorrow. International Energy Agency, Paris, France. 42 pp. Available at: http://www.oecd‐ ilibrary.org/energy/cogeneration‐and‐district‐energy_9789264077171‐en.      89 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    IEA (2009b). Energy Technology Perspectives 2010. Scenarios and Strategies to 2050. International  Energy Agency, Paris. 710 pp. Available at:  http://www.iea.org/publications/freepublications/publication/name,26100,en.html.  IEA (2009c). Energy Technology Transitions for Industry. Strategies for the Next Industrial Revolution.  International Energy Agency, Paris.  IEA (2009d). Energy Technology Transitions for Industry. Strategies for the Next Industrial Revolution.  International Energy Agency, Paris. 6 pp. Available at:  http://www.iea.org/Textbase/npsum/industry2009sum.pdf.  IEA (2009e). Chemical and Petrochemical Sector: Potential of Best Practice Technology and Other  Measures for Improving Energy Efficiency. International Energy Agency, Paris. 60 pp. Available at:  http://www.iea.org/publications/freepublications/publication/chemical_petrochemical_sector.pdf.  IEA (2011a). World Energy Outlook 2011 Special Report: Are We Entering a Golden Age of Gas?  International Energy Agency, Paris. . Available at:  http://www.worldenergyoutlook.org/goldenageofgas/.  IEA (2011b). Co‐Generation and Renewables: Solutions for a Low‐Carbon Energy Future.  International Energy Agency, Paris, France. 35 pp. Available at:  http://www.iea.org/publications/freepublications/publication/name,3980,en.html.  IEA (2012a). CO2 Emissions from Fuel Combustion. Beyond 2020 Online Database. 2012 Edition.  International Energy Agency, Paris. 83 pp. Available at: http://data.iea.org.  IEA (2012b). Energy Balances of OECD Countries. International Energy Agency, Paris, 330 pp., (ISBN:  9789264180390 (PDF); 9789264173828 (print)). .  IEA (2012c). Energy Balances of Non‐OECD Countries. International Energy Agency, Paris, 540 pp.,  (ISBN: 9789264174672 (PDF); 9789264174665 (print)). .  IEA (2012d). Energy Technology Perspectives 2012: Pathways to a Clean Energy System. International  Energy Agency (IEA), Paris, France, 690 pp., (ISBN: 978‐92‐64‐17488‐7). .  IEA (2012e). World Energy Outlook 2012. Organisation for Economic Co‐Operation and  Development, Paris, France, 690 pp., (ISBN: 9789264181342 (PDF) ; 9789264180840 (print)). .  IEA ETSAP (2010). Cement Production. International Energy Agency Energy Technology Network,  Paris. 8 pp. Available at: www.etsap.org.  IEA/WBCSD (2009). Cement Technology Roadmap 2009: Carbon Emissions Reductions up to 2050.  International Energy Agency/World Business Council for Sustainable Development, Paris. 36 pp.  Available at:  http://www.wbcsd.org/Pages/EDocument/EDocumentDetails.aspx?ID=11423&NoSearchContextKey =true.  IEAGHG (2008). CO2 Capture in the Cement Industry. IEA Greenhouse Gas R&D Programme,  Cheltenham, UK. 221 pp. Available at: www.ieagreen.org.uk.  IFA (2009). Fertilizers, Climate Change and Enhancing Agricultural Productivity Sustainably.  International Fertilizer Industry Association, Paris, France. . Available at:      90 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    www.fertilizer.org/ifa/content/download/23000/329421/version/1/file/2009_ifa_climate_change.p df.  IIED (2002). The Report of the Mining, Minerals and Sustainable Development Project. International  Institute for Environment and Development, London. 476 pp. Available at:  http://www.iied.org/sustainable‐markets/key‐issues/business‐and‐sustainable‐ development/mining‐minerals‐and‐sustainable‐development.  IMA (2009). Year Ending Statistics: 2009. International Magnesium Association, Wauconda, IL. 1 pp.  Available at: http://www.intlmag.org/files/yend2009rev.pdf.  INCCA (2010). India: Greenhouse Gas Emissions 2007. Indian Network for Climate Change  Assessment. Ministry of Environment and Forests, Government of India, New Delhi, India. 84 pp.  Available at: http://moef.nic.in/downloads/public‐information/Report_INCCA.pdf.  India Planning Commission (2007). Report of the Task Force for the Eleventh Five Year Plan (2007‐ 12) on Cement Submitted to the Planning Commission of India. India Planning Commission, New  Delhi, India. 154 pp. Available at:  http://planningcommission.nic.in/aboutus/committee/wrkgrp11/wg11_cement.pdf.  International Finance Corporation (2007). Environmental, Health and Safety Guidelines for  Integrated Steel Mills. International Finance Corporation, Washington, DC. 27 pp. Available at:  http://www.ifc.org/wps/wcm/connect/0b9c2500488558848064d26a6515bb18/Final%2B‐ %2BIntegrated%2BSteel%2BMills.pdf?MOD=AJPERES&id=1323161945237.  Intlekofer K., B. Bras, and M. Ferguson (2010). Energy Implications of Product Leasing,  Environmental Science & Technology 44 4409–4415 pp. (DOI: 10.1021/es9036836), (ISSN: 0013‐ 936X).  IPCC (2006). Chapter 2: Stationary Combusion, Table 2.2 [D.R. Gomez, J.D. Watterson, B.B.  Americano, C. Ha, G. Marland, E. Matsika, L.N. Namayanga, B. Osman‐Elasha, J.D. Kalenga Saka, K.  Treanton (eds.)]. In: IPCC Guidelines for Greenhouse Gas Inventories Volume 2: Energy. pp.15.  Available at: http://www.ipcc‐ nggip.iges.or.jp/public/2006gl/pdf/2_Volume2/V2_2_Ch2_Stationary_Combustion.pd.  IPCC (2007). Climate Change 2007: Mitigation of Climate Change. Contribution of Working Group III  to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge  University Press, Cambridge United Kingdom and New York, NY, USA. 851 pp. Available at:  http://www.ipcc.ch/publications_and_data/ar4/wg3/en/contents.html.  IPCC/TEAP (2005). Special Report on Safeguarding the Ozone Layer and the Global Climate System:  Issues Related to Hydrofluorocarbons and Perfluorocarbons [D. de Jager, M. Manning, L. Kuijpers  (eds.)]. Intergovernmental Panel on Climate Change, Addis Ababa. 720 pp.  ISMI (2005). Reduction of Perfluorocompound (PFC) Emissions: 2005 State‐of‐the‐Technology Report.  Sematech, Inc., New York. 80 pp. Available at:  http://www.sematech.org/docubase/document/4693aeng.pdf.  Jackson T. (2009). Prosperity without Growth: Economics for a Finite Planet. Earthscan Publications,  London, 264 pp., (ISBN: 9781844078943). .      91 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Jackson T. (2011). Societal transformations for a sustainable economy, Natural Resources Forum 35  155–164 pp. (DOI: 10.1111/j.1477‐8947.2011.01395.x), (ISSN: 1477‐8947).  Jacobs, and IPST (2006). Pulp and Paper Industry: Energy Bandwidth Study. Report for American  Institute of Chemical Engineers (AIChE). Jacobs Greenville and Institute of Paper Science and  Technology (IPST) at Georgia Institute of Technology, Atlanta. 116 pp. Available at:  http://www1.eere.energy.gov/industry/forest/pdfs/doe_bandwidth.pdf.  Jeon Y., B.I. Park, and P.N. Ghauri (2013). Foreign direct investment spillover effects in China: Are  they different across industries with different technological levels?, China Economic Review 26 105– 117 pp. (DOI: 10.1016/j.chieco.2013.05.001), (ISSN: 1043‐951X).  De Jong P. (1997). The Structure of the Dutch Waste Sector and Impediments for Waste Reduction,  Waste Management & Research 15 641–658 pp. (ISSN: 0734242x).  JRC/PBL (2012). Emission Database for Global Atmospheric Research (EDGAR), Release Version 4.2  FT2010. European Commission, Joint Research Centre (JRC)/PBL Netherlands Environmental  Assessment Agency. . Available at: http://edgar.jrc.ec.europa.eu.  Kainuma M., K. Miwa, T. Ehara, O. Akashi, and Y. Asayama (2013). A low carbon society: global  visions, pathways, and challenges, Climate Policy 13 6–22 pp. .  Kainuma M., P.R. Shukla, and K. Jiang (2012). Framing and modeling of a low carbon society: An  overview, Energy Economics 34, Supplement 3 S316–S324 pp. .  Kampschreur M.J., H. Temmink, R. Kleerebezem, M.S.M. Jetten, and M.C.M. van Loosdrecht  (2009). Nitrous oxide emission during wastewater treatment, Water Research 43 4093–4103 pp.  (DOI: 10.1016/j.watres.2009.03.001), (ISSN: 0043‐1354).  Karakurt I., G. Aydin, and K. Aydiner (2012). Sources and mitigation of methane emissions by  sectors: A critical review, Renewable Energy 39 40–48 pp. (DOI: 10.1016/j.renene.2011.09.006),  (ISSN: 0960‐1481).  Karstensen K.H. (2007). A Literature Review on Co‐Processing of Alternative Fuels and Raw Materials  and Hazardous Wastes in Cement Kilns. Department for Environmental Affairs and Tourism, Republic  of South Africa, Pretoria, South Africa. 420 pp. Available at: http://www.aitec‐ ambiente.org/Portals/2/docs/pubblici/Documenti/Raccolta%20bibliografica/Coprocessing%20literat ure%20review%202007.pdf.  Kelly T.D., and G.R. Matos (2013). Historical statistics for mineral and material commodities in the  United States (2013 version): U.S. Geological Survey Data Series 140. . Available at:  http://minerals.usgs.gov/ds/2005/140/.  Kheshgi H.S., H. Thomann, N.A. Bhore, R.B. Hirsch, M.E. Parker, and G. Teletzke (2012).  Perspectives on CCS Cost and Economics, SPE Economics & Management 4 pp. 24–31 pp. . Available  at: https://www.onepetro.org/journal‐paper/SPE‐139716‐PA.  Kim H.‐J., G.A. Keoleian, and S.J. Skerlos (2011). Economic Assessment of Greenhouse Gas  Emissions Reduction by Vehicle Lightweighting Using Aluminum and High‐Strength Steel, Journal of  Industrial Ecology 15 64–80 pp. . Available at: http://www.scopus.com/inward/record.url?eid=2‐ s2.0‐79951741778&partnerID=40&md5=75f547396a1bb6a3fe9752ca3305352e.      92 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Kim H.‐J., C. McMillan, G.A. Keoleian, and S.J. Skerlos (2010). Greenhouse Gas Emissions Payback  for Lightweighted Vehicles Using Aluminum and High‐Strength Steel, Journal of Industrial Ecology 14  929–946 pp. . Available at: http://www.scopus.com/inward/record.url?eid=2‐s2.0‐ 78650144733&partnerID=40&md5=9aed1688a221972175249aabd21d91ad.  Kimura O., and F. Noda (2010). Effectiveness of Energy Audit Programs in Japan. Central Research  Institute of the Electric Power Industry (CRIEPI), Tokyo, Japan. 48 pp. Available at:  http://criepi.denken.or.jp/jp/kenkikaku/report/detail/Y09009.html.  Klee H., R. Hunziker, R. van der Meer, and R. Westaway (2011). Getting the numbers right: a  database of energy performance and carbon dioxide emissions for the cement industry, Greenhouse  Gas Measurement and Management 1 109–118 pp. (DOI: 10.1080/20430779.2011.579357).  Klinglmair M., and J. Fellner (2010). Urban Mining in Times of Raw Material Shortage, Journal of  Industrial Ecology 14 666–679 pp. (DOI: 10.1111/j.1530‐9290.2010.00257.x), (ISSN: 1530‐9290).  Kollmus A., and M. Lazarus (2010). Industrial N2O Projects Under the CDM: The Case of Nitric Acid  Production. Stockholm Environment Institute, Stockholm. 3 pp.  Kong L., A. Hasanbeigi, and L. Price (2012). Emerging Energy‐Efficiency and Greenhouse Gas  Mitigation Technologies for the Pulp and Paper Industry. Lawrence Berkeley National Laboratory,  Berkeley, CA. 111 pp. Available at: http://china.lbl.gov/sites/all/files/lbl‐5956e‐pulp‐and‐paperrev‐ dec‐2012.pdf.  Kong L., A. Hasanbeigi, L. Price, and H. Liu (2013). Analysis of Energy‐Efficiency Opportunities for the  Pulp and Paper Industry in China. Lawrence Berkeley National Laboratory, Berkeley, CA. 49 pp.  Available at: http://china.lbl.gov/sites/all/files/6107e‐ppi‐csc.pdf.  Kramer K.J., E. Masanet, T. Xu, and E. Worrell (2009). Energy Efficiency Improvement and Cost  Saving Opportunities for the Pulp and Paper Industry: An ENERGY STAR Guide for Energy and Plant  Managers. Lawrence Berkeley National Laboratory, Berkeley, CA. 176 pp. Available at:  http://www.energystar.gov/ia/business/industry/downloads/Pulp_and_Paper_Energy_Guide.pdf.  Kruyt B., D.P. van Vuuren, H.J.M. de Vries, and H. Groenenberg (2009). Indicators for energy  security, Energy Policy 37 2166–2181 pp. .  Kugler M. (2006). Spillovers from foreign direct investment: Within or between industries?, Journal  of Development Economics 80 444–477 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/deveco/v80y2006i2p444‐477.html.  Kuramochi T., A. Ramírez, W. Turkenburg, and A. Faaij (2012a). Comparative assessment of CO2  capture technologies for carbon‐intensive industrial processes, Progress in Energy and Combustion  Science 38 87–112 pp. (DOI: 10.1016/j.pecs.2011.05.001), (ISSN: 0360‐1285).  Kuramochi T., A. Ramírez, W. Turkenburg, and A. Faaij (2012b). Effect of CO2 capture on the  emissions of air pollutants from industrial processes, International Journal of Greenhouse Gas  Control 10 310–328 pp. (DOI: 10.1016/j.ijggc.2012.05.022), (ISSN: 1750‐5836).  Larsen T.A., K.M. Udert, and Lienert Judit (2013). Source Separation and Decentralization for  Wastewater Management. IWA Publishing Alliance House, London, UK, 491 pp., (ISBN:  9781843393481). .      93 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Laurijssen J., A. Faaij, and E. Worrell (2012). Benchmarking energy use in the paper industry: a  benchmarking study on process unit level, Energy Efficiency 6 49–63 pp. (DOI: 10.1007/s12053‐012‐ 9163‐9), (ISSN: 1570‐646X, 1570‐6478).  Laurijssen J., F.J. De Gram, E. Worrell, and A. Faaij (2010a). Optimizing the energy efficiency of  conventional multi‐cylinder dryers in the paper industry, Energy 35 3738–3750 pp. (DOI:  10.1016/j.energy.2010.05.023), (ISSN: 0360‐5442).  Laurijssen J., M. Marsidi, A. Westenbroek, E. Worrell, and A. Faaij (2010b). Paper and biomass for  energy?: The impact of paper recycling on energy and CO2 emissions, Resources, Conservation and  Recycling 54 1208–1218 pp. (DOI: 10.1016/j.resconrec.2010.03.016), (ISSN: 0921‐3449).  Law Y., L. Ye, Y. Pan, and Z. Yuan (2012). Nitrous oxide emissions from wastewater treatment  processes, Philosophical transactions of the Royal Society of London. Series B, Biological sciences 367  1265–1277 pp. (DOI: 10.1098/rstb.2011.0317), (ISSN: 1471‐2970).  Layard R. (2011). Happiness: Lessons from a New Science. Penguin Books, London, UK, 384 pp.,  (ISBN: 9780241952795). .  Laybourn P., and M. Morrissey (2009). National Industrial Symbiosis Programme ‐ The Pathway to a  Low Carbon Sustainable Economy. National Industrial Symbiosis Programme, Birmingham. 53 pp.  Available at: www.wrap.org.uk/sites/files/wrap/Pathway%20Report.pdf.  LBNL, and AISI (2010). The State‐of‐the‐Art Clean Technologies (SOACT) for Steelmaking Handbook,  2nd Edition. Lawrence Berkeley National Laboratory Berkeley, California American Iron and Steel  Institute, Washington, DC. 138 pp. Available at:  http://asiapacificpartnership.org/pdf/Projects/Steel/SOACT‐Handbook‐2nd‐Edition.pdf.  LBNL, and RDC (2007). Improving Process Heating System Performance: A Sourcebook for Industry.  Second Edition. Lawrence Berkeley National Laboratory and Resource Dynamics Corporation,  Washington, DC. 114 pp. Available at:  http://www1.eere.energy.gov/manufacturing/tech_deployment/pdfs/process_heating_sourcebook 2.pdf.  Le H.Q., and R. Pomfret (2011). Technology spillovers from foreign direct investment in Vietnam:  horizontal or vertical spillovers?, Journal of the Asia Pacific Economy 16 183–201 pp. (DOI:  10.1080/13547860.2011.564746), (ISSN: 1354‐7860).  Leal‐Ayala D.R., J.M. Allwood, M. Schmidt, and I. Alexeev (2012). Toner‐Print Removal from Paper  by Long and Ultrashort Pulsed Lasers, Proceedings of the Royal Society A: Mathematical, Physical and  Engineering Science 468 2272–2293 pp. (DOI: 10.1098/rspa.2011.0601), (ISSN: 1364‐5021, 1471‐ 2946).  Lee T., and S. van de Meene (2013). Comparative studies of urban climate co‐benefits in Asian cities:  an analysis of relationships between CO2 emissions and environmental indicators, Journal of Cleaner  Production 58 15–24 pp. .  Lettenmeier M.T., S. Samus, S. Veuro, and H. Rohn (2009). Connection between material and  energy efficiency, UNIDO workshop on Green Industry for a Low‐Carbon Future. Vienna. 7‐December‐  2009, .      94 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Libralato G., A. Volpi Ghirardini, and F. Avezzù (2012). To centralise or to decentralise: an overview  of the most recent trends in wastewater treatment management, Journal of environmental  management 94 61–68 pp. (DOI: 10.1016/j.jenvman.2011.07.010), (ISSN: 1095‐8630).  Lin J., D. He, P. He, M. Hu, and H. Lu (2011). The Race Is On: China Kick‐Starts Its Clean Economy.  ClimateWorks Foundation, San Francisco. 20 pp. Available at:  http://www.climateworks.org/download/?id=86f8db38‐1272‐41da‐8fe9‐4f9aa0021d13.  Liu N., and B.W. Ang (2007). Factors shaping aggregate energy intensity trend for industry: Energy  intensity versus product mix, Energy Economics 29 609–635 pp. (DOI: 10.1016/j.eneco.2006.12.004),  (ISSN: 0140‐9883).  Liu G., C.E. Bangs, and D.B. Müller (2012a). Stock dynamics and emission pathways of the global  aluminium cycle, Nature Climate Change (DOI: 10.1038/nclimate1698), (ISSN: 1758‐678X).  Liu J., and J. Diamond (2005). China’s environment in a globalizing world, Nature 435 1179–1186 pp.  (DOI: 10.1038/4351179a), (ISSN: 0028‐0836).  Liu X., X. Gao, W. Wang, L. Zheng, Y. Zhou, and Y. Sun (2012b). Pilot‐scale anaerobic co‐digestion of  municipal biomass waste: Focusing on biogas production and GHG reduction, Renewable Energy 44  463–468 pp. (DOI: 10.1016/j.renene.2012.01.092), (ISSN: 0960‐1481).  Liu F., Z. Klimont, Q. Zhang, J. Cofala, L. Zhao, H. Huo, B. Nguyen, W. Schöpp, R. Sander, B. Zheng,  C. Hong, K. He, M. Amann, and C. Heyes (2013). Integrating mitigation of air pollutants and  greenhouse gases in Chinese cities: development of GAINS‐City model for Beijing, Journal of Cleaner  Production 58 25–33 pp. (DOI: 10.1016/j.jclepro.2013.03.024), (ISSN: 0959‐6526).  Locher F.W. (2006). Cement: Principles of Production and Use. Verlag Bau+Technik, Düsseldorf, 535  pp., (ISBN: 9783764004200). .  Lowe E.A. (1997). Creating by‐product resource exchanges: Strategies for eco‐industrial parks,  Journal of Cleaner Production 5 57–65 pp. .  Maconachie R., and G. Hilson (2013). Editorial introduction: the extractive industries, community  development and livelihood change in developing countries, Community Development Journal 48  347–359 pp. (DOI: 10.1093/cdj/bst018), (ISSN: 0010‐3802, 1468‐2656).  Martinez‐Alier J. (2001). Mining conflicts, environmental justice, and valuation, Journal of Hazardous  Materials 86 153–170 pp. (DOI: 10.1016/S0304‐3894(01)00252‐7), (ISSN: 0304‐3894).  Martinez‐Fernandez C., C. Hinojosa, and G. Miranda (2010). Green Jobs and Skills: The Local Labour  Market Implications of Addressing Climate Change. Organisation for Economics Cooperation and  Development, Paris, France. 55 pp. Available at: http://www.oecd.org/regional/leed/44683169.pdf.  Masanet E. (2010). Energy Benefits of Electronic Controls at Small and Medium Sized U.S.  Manufacturers, Journal of Industrial Ecology 14 696–702 pp. (DOI: 10.1111/j.1530‐ 9290.2010.00286.x), (ISSN: 1530‐9290).  Masanet et al. (2008). Energy Efficiency Improvements and Cost Saving Opportunities for the Fruit  and Vegetable Processing Industry. Lawrence Berkeley National Laboratory Berkeley, California  American Iron and Steel Institute, Berkeley, CA. 175 pp.      95 of 112       Final Draft    Chapter 10  IPCC WGIII AR5    Masanet E., and J. Sathaye (2009). Challenges and opportunities in accounting for non‐energy use  CO2 emissions: an editorial comment, Climatic Change 95 395–403 pp. (DOI: 10.1007/s10584‐009‐ 9636‐9), (ISSN: 0165‐0009, 1573‐1480).  Massé D.I., G. Talbot, and Y. Gilbert (2011). On farm biogas production: A method to reduce GHG  emissions and develop more sustainable livestock operations, Animal Feed Science and Technology  166–167 436–445 pp. (DOI: 10.1016/j.anifeedsci.2011.04.075), (ISSN: 0377‐8401).  Matsumiya T. (2011). Steelmaking technology for a sustainable society, Calphad 35 627–635 pp.  (DOI: 10.1016/j.calphad.2011.02.009), (ISSN: 0364‐5916).  May G., M. Taisch, B. Stahl, and V. Sadr (2013). Toward Energy Efficient Manufacturing: A Study on  Practices and Viewpoint of the Industry. IFIP Advances in Information and Communication  Technology. In: Advances in Production Management Systems. Competitive Manufacturing for  Innovative Products and Services. C. Emmanouilidis, M. Taisch, D. Kiritsis, (eds.), Springer Berlin  Heidelberg, pp.1–8.  Mazzanti M., and R. Zoboli (2008). Waste generation, waste disposal and policy effectiveness  Evidence on decoupling from the European Union, Resources, Conservation and Recycling 52 1221– 1234 pp. (DOI: 10.1016/j.resconrec.2008.07.003).  Mazzotti M., J. Abanades, R. Allam, K. Lackner, F. Meunier, E. Rubin, J. Sanchez, K. Yogo, and R.  Zevenhoven (2005). Mineral carbonation and industrial uses of CO2