Redegørelse om Bly

4. Sundheds-, miljø- og samfundsøkonomiske konsekvenser

4.1 Bly som et sundhedsproblem
4.2 Bly som et miljøproblem
4.2.1 Jordmiljøet
4.2.2 Vandmiljøet
4.3 Bly som et samfundsøkonomisk problem
4.4 Bly som et jordforureningsproblem
4.5 Bly i spildevand og slam
4.6 Bly i brændbart affald
4.7 Andre problemer

Bly er et giftigt grundstof

Bly er et grundstof og derfor unedbrydeligt både i naturen og i tekniske anlæg. Så vidt vides har bly ingen nyttig biologisk funktion, men er tværtimod i tilstrækkeligt høje koncentrationer giftigt for mennesker og andre biologiske organismer. Som grundstof findes bly naturligt overalt i miljøet i små koncentrationer. Menneskelig anvendelse af bly har betydet, at der er sket en spredning og akkumulering af bly i mange dele af miljøet.

Biotilgængeligheden af bly er knyttet til blyioner, da kun blyioner optages af biologiske organismer. Metallisk bly er i sig selv ikke tilgængeligt for biologisk omsætning. På overfladen af metallisk bly vil blyet blive omdannet til blyioner og derved blive tilgængeligt. Metallisk bly tabt i miljøet må forventes med tiden i de fleste tilfælde at blive fuldstændigt omdannet til blyioner. Blys giftvirkning afhænger bl.a. af blys kemiske form i forbindelse med eksponeringen.

I det følgende er sammenfattet den foreliggende viden om bly som sundheds-, miljø- og samfundøkonomisk problem i Danmark med særlig fokus på de problemer, der er forbundet med bly i affald.

4.1 Bly som et sundhedsproblem

Sundhedsmæssige effekter

Belastning af mennesker med bly kan resultere i en lang række biologiske effekter afhængigt af belastningens størrelse og varighed. Effekterne varierer fra hæmning af cellernes enzymsystemer til afgørende kropslige forandringer, der kan medføre død /4.1/. I bekendtgørelsen af listen over farlige stoffer er blyforbindelser er klassificeret som reproduktionsskadelige og sundhedsskadelige /4.3/. Visse blyforbindelser anses for muligvis kræftfremkaldende hos mennesker /4.3/. Der er opstillet grænseværdier for bly i levnedsmidler, drikkevand og i arbejdsmiljøet. Der er tillige opstillet vejledende jordkvalitetskriterier (jf. tabel 4.1).

Tabel 4.1
Eksisterende grænseværdier og vejledende jordkvalitetskriterier for bly /4.4, 4.27, 4.30, 4.40/.

Note til tabel 4.1:

1. Der er fastsat overvågnings- og maksimalgrænseværdier for indholdet af bly i bl.a. børnemad herunder modermælkserstatning, lever og nyrer fra dyr, grøntsager, frugt- og grøntsagssaft, vin og levnedsmidler i dåser af hvidblik. Grænseværdien afhænger af typen af levnedsmiddel. De her angivne værdier viser laveste og højeste grænseværdi for de pågældende grupper. Grænseværdien er fastsat i mg/kg, for flydende produkter dog i mg/l. Der henvises til Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 447 af 5. september 1985 samt bekendtgørelse nr. 612 af 16. september 1986 for yderligere oplysninger (jf. /4.30/).

Bly påvirker især nervesystemet, hvilket viser sig ved, at nerveledningshastigheden nedsættes. Dette kan påvirke indlæring og adfærd. Undersøgelser indikerer en sammenhæng mellem børns belastning med bly (målt ved indholdet af bly i blodet) og lavere intelligenskvotient. Blypåvirkning kan tillige bl.a. medføre blodmangel, nyreskader samt påvirke menneskers reproduktion /4.1, 4.2/. Generelt gælder, at børn er mere følsomme end voksne. Børn kan blive påvirket allerede i fosterstadiet, idet fostre modtager bly via blodet fra deres mødre /4.1, 4.2/.

Kilder til indtagelse

Mennesker modtager bly gennem føden, drikkevarer og indåndingsluft. Herudover vil indtagelse af bly med jord og støv være en vigtig kilde især for mindre børn, idet børn, der har berøring med overfladejord, naturligt vil indtage en del heraf (sutte fingre, putte jord i munden m.m.).

Tolerabelt indtag (PTWI)

WHO har i 1992 justeret PTWI (midlertidig tolerabel ugentlig indtagelse) for bly til 25 µg/kg kropsvægt for både børn og voksne. PTWI-værdien for voksne har tidligere været 50 µg/kg kropsvægt for voksne, men blev nedsat ud fra et ønske om at begrænse blybelastningen af fostre /4.2/.

Belastning af voksne

Da voksne danskere regnes at have en gennemsnitsvægt omkring de 70 kg, svarer en PTWI på 25 µg/kg kropsvægt pr. uge til et ugentlig indtag på 1,75 mg bly pr. person. Dette kan sammenlignes med, at Levnedsmiddelstyrelsen har beregnet den gennemsnitlige indtagelse af bly med levnedsmidler og drikkevarer hos voksne danskere i 1988-1992 til 0,2 mg/uge og maksimalindtagelsen til 0,3 mg/uge /4.5/. Den nuværende indtagelse af bly for voksne giver således ikke grundlag for bekymring, selvom det altid kan diskuteres, om sikkerhedsmarginen mellem PTWI og den nuværende indtagelse er tilfredsstillende.

Belastning af børn

Situationen er anderledes for børn. I modsætning til PTWI-værdien for voksne, som kun omfatter levnedsmidler og drikkevarer, omfatter værdien for børn alle kilder til indtagelse (levnedsmidler, drikkevarer, luft, jord etc.). Tillige gælder, at denne værdi ikke bør overskrides, dvs. den indeholder ingen sikkerhedsfaktor, og børn, hvis blyindtagelse overskrider denne værdi, vil derfor i visse tilfælde være udsat for en sundhedsskadelig påvirkning /4.2, 4.5/.

I tabel 4.2 er beregnet, at den totale gennemsnitlige indtagelse af bly med levnedsmidler, drikkevand og luft for et ca. 1 års barn (kravlealderen) i 1994/95 udgjorde ca. 7,5 µg/kg kropsvægt pr. uge, mens den skønnede maksimalindtagelse udgjorde ca. 12,1 µg/kg kropsvægt pr. uge. Børns indtagelse af bly med jord/støv vil dog i visse situationer være den vigtigste kilde til blyindtagelse.
 

Tabel 4.2
Beregnet blyindtagelse hos et 1 års barn (kropsvægt ca. 10 kg).

Noter til tabel 4.2:

1. Oplysninger om bly i levnedsmidler svarer til 1988/92-data. Indtagelsen er beregnet af Levnedsmiddelstyrelsen /4.31/ udfra Kostundersøgelsen 1995 /4.42/ og Overvågningssystemet for Levnedsmidler 1988-1992 /4.5/. Den angivne maksimalsituation for levnedsmidler svarer til 95%-fraktilen /4.31/. For drikkevand er benyttet 1987-data hentet fra /4.6/, idet der ikke forventes at være sket nogen væsentlig ændring. Middelindtagelsen med luft er baseret på en baggrundsværdi (RISØ 1995) på 10 ng bly/m³, mens maksimalindtagelsen med luft er baseret på, at der i stærkt trafikerede områder er (Jagtvej i København 1995) er målt 26 ng bly/m³ /4.37/. Der er antaget en inhalationsrate på 10 m³/dag /4.6/.
    
2. I middelsituationen er forudsat en gennemsnitligt indtagelse af jord/støv på 0,2 g tørstof/dag, mens der i maksimalsituationen er forudsat en gennemsnitligt indtagelse på 3 g tørstof/dag /4.6/.
   

   De angivne jordkoncentrationer dækker følgende situationer:
   11 mg bly/kg TS svarer til det generelle bagrundsniveau i dansk landbrugsjord (jf. tabel 4.3). 40 mg bly/kg TS er det nuværende jordkvalitetskriterie, mens 100 - 200 mg bly/kg TS svarer til jord forurenet i et omfang, der ikke er usædvanligt i byområder (fx. i stærkt trafikerede områder)
    

Det understreges, at beregningerne i tabel 4.2 er usikre på grund af begrænset viden om kostens sammensætning for børn i denne aldersgruppe samt den store naturlige variation i indtagelsen af bly med jord. Denne variation hænger sammen med forskelle i jordens indhold af bly og forskelle i børns legemuligheder, omfanget og arten af voksenopsyn etc. /4.6/.

Uanset disse usikkerheder viser tabel 4.2 dog klart, at børns belastning med bly må forventes i visse tilfælde at være tæt på eller overskride den anbefalede PTWI-værdi.

Luft

Indholdet af bly i luften er mindsket væsentligt i løbet af de sidste 10 år på grund af udfasningen af bly i benzin samt forbedret røggasrensning ved affaldsforbrændingsanlæg etc. Dette gælder både baggrundsniveauet, som er mindsket fra ca. 150 ng bly/m³ luft til ca. 10 ng bly/m³ luft og niveauet i særligt belastede områder, som er faldet fra ca. 1000 ng bly/m³ luft til <50 ng bly/m³ luft /4.6, 4.37/. Dette har mindsket indtagelsen af bly fra luften væsentligt. Indtagelsen af bly fra luften er i dag nede på et niveau, der er marginalt i forhold til andre kilder til blyindtagelse.

Arbejdsmiljø

Bly og dets kemiske forbindelser kan i tilstrækkelige doser medføre forgiftning af mennesker. Egentlige forgiftningstilfælde er sjældne i Danmark (typisk mindre end et tilfælde per år). Det vurderes dog, at en del danskere stadig er udsat for uønsket påvirkning i arbejdsmiljøet /4.2/.

Udviklingstendenser

Den atmosfæriske deposition er (jf. afs. 3.2) mindsket væsentligt i de sidste 10 år. Dette har mindsket indholdet af bly i visse fødevarer, især bladgrøntsager, hvilket har reduceret indtagelsen af bly hos voksne danskere. Denne udvikling har dog ikke haft betydning for blyindtagelsen hos børn, da børns indtagelse af bly med levnedsmidler især stammer fra mælk, og koncentrationen af bly i mælk ikke er ændret i de sidste 10 år /4.6, 4.31/.

Der sker vedvarende en langsom stigning af blyindholdet i landbrugsjorden (jf. afs. 4.2). Planter binder atmosfærisk bly til planteoverflader meget lettere, end bly optages fra jorden. Dette betyder, at en mindsket atmosfærisk deposition på kort sigt har meget større betydning for indholdet af bly i fødevarer end et øget indhold i landbrugsjord. Såfremt indholdet i landbrugsjord vedblivende øges, må det dog påregnes, at indholdet af bly i fødevarer på langt sigt kan stige påny.

Konklusion

Bly er sundhedsskadeligt og påvirker især nervesystemet, hvilket har betydning for indlæring og adfærd. Børn er den befolkningsgruppe, som er mest udsat. Børns belastning med bly må forventes i mange tilfælde at være tæt på eller overskride den anbefalede PTWI-værdi. Denne belastning beror især på indtagelsen af blyforurenet jord og støv samt levnedsmidler. Indholdet af bly i luften er mindsket stærkt i de sidste 10 år. Indtagelsen af bly fra luften er i dag nede på et niveau, der er marginalt i forhold til andre kilder til blyindtagelse.

4.2 Bly som et miljøproblem

Bly vides at kunne have en såvel akut som kronisk giftvirkning over for planter, dyr og mikroorganismer. Den reelle påvirkning vil variere fra art til art og iøvrigt afhænge af koncentrationen og tilgængeligheden af bly i miljøet.

Den viden om forekomsten af bly i miljøet, der er angivet i det følgende, omhandler opløseligt uorganisk bly. Organiske blyforbindelser er generelt giftigere end uorganisk bly /4.8/. Der er ingen data for forekomsten af organiske blyforbindelser i miljøet i Danmark. Sådanne forbindelser, som især stammer fra benzinadditiver, forventes kun at forekomme i koncentrationer væsentligt lavere end koncentrationerne af uorganisk bly.

4.2.1 Jordmiljøet

Den foreliggende viden om forekomsten af bly i jord i Danmark er sammenfattet i tabel 4.3. For jordmiljøet i Danmark gælder, at der ikke er rapporteret miljøeffekter, der kan henføres til blyforgiftning. Som det fremgår af tabel 4.3 er det dog sandsynligt, at der kan være skadevirkninger knyttet til forekomsten af bly i forurenet jord. Her kan bly forventes bl.a. at hæmme plantevækst og mikrobiel omsætning af organisk stof i jord.
 

Tabel 4.3
Forekomst af bly i jord i Danmark i relation til Miljøstyrelsens vejledende økotoksikologiske jordkvalitetskriterie for bly.

link til tabel

Omsætning i miljøet

Omsætning af uorganisk bly i miljøet er kendetegnet ved, at bly bindes stærkt til partikler eller udfældes som meget tungtopløselige kemiske forbindelser. Disse mekanismer betyder, at uorganisk bly i miljøet generelt ikke er særligt tilgængeligt for levende organismer. Tilgængeligheden beror på koncentrationen af frie blyioner, hvilket igen bl.a. beror på pH. Vedvarende forsuring vil derfor øge tilgængeligheden af de eksisterende blyforekomster i miljøet.

Omsætningen af bly hos levende organismer er tæt knyttet til omsætningen af calcium. Bly vil derfor både hos dyr og mennesker især blive ophobet i knoglerne /4.8/. Dette er årsagen til, at bly tilsyneladende ikke ophobes via fødekæder. Langt de fleste jordorganismer opkoncentrerer ikke bly i forhold til deres omgivelser.

Planter optager bly både fra luften samt fra jorden. Atmosfærisk deposition vil hovedsageligt blive bundet på bladoverflader og stængler, mens størsteparten af optagelsen fra jorden vil blive tilbageholdt i rødderne. Transporten af bly gennem planter er generelt beskeden. Fra jorden optages bly som blyioner, der er opløst i jordvæsken. Koncentrationen af blyioner afhænger af mængden af bly i jorden, hvilken kemisk forbindelse bly indgår i, samt jordens evne til at binde blyioner. Denne evne afhænger igen af faktorer som indholdet af ler, sand og organisk stof, Ph samt indholdet af andre mineraler i jorden.

Alle kendte mekanismer til at binde bly i jorden er i princippet fuldt reversible. I praksis indstiller der sig en dynamisk ligevægt mellem mængden af bly opløst i jordvæsken og mængden af bly bundet til jordpartikler eller udfældet som tungtopløselige forbindelser. Dette betyder, at bly givet den tilstrækkelige tid før eller siden vil blive transporteret gennem jordmediet med nedsivende vand og grundvand. Under danske forhold må det forventes, at bly som hovedregel bevæger sig meget langsomt i jord. Der er formodentlig typisk tale om hastigheder svarende til, at det varer flere tusinde år at passere 1 m jordsøjle. I sandede jorder med lavt humusindhold og lavt pH er bly dog meget mere mobilt end i lerede jorder med højt humusindhold og højt pH.

Udviklingstendenser

Blymængden i dansk overfladejord vokser langsomt. Denne øgning beror på atmosfærisk deposition samt en række tilsigtede og utilsigtede anvendelser af bly, som medfører, at bly spredes til overfladejord. Øgningen vil, såfremt den fortsætter, medføre at planternes optagelse af bly fra jorden øges, og vil herudover ændre levevilkårene for andre levende organismer, der er i kontakt med overfladejord. Dette er en udvikling, som ikke kan betragtes som bæredygtig.

En massebalance for bly i dansk landbrugsjord blev første gang udarbejdet i 1980. Denne massebalance er opdateret i 1995 (jf. tabel 4.4). Som det fremgår, er stigningstakten for blymængden i landbrugsjord mindsket fra mere end 0,5% pr år i 1980 til ca. 0,1% pr. år i 1993-94. Denne reduktion skyldes først og fremmest en mindsket atmosfærisk deposition. Atmosfærisk deposition er dog stadig den vigtigste kilde til belastning af landbrugsarealer.

Tabel 4.4
Massebalance for bly i dansk landbrugsjord (gennemsnitsbetragtninger)

link til tabel

For skove kan tilvæksten anslås til omkring 0,1% pr. år, hvilket beror på brugen af riffelammunition til jagt samt atmosfærisk deposition. Det er her forudsat, at indholdet af bly i skovjord svarer til landbrugsjord, samt at ammunition spredes jævnt over skovarealet. Også for ikke-dyrkede arealer såsom hedesletter, enge o.lign må regnes med, at den atmosfæriske deposition bevirker en langsom øgning i jordens indhold af bly /4.22/.

De blymængder, der i dag deponeres (gælder lossepladser såvel som restprodukter anvendt til anlægsarbejder etc.) kan på langt sigt vise sig at være en kilde til væsentlig blybelastning af miljøet. Selv om bly bevæger sig yderst langsomt i depoter og jord, vil bly med tiden blive udvasket.

Deponering af bly kan derfor ikke betragtes som en endelig bortskaffelse, men snarere som en kontrolleret forsinkelse af udslip. De nuværende udslip af bly fra depoter er meget små. En forsat opbygning af blylagre i depoter må dog antages på langt sigt (tusinder af år), at medføre væsentligt stigende udslip. Disse udslip vil næppe påvirke indholdet af bly i overfladejord, men kan via grundvandstransport være en kilde til belastning af vandmiljøet.

Konklusion

Bly vides at være giftigt over for planter, dyr og mikroorganismer. Det er sandsynligt, at der kan være skadevirkninger knyttet til forekomsten af bly i forurenet jord i Danmark. Et andet vigtigt problem er, at der tilsyneladende stadig sker en langsom øgning af blykoncentrationen i landbrugsjord og andre typer overfladejord i Danmark. Denne øgning beror især på atmosfærisk nedfald, men også på brugen af ammunition, naturgødning og spildevandsslam mv. Stigningstakten er dog faldende.

4.2.2 Vandmiljøet

Den foreliggende viden om forekomsten af bly i vandmiljøer i Danmark er angivet i tabel 4.5 og 4.6.

Tabel 4.5
Forekomst af bly i vand i Danmark i relation til blys giftighed over for aquatiske organismer - forekomst i fisk og bioakkumulerende egenskaber.

link til tabel

Tabel 4.6
Forekomst af bly i sedimenter i Danmark - eksempler 1).
 

1. Indholdet af bly i sedimenter vil variere fra sted til sted afhængigt af forureningsbelastningen og sedimentets alder. De angivne data skal derfor kun opfattes som eksempler.
    
2. Glødetab svarer til indhold af organisk materiale.

Forgiftning af vandfugle med blyhagl

Blyforgiftning som et miljøproblem kendes i Danmark i forbindelse med forgiftning af vandfugle, især andefugle. Dette problem beror på, at vandfugle "spiser" blyhagl i den tro, at det er grus og småsten, som anvendes til at formale føden i fuglenes kråser. 1-2 blyhagl kan være dødelig dosis, og forgiftningen bevirker, at fuglen lammes og dør. Det er især knopsvaner, der er fundet blyforgiftede. Undersøgelser fra 1980'erne har vist, at blyforgiftning var den hyppigste dødsårsag for knopsvaner i Vestjylland /4.6/.

Problemet med blyforgiftning er formentligt generelt for mange vandfugle, der lever i vådområder, hvor jagt med blyhagl finder sted. Blyforgiftede vandfugle vil dog normalt søge skjul og derfor kun sjældent blive fundet af mennesker. Det er derfor især større fugle, der findes med symptomer på blyforgiftning /4.6/.

Brugen af blyhagl til jagt blev forbudt i 1993 (jf. afsnit 6.2). Amerikanske undersøgelser peger på, at risikoen knyttet til blyhagl hovedsageligt er begrænset til 1-2 år efter, at haglet er brugt, da haglene på grund af deres vægt langsomt synker ned i sedimentet /4.29/. Undersøgelser af dødfundet fuglevildt foretaget på Statens Veterinære Serumlaboratorium i de senere år synes at bekræfte denne vurdering, idet der dog stadig findes eksempler på blyforgiftet fuglevildt. Der er dog ikke i de senere år gennemført undersøgelser, der kan kvantificere blyforgiftning som dødsårsag sammenlignet med andre dødsårsager for dødfundet fuglevildt /4.29/.

Fiskelodder

Erfaringer fra bl.a. USA viser, at fiskelodder til lystfiskeri (især såkaldt klemmebly, dvs. små blyklumper, som klemmes fast om linen) ligeledes er en væsentlig kilde til forgiftning af vandfugle /4.7/. Eksempler på dette kendes også fra Danmark /4.29/.
 

Andre effekter i vandmiljøet

Der er ikke rapporteret andre miljøeffekter, der kan henføres til blyforgiftning i vandmiljøer i Danmark. Baseret på oplysningerne i tabel 4.5 må blyforbindelser betragtes som værende meget giftige over for organismer, der lever i vand. De fleste blyforbindelser synes at opfylde kriterierne for EUs miljøfareklassificering R50/R53 (Meget giftig for organismer, der lever i vand og kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet), jf. /4.3/.

I følge oplysningerne i tabel 4.5 vurderes den nuværende belastning af vandmiljøet at være lav, men det kan ikke afvises, at bly vil hæmme dyre- og planteliv, hvor miljøeksponeringen er højest. Hvad angår sedimentlevende organismer (f.eks. bunddyr), er der ingen sikker viden om konsekvenserne af de blymængder, der stammer fra brugen af fiskeudstyr m.m.

Omsætning i miljøet

I vandmiljøet, herunder søer, vandløb og havmiljøet, forventes, at bly altovervejende bindes til partikler og ender i sedimentet. Bly opløst i vand kan blive optaget af biologiske organismer. Akvatiske organismer kan opkoncentrere bly i forhold til omgivelserne (jf. tabel 4.5). Der er dog ikke rapporteret om ophobning af bly via fødekæder (biomagnificiering). I sedimentet vil bly omdannes til meget tungtopløselige forbindelser, og formodes dermed at være meget lidt tilgængeligt for biologisk omsætning. I det omfang sedimentet genophvirvles af vandbevægelser, bunddyr m.m., vil bly kunne opløses påny, men må forventes hurtigt at sedimentere igen og vil med tiden blive overlejret af nyt materiale.

Da tilførslen af bly til vandmiljøet er faldende (jf. afs. 3.2), må det forventes, at koncentrationen af bly i overfladesedimenter også langsomt vil mindskes - i hvert fald på kortere sigt. Der findes dog ikke målinger for bly i sedimenter og havvand, der kan dokumentere denne udvikling. Den langsigtede udvikling er vanskelig at forudsige. På meget langt sigt kan udvaskningen af bly fra depoter og restprodukter anvendt til anlægsarbejder muligvis vise sig at være en væsentlig kilde til belastning af vandmiljøet og dermed også overfladesedimenter.

I geologisk perspektiv foregår der en naturlig udvaskning og transport af bly fra jordmiljøet til de marine sedimenter. Ultimativt vil bly ende i dybhavssedimenterne, hvorfra det på grund af bevægelserne i jordskorpen enten føres tilbage til jordens indre eller indgår i dannelsen af nye bjerge bl.a. ved bjergkædefoldning og vulkanudbrud. Tidsperspektivet for dette kredsløb er af størrelsen hundrede millioner til tusinder millioner år.

Konklusion

Det vigtigste problem med bly i vandmiljøet synes at være blyforgiftning af vandfugle, hvilket især kan tilskrives anvendelsen af bly til hagl og formodentlig også fiskelodder. Blyforbindelser er giftige for organismer, der lever i vand. Den nuværende belastning af vandmiljøet vurderes at være lav, men det kan ikke afvises, at bly vil hæmme dyre- og planteliv, hvor miljøeksponeringen er højest. Tilførslen af bly til vandmiljøet i Danmark er faldende. På meget langt sigt kan udvaskning af bly fra depoter være en væsentlig kilde til belastning af vandmiljøet. Udvaskning af bly fra jordmiljøet og aflejring af dette bly i marine sedimenter er dog en naturlig geologisk proces.

4.3 Bly som et samfundsøkonomisk problem

Blyforurening medfører omkostninger

Omkostninger knyttet til bly i affald

I tabel 4.7 er gengivet resultaterne fra en fællesnordisk vurdering foretaget i 1994 /4.24/. Denne vurdering har skønnet omkostningerne, der er knyttet til forekomsten af bly, i en række af de vigtigste blybelastede affaldstyper i Danmark.

Vurderingen er baseret på data fra 1990-1993, og forudsætningerne afviger derfor lidt fra de blydata, der er præsenteret i afsnit 3, samt den nyeste viden om affaldsmængder. Størrelsesordenen af de beregnede omkostninger vurderes dog stadig at være realistisk.

Tabel 4.7
Estimerede samfundsmæssige omkostninger knyttet til forekomsten af bly i udvalgte blybelastede affaldstyper i Danmark - primo 90-erne 1).

1. Efter /4.24/. Beregningerne bygger på data fra 1990-1993. De angivne blymængder vil derfor afvige lidt fra de data, der er givet i afsnit 3. Tilsvarende vil data for affaldsmængder kunne afvige fra den nyeste viden.
    
2. Der er medregnet omkostninger til luftemissionsmålinger, til måling af blyindhold i slagger til genanvendelse, til deponering af flyveaske (kunne være genanvendt, hvis blyindholdet var lavt) samt til særlig behandling og bortskaffelse af restprodukter fra sur røggasrensning.
    
3. Der er medregnet omkostninger til kildesortering samt til måling af blyindhold i kompost.
    
4. Der er medregnet omkostninger til måling af blyindhold i spildevandsslam samt til deponering af slam, som ikke kan/må udspredes på landbrugsjord.
    
5. Der er medregnet omkostninger til måling af blyindhold i havneslam samt til særlig transport og deponering af havneslam, som ikke kan/må klappes (udspredes) på havbunden.
    
6. Der er medregnet omkostninger til undersøgelser, bortgravning, transport og deponering af blyforurenet jord. Det er antaget, at ca. 22% af den samlede jordmængde bortskaffes på grund af blyforurening.
    
7. Der er medregnet omkostninger til etablering af røggasrensningsanlæg ved Stålvalseværket samt driftsomkostninger.
    
8. Omkostninger beror altovervejende på miljøbeskyttelsesforanstaltninger knyttet til oplagring og transport af blyakkumulatorer og andet blyskrot hos produkthandlere. For blyakkumulatorer dækkes disse omkostninger delvist af en særlig miljøafgift på nye akkumulatorer.

Forudsætninger

Vurderingen er baseret på den forudsætning, at de nuværende omkostninger til kontrol og andre forureningsbegrænsende aktiviteter er forårsaget af de tungmetaller og andre kemiske forbindelser, for hvilke der er opstillet grænseværdier. Det er således antaget, at såfremt disse tungmetaller og kemiske forbindelser kunne fjernes fra affald, ville behovet for at bekoste kontrol og andre aktiviteter blive kraftigt reduceret og på længere sigt ophøre.

Reelt er benyttet det princip, at i de tilfælde, hvor det ikke er muligt at adskille omkostningerne til bly fra omkostningerne forbundet med andre tungmetaller, er de samlede omkostninger fordelt ligeligt på alle de tungmetaller, for hvilke der er opstillet grænseværdier.

Resultat

Som det fremgår af tabel 4.7, skønnes de samlede omkostninger for de udvalgte affaldstyper at komme op på ca. 100 mio. DKK årligt. Sættes dette beløb i forhold til det totale blyforbrug i Danmark på 15.500-19.800 tons pr. år, kan den gennemsnitlige omkostning beregnes til 5,0-6,4 DKK pr. kg bly. Dette er en udgift, der overstiger verdensmarkedsprisen for bly, som for tiden (dec. 1996) er af størrelsen ca. 4 DKK pr. kg.

Det skal understreges, at disse beløb sandsynligvis underestimerer de reelle samlede omkostninger knyttet til bly. Omkostningerne forbundet med kemikalieaffald og fast affald til deponi er således ikke beregnet. Beregningerne har heller ikke omfattet omkostninger til sundhedsskader, administration og forskning, og beregningerne må generelt karakteriseres som konservative, idet der kun er medtaget omkostninger, som med sikkerhed helt eller delvist kan tilskrives bly.

Miljøomkostningerne knyttet til indsamling og genbrug af blyakkumulatorer dækkes idag af et særligt gebyr, som betales af forbrugerne. For andre blyholdige produkter dækkes omkostningerne af samfundet.
 

Konklusion

Den udbredte brug af bly i det danske samfund medfører betydelige omkostninger til kontrol og særlig behandling af affalds- og restprodukter. Disse omkostninger kan konservativt skønnes at udgøre omkring 100 mio. DKK årligt. For blyakkumulatorer finansieres disse omkostninger af et særligt gebyr. For andre anvendelser finansieres omkostningerne af samfundet. I et vist omfang er der tale om omkostninger, der først vil forsvinde, når alle miljøfarlige tungmetaller og kemiske forbindelser er fjernet fra affald.

I de følgende afsnit er de samfundsøkonomiske problemer forbundet med forskellige affaldstyper og forureningsproblemer uddybet.

4.4 Bly som et jordforureningsproblem

Problem

Blyforurening af jord kan være en kilde til sundhedsskadelig påvirkning af mennesker, især børn, og kan tillige påvirke bl.a. plantevækst og mikroorganismer i jord (jf. afsnit 4.1 og 4.2.1).

Som led i miljøbeskyttelsen har Miljøstyrelsen fastsat et vejledende jordkvalitetskriterie for bly på 40 mg bly/kg jord /4.4/. Såfremt indholdet af bly i jord overstiger denne værdi betragtes arealet som forurenet, og mulighederne for at anvende arealet er begrænset. Jord, der indeholder 40 mg bly/kg og derover, kan normalt kun bortskaffes til losseplads eller specialdepot.

Erfaringen har vist, at indholdet af bly i overfladejord i Danmark p.g.a. forurening mange steder overstiger denne værdi. Det drejer sig især om byområder, der er belastet gennem mange års brug af bly i benzin etc., men forhøjede koncentrationer i jord kan findes mange andre steder (jf. tabel 4.2).

Bly er det tungmetal, der oftest registreres i tungmetalforurenet jord. Undersøgelser har vist, at bly er registreret i ca. 70% af alle sager, hvor tungmetalforurenet jord er deponeret på lossepladser /4.25/. I den altovervejende del af disse sager var indholdet af bly i den deponerede jord større end 40 mg/kg jord /4.25/.

Omkostninger

Jordforurening medfører omkostninger til undersøgelser og "oprensning", som for blyforurenet jord udelukkende vil bestå i bortgravning af den forurenede jord, som deponeres på losseplads eller i specialdepot. I tabel 4.7 er de samlede samfundsmæssige omkostninger til "oprensning" af blyforurenet jord anslået til 28-39 mio. DKK årligt.

Kilder

De mængder af blyforurenet jord, som i dag kan registreres i Danmark, skyldes fortidens synder. Kilderne til blyforurening af jord har været utallige. I tabel 4.8 er peget på en række af de formodentlig vigtigste kilder.

Tabel 4.8
Sandsynlige kilder til blyforurening af jord

Visse af disse kilder er i dag forsvundet eller stærkt begrænset. Brug af bly i benzin er stort set ophørt. Brug af blyholdig maling og blyhagl er stærkt begrænset. Adskillige virksomheder såsom batterifabrikker og støberier, som forarbejdede bly, har indstillet driften. Andre virksomheder har indført foranstaltninger til at begrænse jordforurening og andre emissioner og tab. Disse ændringer betyder, at en række af de formodentlig væsentligste kilder til jordforurening er forsvundet.

Der er dog stadig mange kilder tilbage, som medfører belastning af jord. Reelt er der tale om, at stort set enhver håndtering af bly og blyholdige produkter vil medføre tab af bly til jord. Tab der ofte her og nu og hver for sig synes små og måske ubetydelige, men som med tiden hober sig op og skaber behov for oprensning.

Udviklingstendenser

I takt med, at den jordforurening, som eksisterer i dag, bliver fjernet, må det forventes, at behovet for at oprense blyforurenede områder vil blive mindsket. En forsat anvendelse af bly i det danske samfund vil dog medføre, at der også længere ud i fremtiden kan være behov for at oprense blyforurenet jord.

Mindre jordmængder betyder ikke nødvendigvis lavere omkostninger. I dag bortskaffes blyforurenet jord alene ved deponering. For at mindske behovet for deponeringskapacitet ville det være ønskeligt, at der blev udviklet og markedsført metoder til rensning af jord for tungmetaller, således at jorden kunne anvendes frit til alle formål. En sådan rensning vil dog formentlig betyde, at udgifterne til oprensning af forurenede grunde vil stige væsentligt i forhold til idag.

Konklusion

Bly er det tungmetal, der oftest registreres i tungmetalforurenet jord. Visse vigtige kilder til denne forurening (især benzinbly) er i dag forsvundet eller stærkt begrænset. På grund af blys udbredte anvendelse er der dog stadig mange kilder, der forårsager forurening af jord. En forsat anvendelse af bly i det danske samfund vil medføre, at der også længere ud i fremtiden kan være behov for at oprense blyforurenet jord.

4.5 Bly i spildevand og slam

Problem

Bly, der havner i spildevand, vil i vidt omfang blive fjernet ved den kommunale spildevandsrensning. Det fjernede bly vil blive opsamlet med spildevandsslam, som udspredes på landbrugsjord eller bortskaffes ved forbrænding eller deponering (jf. tabel 4.9 og 4.10). Den blymængde, som ikke opsamles i slam, vil blive tilledt vandmiljøet. Bly er erfaringsmæssigt et af de kemiske stoffer, som oftest overskrider de gældende grænseværier for udspredning af slam på landbrugsjord. Det er dog ikke muligt ud fra den eksisterende viden at estimere, hvor stor en del af slammængden, der tilføres lossepladser og forbrændingsanlæg primært på grund af blyindholdet.

Tabel 4.9
Bly i kommunalt spildevand 1992/93 1)

1. De angivne data bygger på målinger ved Marselisborg, Avedøre og Skævinge renseanlæg (jf. /4.14/).

Tabel 4.10
Skønnet bortskaffelse af bly med spildevandsslam i 1994 /3.3./

1. Gennemsnitsindholdet af bly i slam til landbrugsjord er på ca. 73 g pr. tons slamtørstof. I slam, der forbrændes eller deponeres, kan indholdet være op til ca. 470 g pr. tons slamtørstof

Bly i spildevand er således en kilde til belastning af landbrugsjord og vandmiljøet, men vil også give anledning til emission af bly til luft fra slamforbrændingsanlæg.

Tilledningen af bly til vandmiljøet med renset spildevand er mindsket betydeligt i løbet af de sidste 10 år. Denne udvikling hænger sammen med en reduktion af det atmosfæriske nedfald samt forbedret spildevandsrensning som følge af Vandmiljøplanen. Som angivet i afsnit 4.2.2 kan det ikke afvises, at de nuværende udledninger af bly med spildevand vil hæmme dyre- og planteliv i vandmiljøer, hvor miljøeksponeringen er højest. Miljøstyrelsen har ikke fastsat grænseværdier for udledningen af bly fra spildevandsrenseanlæg.

Tilførslen af bly med spildevandsslam til landbrugsjord er et problem, der indtil de senere år har været totalt overskygget af den atmosfæriske deposition af bly på landbrugsjord (jf. tabel 4.3). I takt med, at den atmosfæriske deposition er mindsket, er der fornuft i også at sætte ind over for blyindholdet i spildevandsslam. Dette hænger sammen med, at spildevandsslammet reelt kun udspredes på en lille del af det samlede landbrugsareal, og at spildevandsslam for disse områder i dag er klart den vigtigste kilde til tilførslen med bly /4.22/.

Miljøstyrelsens nuværende grænseværdi for indholdet af bly i spildevandsslam til landbrugsformål er 120 mg bly pr. kg slamtørstof eller 10000 mg bly pr. kg total fosfor. Der må udspredes 10 tons slamtørstof/ha pr. år. Slam må dog ikke udspredes på jord, hvor indholdet af bly i jorden overstiger 40 mg pr. kg tørstof /4.28/.

Kilder

I tabel 4.11 er angivet de skønnede bidrag af bly til spildevand og regnvand fra forskellige kilder. Det bemærkes, at brugen af bly til blytage og inddækning må anses for en meget væsentligt kilde, hvis betydning desværre kun kan skønnes med betydelig usikkerhed.

Tabel 4.11
Sandsynlige kilder til bly i spildevand og regnvand

1. Der er angivet de skønnede bidrag fra de forskellige kilder. At mængderne kraftigt overstiger de mængder, der er registreret i spildevandsslam (jf. tabel 4.10) beror formodentlig på, at der sker en tilbageholdelse af bly i kloaknettet og regnvandsafløb. Det er velkendt, at der kan registreres forhøjede koncentrationer af tungmetaller i spildevand og slam i forbindelse med rensning af kloaknet.

Omkostninger

Bortskaffelse af spildevandsslam ved forbrænding eller deponering indebærer samfundsmæssige meromkostninger sammenlignet med udspredning på landbrugsjord. Disse alternativer medfører tillige andre miljøgener i form af emission af bly til luft og behov for deponeringskapacitet. Hertil kommer omkostninger til kontrolmålinger. De samlede omkostninger forbundet med bly i spildevandsslam er anslået til 4,5-7,4 mio. DKK årligt (jf. tabel 4.7).

Konklusion

Rensning af spildevand og regnvand for bly medfører, at bly opsamles i spildevandsslam. De vigtigste kilder til dette bly skønnes at være korrosion af blytage og blyinddækning på bygninger. Forekomsten af bly i spildevandsslam betyder, at slam er en kilde til blybelastning af landbrugsjord. I de tilfælde, hvor grænseværdien for udspredning af spildevandsslam på landbrugsjord er overskredet, forhindrer indholdet af bly, at slam udnyttes som gødning i landbruget og medfører tillige omkostninger til særlig bortskaffelse af slammet. Forekomsten af bly i spildevandsslam medfører herudover omkostninger til kontrolmålinger.

4.6 Bly i brændbart affald

Problemer

I Danmark findes ca. 30 forbrændingsanlæg, som tilsammen forbrænder årligt ca. 2 mio. tons affald svarende til ca. 26% af den samlede affaldsmængde (1994-data). Herudover blev i 1994 ca. 4 mio. tons affald genanvendt, mens ca. 1,8 mio. tons blev deponeret. Fra 1997 øges betydningen af forbrænding, da det herefter ikke længere er tilladt at deponere forbrændingsegnet affald. Det bemærkes, at Danmark sandsynligvis er det land i Europa, hvor mest affald bortskaffes ved forbrænding. Dette beror på den danske tradition for at udnytte overskudsvarmen ved forbrænding til fjernvarme.

Affaldsforbrænding er tillige en af de vigtigste kilder til emission af bly til luft i Danmark. Herudover er indholdet af bly i restprodukter begrænsende for anvendelsen af disse restprodukter. Omsætningen af bly i danske affaldsforbrændingsanlæg er vist i tabel 4.12.

Tabel 4.12
Massebalance for bly i affaldsfo,rbrændingsanlæg i Danmark, 1994 /3.3/.

1. Tilførslen er beregnet udfra de angivne fraførsler.
    
2. I 1994 blev ca. 5% af den samlede affaldsmængde afbrændt på anlæg uden sur røggasrensning.

Emissionen af bly til luft fra danske affaldsforbrændingsanlæg er mindsket kraftigt i de senere år på grund af forbedret røggasrensning. Dette beror på kravet om, at alle affaldsforbrændingsanlæg fra 1. juli 1995 skal rense for sure røggasser. Denne form for røggasrensning har også en væsentlig effekt på rensningen for tungmetaller. I dag, da alle anlæg har sur røggasrensning, vil emissionen være nede på 2,2-3,6 tons bly årligt /3.3/.

Den effektive røggasrensning ved affaldsforbrændingsanlæg har desværre skabt nye problemer. Nogle af de metoder, der er indført til rensning af de sure røggasser, har vist sig at give et restprodukt, hvorfra bly meget let kan udvaskes. Disse restprodukter kan derfor ikke deponeres på almindelige kontrollerede lossepladser, men kræver en særlig form for behandling og deponering. Der er endnu ikke fundet en løsning på dette problem.

I løbet af de sidste 10 år er der blevet opbygget en praksis for genanvendelse af slagger til anlægsarbejder. Formålet med denne praksis er at mindske behovet for deponeringskapacitet og spare på naturlige ressourcer så som sand og grus. Miljøstyrelsens nuværende grænseværdi for indholdet af bly i slagger til dette formål er 3.000 mg bly/kg tørstof.

Denne form for genanvendelse har i en række tilfælde haft karakter af diffus spredning, hvilket ikke er ønskeligt. Udviklingen går derfor i retning af kun at tillade genanvendelse under kontrollerede forhold, som kan sammenlignes med deponering. På langt sigt er det dog ikke ønskeligt, at der udlægges så mange blydepoter, da en væsentlig del af blyindholdet i slaggerne må antages at kunne udvaskes /4.20/. Udvaskningen er i praksis styret af en række kemiske mekanismer, som bevirker, at udvaskningen udstrækkes over en meget lang periode (adskillige tusinde år). I startfasen er udvaskningen hæmmet af et højt pH, som med tiden sænkes på grund af udvaskning af alkalisk materiale, hvorved udvaskningen af bly øges væsentligt. Den øgede udvaskning må dog forventes modvirket af, at slaggen med tiden forvitrer og nedbrydes til lerlignende partikler med en adsorptionskapacitet svarende til lerjord /4.43/. Dette sænker transporthastigheden for bly gennem slaggen, svarende til hvad der kan forventes for almindelig jord (jf. afs. 4.2). Forvitringen af slagger til lerlignende partikler vil givetvis tillige øge den blymængde, som er tilgængelig for udvaskning. Det samlede billede vurderes at være, at en væsentlig del af blyindholdet i slagger må antages med tiden at kunne frigives og at slaggedepoter derfor, såfremt blyindholdet i slagger ikke reduceres, kan være en kilde til væsentlig belastning af miljøet engang i fremtiden.

Flyveaske og røggasrensningsprodukter fra affaldsforbrændingsanlæg bortskaffes idag udelukkende ved deponering, da indholdet af bly og andre tungmetaller er for højt til at tillade nogen anden form for bortskaffelse. Også for disse materialer gælder, at størsteparten af blyindholdet må forventes før eller siden at blive udvasket. Det er vigtigt, at denne udvaskning i mange tilfælde først vil finde sted på et tidspunkt, da enhver form for overvågning og behandling af perkolat må antages for længst at være ophørt.

Kilder

I tabel 4.13 er angivet de skønnede bidrag af bly til brændbart affald fra forskellige kilder. Som det fremgår, er der tale om mange forskellige kilder, hvis betydning i visse tilfælde kun kan skønnes med betydelig usikkerhed. Det bemærkes, at bly i billedrør og glas på kort sigt næppe er tilgængeligt for udvaskning, men på langt sigt må forventes også at kunne frigives. Dette hænger sammen med, at glas er et materiale, der naturligt forvitrer i løbet af et par tusinde år.

Tabel 4.13
Sandsynlige kilder til bly i brændbart affald /3.3/.

1. Der er angivet de skønnede bidrag fra de forskellige kilder. Den skønnede totale tilførsel på 520-1200 tons anses for at være i god overensstemmelse med den tilførsel på 830 tons (jf. tabel 4.12), som kan registreres på danske forbrændingsanlæg udfra målinger på restprodukter og emissioner.
    
2. Omfatter bl.a. blyplomber på stålwirer (f.eks. gearkabler til cykler) og blytråd i "Gardisette" gardiner

Omkostninger

I tabel 4.7 er de særlige omkostninger ved bly i brændbart affald opgjort til 6,4-17 mio. DKK årligt. I dette overslag er medregnet kontrolmålinger af luftemission og blyindhold i slagger, udgifter til deponering af flyveaske, samt særlig behandling og deponering af røggasrensningsprodukter.

Konklusion

Der er ikke medregnet omkostninger til røggasrensning, da det er vurderet, at standarden for røggasrensning idag er bestemt af behovet for at fjerne de sure røggasser, og at det er uvist, om kilderne til disse sure røggasser (klor og svovl) kan fjernes i et omfang, der gør det muligt at undvære den sure røggasrensning. Det skal dog understreges, at såfremt bly kun var tilstede i brændbart affald i en mængde, der svarer til naturlig forekomst som følgestof, ville de nuværende grænseværdier for blyemission fra forbrændingsanlæg kunne overholdes uden røggasrensning (jf. afs. 5.2).

Affaldsforbrænding er stadig en af de vigtigste kilder til emission af bly til luft i Danmark. Forbedret røggasrensning har medført, at denne emission er reduceret betydeligt, men også at bly i stort omfang opsamles med restprodukter fra forbrændingsprocessen (slagger, flyveaske og røggasrensningsprodukter). Forekomsten af bly i affald skyldes altovervejende den udbredte brug af bly i produkter. Det er ikke muligt at udpege enkelte kilder som hovedansvarlige. Deponeringen eller genanvendelsen af de blyholdige restprodukter vil give et langtsigtet problem, da bly med tiden vil blive udvasket. Indholdet af bly forhindrer i dag genanvendelse af røggasrensningsprodukter og medfører derved omkostninger til deponering og anden særlig bortskaffelse. Hertil kommer omkostninger til kontrolmåling af slagger. Bly er således et problemstof i forbindelse med affaldsforbrænding, håndtering og genanvendelse af restprodukter.

4.7 Andre problemer

Jern- og stålskrot

Bly er sammen med cadmium de to tungmetaller, der giver de største miljøproblemer ved omsmeltning af jern- og stålskrot. Ved omsmeltningen af jern- og stålskrot vil bly altovervejende fordampe. Størsteparten af blymængden vil blive tilbageholdt som filterstøv ved røggasrensningen, mens en mindre mængde vil blive emitteret til luft. Herudover vil der være bly i det producerede stål, samt i slagger og andre restprodukter, der genanvendes til anlægsarbejder eller deponeres. Filterstøvet vil blive eksporteret med henblik på genvinding af metaller (primært zink). Det vides ikke, om der også sker en genvinding af bly fra filterstøvet.

Hvad angår røggasrensning, er Stålvalseværket i dag pga. miljøkrav, blandt de mest avancerede sekundære stålværker i Europa. På trods heraf er Stålvalseværket en af de vigtigste punktkilder til emission af bly til luft i Danmark og tegner sig for ca. 10% af den samlede emission. Hertil kommer, at Stålvalseværket afholder store omkostninger til luftrensning og kontrolmålinger (jf. tabel 4.7). Dette er omkostninger, der i betydeligt omfang skyldes bly, og som reelt må betegnes som en samfundsmæssig omkostning knyttet til brugen af bly i Danmark. I praksis virker disse omkostninger som en hæmsko på Stålvalseværket i konkurrencen med andre europæiske stålværker, der ikke er underlagt samme miljøkrav.

Kilderne til bly i jern- og stålskrot er mange, og det er ikke muligt med sikkerhed at angive betydningen af de enkelte kilder. I tabel 4.14 er angivet en række af de sandsynligvis vigtigste kilder. De samfundsmæssige omkostninger forårsaget af bly er anslået til 24 mio. DKK årligt (jf. tabel 4.7).

Tabel 4.14
Sandsynlige kilder til bly i jern- og stålskrot

Konklusion

Den udbredte brug af bly i det danske samfund medfører væsentlige problemer ved genanvendelsen af jern og stål. Disse problemer omfatter emission af bly til luft, spredning af bly i samfundet som forurening i skrotbaseret jern og stål, samt væsentlige omkostninger til forureningsbegrænsning.

Kompost

Bly er det tungmetal, som traditionelt har skabt de største problemer ved fremstilling af kompost ud fra husholdningsaffald. I mange år har det været vanskeligt at fremstille en kompost, der kunne overholde Miljøstyrelsens grænseværdier med hensyn til bly (120 mg bly/kg tørstof til landbrugsjord og 60 mg bly/kg tørstof til havebrug).

Årsagerne hertil har dels været en betydelig atmosfærisk deposition, der har øget indholdet af bly i madaffald og haveaffald. Hertil kommer, at mange industrielle produkter med bly ender i husholdningsaffald (jf. tabel 4.15), og at det har været vanskeligt at opnå en tilstrækkeligt effektiv sortering.

Tabel 4.15
Sandsynlige kilder til bly i kompost baseret på komposterbart husholdningsaffald

Først med etableringen af effektiv kildesortering omkring 1990, som det kendes fra Vejle, Århus kommuner m.fl., har det været muligt at sænke blyindholdet i kompost til et niveau, hvor komposten uden betænkeligheder kan tillades anvendt også i private haver. Indholdet af bly i den bedste kompost fremstillet i Danmark er i dag nede på et niveau omkring 30 mg bly/kg tørstof. Til sammenligning kan nævnes, at i Norge og Sverige, hvor mekanisk sortering er dominerende, kan kompost baseret på husholdningsaffald normalt ikke anvendes til landbrugsformål. Her vil indholdet af bly i færdig kompost i mange tilfælde være oppe på over 300 mg bly/kg tørstof.

Forekomsten af bly i husholdningsaffald medfører således samfundsmæssige omkostninger, dels til kontrolmålinger på færdig kompost, dels ved at kommuner og affaldsselskaber er tvunget til at etablere sorteringssystemer baseret på kildesortering, som erfaringsmæssigt er dyrere end systemer baseret på central mekanisk sortering. De samlede samfundsmæssige omkostninger forårsaget af bly, er anslået til 2,1-10 mio. DKK årligt (jf. tabel 4.7).

Konklusion

Forekomsten af bly i husholdningsaffald har traditionelt skabt problemer ved fremstilling af kompost. Indførslen af kildesortering har medført, at kompost i dag kan overholde grænseværdien for bly. Dette har medført en fordyrelse af indsamlingen og sorteringen af affald og dermed af den færdige kompost.

Havnesedimenter

Havnesedimenter, dvs. bundmaterialer fra havne og sejlrender, indeholder normalt bly og andre tungmetaller, som stammer fra udledning af spildevand og regnvand fra omkringliggende by- og havnearealer samt fra bundmaling på skibe etc. For at vedligeholde vanddybder er det i mange havne nødvendigt jævnligt at opgrave havnesedimenter.

Havnesedimenter bortskaffes typisk ved klapning, dvs. dumpning i nærliggende havområder, men vil i de tilfælde, hvor indholdet af tungmetaller er for højt til at tillade klapning, blive deponeret i specialdepot. Miljøstyrelsens vejledende grænseværdi for havneslam til klapning er på 700 mg bly/kg glødetab.

Den totale mængde havnesedimenter, der årligt deponeres i specialdepot i Danmark, udgør ca. 185.000 tons tørstof svarende til ca. 5% af den totale mængde havnesedimenter i 1990 /4.39/.

Forekomsten af bly i havnesedimenter medfører samfundsmæssige omkostningerne dels til kontrolmålinger for bly, inden der tages beslutning om bortskaffelse, dels i form af meromkostninger ved deponering i specialdepot fremfor klapning. De samfundsmæssige omkostninger forårsaget af bly i havnesedimenter er anslået til 2,1 -10 mio. DKK årligt (jf. tabel 4.7).

Konklusion

Udledning af bly til havneområder medfører samfundsmæssige meromkostninger i form af kontrolmålinger og specialdeponering af havnesedimenter.