Livscyklus-Screening af renseteknologier indenfor fiskeindustrien

7. Kemisk flotation

7.1 Beskrivelse af procesdiagram
7.2 Reduktion i procesvandsudledning
7.3 Slam
7.4 Energi
7.5 Jernchlorid og natriumhydroxid
7.5.1 Forbrug af jernchlorid og natriumhydroxid
7.5.2 Tilvejebringelse
7.5.3 Transport
7.5.4 Tungmetal i jernchlorid
7.6 Polymer
7.7 Energimæssig forhold ved bioforgasning
7.8 Gødningsværdi af afgasset slam
7.9 Miljømæssige forhold ved bioforgasning
7.10 Genanvendelse af vand
7.11 Tilvejebringelse af anlæg
7.12 Tilvejebringelse af erstattede produkter
7.13 Opgørelse af ressource- og miljøbelastninger
7.14 Vurdering af ressourceforbrug, emissioner og affald
7.15 Sammenfatning på kemisk flotation

I nærværende kapitel er gennemført opgørelse og vurdering af termisk flotation af procesvandet med efterfølgende anvendelse af slammet i biogasanlæg.

7.1 Beskrivelse af procesdiagram

Procesdiagram for behandling af procesvandet ved kemisk flotation fremgår af nedenstående figur 7.1.

Tilsætning af hjælpestoffer

Ved kemisk flotation behandles den samlede procesvandsmængde fra sildeafdelingen incl. vand fra finrengøring. Til selve flotationsprocessen skal der tilvejebringes el, jernchlorid, polymer samt natriumhydroxid eller kalk til pH-justering . På grund af kemikalieindholdet kan slam fra kemisk flotation ikke anvendes til foderbrug, hvorfor afgasning i biogasanlæg her vil være den aktuelle løsning for anvendelse af slammet. Det forudsættes at slammet afsættes til Vester Hjermitslev biogasanlæg ,beliggende ca. 50 km fra Skagerak Fiskeeksport, hvor det udrådnes sammen med husdyrgødning/gylle og andet organisk industriaffald.

Figur 7.1 Se her!
Procesdiagram for kemisk flotation

Biprodukter

Som det fremgår produceres der 3 produkter ved bioforgasningen: el, varme og gødning (næringsstoffer). De substituerede produkter vil være kunstgødning, konventionelt produceret el (gennemsnitsdata) samt varme produceret v.h.a. olie- eller naturgasbaseret fjernvarme.

Dele af det kemisk floterede vand vil kunne genanvendes til rengøring af rotorsieve samt til grovspuling i forbindelse med rengøring.

Dispersionsvand

Vedrørende dispersionsvand, der udgør ca. 10 % af den tilførte procesvandmængde, kan der være forskellige muligheder. Der kan anvendes vandværksvand, kemisk floteret procesvand eller procesvand fra hvidfiskafdelingen. Skagerak Fiskeeksport anvender procesvand fra hvidfiskafdelingen til termisk flotation. Af hensyn til et ensartet sammenligningsgrundlag forudsættes det også her, at dispersionsvandet er baseret på procesvand fra hvidfiskafdelingen. Hvis procesvandet fra hvidfiskafdelingen ikke blev brugt til dispersionsvand ville det blot blive udledt. Forbruget af vandressourcen skal således allokeres til hvidfiskproduktionen. M.h.t. dispersionsvandets indhold af COD, N og P bør hvidfiskproduktionen i princippet tillægges en del af de ressource- og miljømæsige belastninger ved termisk flotation. I praksis ligger stofindholdet i det luftfloterede dispersionsvand imidlertid så tæt på stofindholdet i det termisk floterede procesvand (jf afsnit om termisk flotation), at der kan ses bort fra dette.

Rengøring

Ved rengøring af anlæg forudsættes anvendt kemisk floteret procesvand, som føres tilbage til kemisk flotation.

Et overslag over de energi-, ressource- og miljømæssige udvekslinger ved tilvejebringelse af flotationsanlægget baseres som nævnt på materialesammensætningen af anlægget, jf. afsnit 7.11.

Datagrundlag

Datagrundlaget vedrørende kemisk flotation er baseret på resultater fra pilotforsøg udført på procesvand fra 6 fiskeindustrier i Skagen i 1995 (NNR, 1996). Af de 6 fiskeindustrier er de 4 sildefileteringsindustrier, 1 makrelkonserves og den sidste fileterer andre fede fisk. Forsøgene er udført på den årstid, hvor sildene er fedest, og hvor forureningen fra industrierne er størst. De gennemsnitlige tilløbskoncentrationer i procesvand fra Skagerak Fiskeeksport ligger på et lavere niveau. Der er imidlertid på baggrund af forsøgene lavet nogle korrelationsplot mellem indkøbskoncentrationer og forventede rensegrader, som det vurderes at være rimeligt at anvende på procesvand fra Skagerak Fiskeeksport.

For kemisk flotation gælder, at øgede indløbskoncentrationer medfører øgede udløbskoncentrationer. Den procentvise rensegrad øges imidlertid med øgede indløbskoncentrationer bortset fra fosfor, hvor rensegraden primært afhænger af jernchloriddoseringen. I nedenstående tabel er variationen i reduktiongraden for fosfor baseret på en jernchloriddosering på 825 mg/l henholdsvis 2.350 mg/l.

Stofkonc. og mængder

Figur 7.2
Forventede reduktionsprocenter, udløbskoncentrationer samt fjernet mængde stof ved rensning af procesvandet ved kemisk flotation.

Mængde

På baggrund af forsøgene fra Skagen vurderes det i rapporten, at slamproduktionen udgør ca. 0,42 kg TS pr. kg COD fjernet. Det vurderes, at samme forhold kan anvendes på procesvand med et lavere COD-indhold (Topholm, 1998). På baggrund af en massebalance på COD samt tørstofprocenten på flotationsslam, som erfaringsmæssigt ligger på 9,5% for procesvand fra fiskeindustrien (NNR, 1996 samt Fiskeeksportørforeningerne, 1989) kan slamproduktionen beregnes til 1,8% af indgående procesvandsmængde. Ved denne slamproduktion bliver stofkoncentrationerne i slam fra Skagerak Fiskeeksport imidlertid betydeligt højere end det var tilfældet for slam fra forsøgene i Skagen. Derfor ses også på, hvilken betydning et scenarie med en slamproduktion på 3% har på det samlede resultat. I nedenstående figur er de beregnede stofkoncentrationer ved de to slamproduktioner, hhv. 8 m³ og 13 m³ pr. døgn, anført.

Sammensætning

Figur 7.3
Stofindhold i slam ved forskellig slammængde.

Slammets indhold af fedt/olie vil som det fremgår være lavere på Skagerak Fiskeeksport, da procesvandet gennemgår en centrifugering inden kemisk flotation.

Elforbrug ved kemisk flotation udgør ifølge erfaringstal fra leverandør af flotationsanlæg 0,3 kWh pr. m³ behandlet procesvand (Strøm og Pedersen, 1995). Det vil sige 131 kWh pr. døgn.

Ved kemisk flotation anvendes jernchlorid som fældningsmiddel. Natriumhydroxid tilsættes for at justere pH i procesvandet. Da chlor og natriumhydroxid produceres i samme proces, behandles forbrug og tilvejebringelse af såvel jernchlorid som natriumhydroxid i nærværende afsnit.

Rensegraden for fosfor er som nævnt meget afhængig af jernchloriddoseringen. Ved forsøgene i Skagen anvendtes doseringer på hhv. 825 mg/l, 1.300 mg/l og 2.350 mg/l.

Jernchlorid

For en gennemsnitlig procesvandsmængde pr. døgn på 438 m³ giver dette et for brug af jernchlorid på hhv. 361 kg, 569 kg og 1.029 kg. I det følgende anvendes 570 kg jernchlorid.

De anvendte 570 kg jernchlorid indeholder ca. 12 % jern og 10% chlorid, svarende til henholdsvis 68 kg jern og 57 kg chlorid (Kemira).

NaOH

Mængden af natriumhydroxid afhænger af tilsat mængde jernchlorid. Der anvendes ca. 550 mg NaOH (30 %-opløsning) pr. liter ved en jernchloriddosering på 1.300 mg/l. Det vil sige ca. 70 kg ren NaOH pr. døgn.

7.5.2 Tilvejebringelse

Jernchlorid

Jernchlorid produceres på baggrund af jernsulfat og chlor. Jernsulfat er et restprodukt fra titandioxidproduktion, der foregår i Finland, Norge, Tyskland og Polen. Stort set al jernsulfat, der produceres på nuværende tidspunkt, bliver brugt, mens der ligger ubrugte lagre af "gammel jernsulfat" fra tidligere produktion (Kemira, 1998). Det vil således være rimeligt at allokere ressource- og miljøbelastninger ved tilvejebringelse af jernsulfat til titandioxidproduktionen.

Ifølge en livscyklusscreening gennemført af Kemira, der er leverandør af jernchlorid, er de største miljømæssige belastninger ved tilvejebringelse af jernchlorid knyttet til følgende faser:

1. Fremstilling af chlor (i samproduktion med natriumhydroxid)
2. Transport af jernsulfat: med lastbil i Finland, med skib fra Finland til Danmark samt transport af jernchlorid fra producent til forbruger i Danmark

Fremstilling af chlor og natriumhydroxid

Chlor produceres i samproduktion med natriumhydroxid. Produktionen  foregår på baggrund af stensalt (natriumchlorid), der udvindes ved enten at pumpe vand ned i saltforekomster og hente "saltvand" op eller ved traditionel minedrift, hvor det efterfølgende opløses. Urenheder fjernes ved fældning og det rensede saltvand føres til chloranlægget. I chloranlægget samproduceres chlor og natriumhydroxid ved elektrolyse af smeltet natriumchlorid med kviksølvelektrode. Elektrolysecellen kan være enten en kviksølvcelle, en diaphragmacelle eller en membrancelle. Det skønnes, at ca. halvdelen af den europæiske chlorproduktion foregår ved kviksølvcelle, men udviklingen går i retning af afvikling af denne. Ved anvendelse af kviksølvcelle er der risiko for udslip af kviksølv samt dannelse af dioxiner, som bl.a. kan findes i elektrodeslammet. Dannelse af dioxiner pr. produceret mængde chlor kendes ikke. (BPS, 1998).

Ved produktion af 1 kg chlor produceres ca. 1,1 kg natriumhydroxid (tilnærmelsesvis næsten samme mængde). I det følgende allokeres belastningerne med 50 % til 1 kg chlor og 50 % til 1,1 kg NaOH.

I UMIP-databasen findes data for tilvejebringelse af natriumhydroxid ved diaphragmaprocessen. Det fremgår imidlertid ikke hvorvidt nogle af miljøbelastningerne er allokeret mellem natriumhydroxid og chlor. Sættes miljøbelastningerne pr. kg chlor eller pr. kg natriumhydroxid til ca. halvdelen af de opgivne miljøbelastninger fås ressourceforbrug for diaphragmaprocessen som det fremgår af figur 7.4. Overslagsmæssig udgør energiforbruget for diaphragmaprocessen i størrelsesordenen 15 MJ/kg, d.v.s. 850 MJ pr. 57 kg chlor og 1050 MJ pr. 70 kg natriumhydroxid, i alt ca. 1900 MJ.

For kviksølvceller anvendes ca. 3,6 kWh og 2 tons damp pr. kg chlor, når der samtidig produceres ca. 1 kg natriumhydroxid (Ayres, 1997). (Dampforbruget svarer til ca. 6 MJ termisk energi, hvis det forudsættes at energiindholdet i dampen er 0,76 MWh/ton). I figur 7.4 er energiforbruget omregnet til olieforbrug.

Kviksølv

Kviksølv udgør imidlertid nok den betydeligste miljøbelastning ved produktionsprocessen. Der mangler imidlertid nogle troværdige opgørelser af kviksølvemissionerne ved produktionen (Ayres, 1997). De forskellige bud på kviksølvemissionen varierer fra nogle få mg/kg chlor til over 100 mg/kg chlor, når hele emissionen tillægges chlor. Forbruget i Europa er i samme kilde sat til ca. 20 mg/kg chlor, d.v.s. 10 mg/kg chlor eller natriumhydroxid ved en 50 % allokering baseret på vægt. 

Energiforbrug

Figur 7.4
Energiforbrug ved fremstilling af chlor/natriumhydroxid (UMIP-database)

I beregningerne sættes kviksølv for tilvejebringelse af chlor/natriumhydroxid til at varierer mellem 0 og 10 mg/kg. Overslagsmæssigt sættes 20 % af Hg-emissionerne til vand og 80% til luft. For 127 kg giver dette i alt ca. 0-1 g til luft og 0-0,3 g til vand.

Elforbruget sættes til 210 kWh, fuelolieforbruget til 6 kg og forbruget af NaCl til ca. 110 kg, idet der anvendes 1,7 kg (Ayres, 1997) til produktion af 1 kg chlor og 1,1 kg NaOH.

Ved en dosering på 1.300 mg/l udgør den anvendte mængde jernchlorid ca. 570 kg pr. døgn. Ved selve produktionen af jernchlorid anvendes hele jernsulfatmængden incl. krystalvand, som følger med jernsulfaten fra Finland. Krystalvandet udgør i størrelsesordenen 75-80 % af færdigvaren. I det følgende overslag ses på transport af en mængde svarende til færdigvaremængden, idet chlor også skal transporteres fra en europæisk producent. Da de 70 kg natriumhydroxid ligeledes skal transporteres fra en europæisk producent ses på transport af en samlet mængde på 640 kg pr. døgn.

Transporten forudsættes at foregå på følgende måde:

Søtransport: 0,2-0,5 MJ/tkm (Trafikministeriet, 1990), ca. 1.500 km

Transport til havn i producentlandet + transport ud til kunden i Danmark: 0,9 MJ/tkm (Transporthanldingsplan), i alt ca. 400 km

I alt 420-710 MJ pr. 1 døgns forbrug, hvilket svarer til 10-17 kg dieselolie (42,7 MJ/kg).

7.5.4 Tungmetal i jernchlorid

Udover de nævnte forhold vil der være en vis mængde tungmetaller i form af urenheder knyttet til et fældningskemikalie som jernchlorid. Tungmetallerne stammer enten fra jernsulfat eller i det omfang kemikalierne er affaldsprodukter fra processer i jern- og metalindustrien fra stoffer anvendt i disse processer. På baggrund af figur 7.5, hvor leverandøroplysninger om tungmetalindhold i jernchlorid fremgår, samt oplysningen om at der pr. døgn skal anvendes ca. 68 kg jern (aktivt metal) kan det samlede tungmetalindhold i slamproduktionen fra 1 døgn overslagsmæssigt skønnes. Oplysningerne om tungmetalindhold er baseret på maksimumsværdier. 

Tungmetalindhold i slam

I parentes er angivet grænseværdi fra slambekendtgørelse gældende fra 1.juli 2000.

Figur 7.5
Tungmetalindhold i jernchlorid samt kemisk floteret slam.

Som det fremgår af ovenstående figur er tungmetalindholdet betydeligt lavere end grænseværdierne, dog vil nikkel- og chromindholdet ved en fordobling af jernchloridforbruget kunne komme tæt på grænseværdien.

Tungmetalindholdet er ikke inddraget i de efterfølgende beregninger, da emissioner til jord ikke umiddelbart kan håndteres i UMIP-PC-værktøjet. Tungmetalindholdet udgør imidlertid et potentielt bidrag til toksicitet. Ovenstående indikerer imidlertid, at der formentlig ikke er tale om bidrag, der kan være af afgørende betydning for det samlede resultat.

Forbrug

Der tilsættes endvidere polymer til procesvandet, ca. 20 mg/l svarende til ca. 9 kg pr. døgn.

Tilvejebringelse

Det har ikke været muligt at få data på tilvejebringelse af polymer.

Energiproduktion

Energiproduktionen beregnes på baggrund af slammets stofindhold, enten A) p.b.a. råprotein og olie eller B) p.b.a. COD-indhold og forventet nedbrydningsgrad.

Indhold af råprotein udgør beregningsmæssigt 6,25 x N-tot-indholdet i slammet, d.v.s. 530 kg (6,25x85 kg), olie udgør 250 kg. Gaspotentiale:

A:

B:

1 kg COD omsat giver en gasproduktion på 0,35 Nm³ CH₄ (Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991)

På baggrund af forholdet mellem protein og olie (2:1) anslås nedbrydningsgraden at udgøre ca. 67% (Forventet nedbrydningsgrad for fedt: 0,80 hhv. for protein: 0,60 (Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991).

Tallene stemmer godt overens med beregnede gaspotentialer for fedt-og flotationsslam fra fiskefiletering på 0,45 Nm³ CH₄/kg VS og på 0,59 Nm³ CH₄/kg VS specielt for slam fra fede fisk.

I det følgende anvendes en gasproduktion på 390 Nm³ CH₄.

Ved ind- og udpumpning af biomasse i en reaktor med eksempelvis 20 dages opholdstid vil 1/20 af biomassen kun få en opholdstid på et døgn, en mindre del i 2 døgn osv. Det betyder, at gasudbyttet i reaktoren afhængig af opholdstid og indpumpningsfrekvens er ca. 70-90 % af, hvad der opnås ved fuld udrådning (Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991). Dette betyder endvidere, at der vil være gasudvikling ved den efterfølgende lagring af biomassen. Det er imidlertid muligt at opsamle en del af gassen ved anvendelse af membraner, hvilket forudsættes at ske her.

På denne baggrund antages det, at der vil forekomme en gasproduktion svarende til ca. 90% af, hvad der kan opnås ved fuld udrådning.

390 Nm³ CH₄ x 36,1 MJ/m³ x 0,9 = 12.700 MJ

På baggrund af methanen produceres kraftvarme. Dette kan gøres ved en virkningsgrad på ca. 90 % (elvirkningsgrad ; ca. 32%, varmevirkningsgrad: ca. 58%) (Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991)

Energiproduktionen udgør således ca. 4.000 MJ el og 7.400 MJ varme.

Egetforbrug

Egetforbruget af el udgør for biomasse med et tørstofindhold på ca. 10% i størrelsesordenen 20-60 MJ/t (5,5-17 kWh). Det sættes her til 11 kWh/t svarende til 90 og 140 MJ/døgn for hhv. 1,8% og 3% slamproduktion. Sættes til 120 kWh pr. døgn.

Anlæggets egetforbrug af varme udgør ca.. 200 MJ/t biomasse, såfremt det opvarmes ca. 50 grader (1 cal pr. g pr. grad). Dette giver et egetforbrug i varme på ca. 2.000 MJ pr. døgn ved en gennemsnitlig slamproduktion på ca. 10 m³.

Transport

Slammet transporteres til Vester Hjermitslev Biogasanlæg, der er beliggende ca. 50 km fra Hirtshals. Det forudsættes, at lastbilen kører med fuldt læs til anlægget og "tom vogn" tilbage.

0,7 (0,9) MJ/tkm x 100 km x 8 t = 560 (720) MJ
0,7 (0,9) MJ/tkm x 100 km x 13 t = 910 (1.170) MJ

Energiforbruget til transport vil ligge indenfor intervallet 550-1.200 MJ pr. døgn, svarende til 12,9 – 28 kg dieselolie.

På baggrund af oplysningerne om fjernet mængde stof fås et samlet næringsstofindhold i slammet pr. døgn på henholdsvis 85 kg N og 20-25 kg P (sættes her til 23 kg P). Sættes den jordbrugs-mæssige værdi af kvælstoffet til 60% og sættes den for P på stort set samme niveau som for handelsgødning fås følgende:

Erstattet mængde handelsgødning : 50 kg N og 23 kg P, jf. afsnit 7.12 om erstattede produkter.

Bioforgasning er forbundet med følgende typer af udledninger og miljøpåvirkninger:

Methanemission

Methanemission fra biogasanlæg kan kun opgøres i form af nogle meget grove overslag. Methanemission kan potentielt forekomme fra gasmotorgeneratoranlægget, i form af diffuse udslip fra biogasanlægget samt efter det afgassede restprodukt har forladt biogasanlægget for at blive udbragt på landbrugsjord.

Vedrørende gasmotorgeneratoranlæg, har undersøgelser på naturgas peget på udslip på i størrelsesordenen 1-7% af gassen afhængig af motortype. Foreløbige undersøgelser indikerer, at udslippene for biogasmotorer også kan variere indenfor et nogenlunde tilsvarende interval. (Dansk Gasteknisk Center, 1996).

De øvrige udslip af mere diffus karakter er svære at fastlægge. Som et bud på det samlede udslip sættes methanemissionen til at varierer mellem 0 – 10 % af den gasproduktion, der kan opnås ved fuld udrådning, svarende til 0-39 Nm³ CH₄, d.v.s. emissione på 0-28 kg CH₄ pr. døgn (0,72 g/l, (Rasmussen, 1963)

Emissioner ved afbrænding af gassen

Ved afbrænding af biogassen er de væsentligste emissioner SO₂ - og NO_x   udledning. Afbrænding af biogas betragtes som CO₂-neutral, da er blot udledes samme mængde CO₂, som der tidligere er optaget fra luften ved produktion af biomassen. Udledningsniveauet for gasmotorgeneratoranlæg ligger på følgende niveau:

* Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991.

Figur 7.6
Emissioner ved afbrænding af gassen

Der foreligger ikke oplysninger om CO-udledning.

Ammoniakfordampning

I bioforgasset organisk affald kan ca. 50% af N-indholdet forventes at være på ammoniumform (Koordineringsudvalget for biogasfællesanlæg, 1991), d.v.s. ca. 42 kg pr. døgn.

Afdampning af ammoniak fra gyllebeholdere med flydelag og i forbindelse med udbringning giver et samlet tab på ca. 13-17 % af ammonium-N (kilde: jf. bilag 1). Ammoniakfordampning fra afgasset gylle vurderes på baggrund af pH og tørstofindhold (viskositet) ikke at være væsentligt større end fra ubehandlet gylle (Energistyrelsen, 1995).

For afgasset slam er viskositeten større, hvorfor slammet vil være lidt længere om at trænge ned i jorden. Ammoniakfordampningen sættes derfor skønsmæssigt til en værdi på 17% af ammonium-N, d.v.s. ca. 7 kg NH₃. Der er meget stor usikkerhed på dette tal, skønsmæssigt 50%.

Fra handelsgødning fordamper der ikke ammoniak af betydning.

Udvaskning af kvælstof

Omfanget af udvaskning af kvælstof er meget usikkert at bestemme. På baggrund af bilag 1 er der givet et bud på størrelsesordenen, der på flere punkter er baseret på gennemsnitlige værdier for Danmark. Der vil imidlertid være betydelige variationer afhængig af jordbundstype, nedbørs- og temperaturforhold m.v., men et bud er ca. 40 kg N svarende til ca. 45 % af tilført mængde N i slammet.

Øvrige forhold

Med dagens teknologi, som stadig er under udvikling, er det langt hen ad vejen muligt at løse evt. tilknyttede lugtproblemer (Energistyrelsen, 1995).

Indenfor økologisk jordbrug er der en del skepsis omkring kvaliteten af afgasset organisk materiale specielt i forhold til humusegenskaber.

Som det er tilfældet for termisk flotation kan kemisk floteret vand også anvendes til spuling af rotosieve. Der vil evt. være behov for at bruge frisk vand til et sidste skyl, for at undgå at rester af kemikalierne kommer i fiskeaffaldet, der viderebearbejdes til foder.

Den sparede friskvandsmængde ved genanvendelsen sættes til ca. 30 m³ pr. døgn.

Det er her forudsat, at der anvendes ca. 50 tons rustfrit stål til anlægget. Med en levetid på 30 år og 200 produktionsdage pr. år fås et forbrug på ca. 8 kg rustfrit stål pr. døgn.

Data for tilvejebringelse af rustfrit stål er baseret på UMIP-databasen, og der er forudsat et lødighedstab på 5%.

Lødighedstabet udtrykker hvor stor en del af ressource- og miljøbelastningerne ved tilvejebringelse af rustfrit stål, der allokeres til pågældende anvendelse af materialet, fordi der finder en genanvendelse sted, jf. endvidere (UMIP, 1996).

7.12 Tilvejebringelse af erstattede produkter

Ved rensning af procesvandet ved kemisk flotation vil der produceres el, varme og N- og P-gødning. Disse produkter forudsættes at erstatte følgende produkter:

Produkter

1. Konventionelt produceret el, der i Danmark fortrinsvis er baseret på kul. Vedrørende data for tilvejebringelse af denne el henvises til afsnit 10.2.
2. Varme baseret på henholdsvis naturgas- og oliebaseret fjernvarme. Vedrørende data for tilvejebringelse af varme henvises til afsnit 10.3 og 10.4.
3. Kunstgødning. Vedrørende data for tilvejebringelse af kunstgødning henvises til afsnit 10.1.

Mængder

De erstattede mængder udgør følgende:

1. Der produceres ca. 4.000 MJ el. Efter 10 % ledningstab svarer dette til 3.600 MJ, d.v.s. 1.000 kWh. Herfra skal trækkes egetforbruget på ca. 120 kWh, d.v.s. ca. 880 kWh erstattet el.
2. Varmeproduktionen udgør 7.200 MJ, når egetforbruget er fratrukket. Forudsættes virkningsgraden at være ca. 85 % fås et forbrug af enten naturgas eller fuelolie på henholdsvis 175 kg naturgas eller 208 kg fuelolie.
3. 50 kg N-kunstgødning og 23 kg P-kunstgødning

I figur 7.7 er sammenfattet ressource-/materialeforbrug samt udledninger, såvel forøgede som sparede, ved kemisk flotation af procesvandet med efterfølgende anvendelse af slam til biogas. Derudover fremgår de sparede procesvandsudledninger til recipienten.

Reduktion i udledning

Effektpotentialet for reduktion i udledningen til recipienten er på 85 kg N og 20-25 kg P, svarende til ca. 1.100 kg NO₃ og 4.400 mPEMwdk2000. De ressource- og miljømæssige belastninger ved kemisk flotation skal således vejes op imod denne forbedring på næringssaltsbelastningen. Den nævnte forbedring i effektpotentialet for næringssaltsbelastning fremgår af figur 7.7, men er ikke indregnet i den følgende præsentation og kommentering af UMIP-beregninger. Den nævnte forbedring i næringssaltsbelastning inddrages imidlertid i sammenfatningen på kemisk flotation afsnit 7.15.

Der gennemføres beregning af to scenarier, hvor den substituerede varmeproduktion er baseret på henholdsvis naturgas- og oliebaseret fjernvarme.

Figur 7.7
Opgørelse af ressource- og materialeforbrug samt udledning (pr.døgn)

For de høje værdier for kviksølvudledning i forbindelse med chlor/NaOH-produktion indgår en kommentering af resultatet i det følgende.

Ressourcer

I figur 7.8 er vist resultatet af UMIP-beregningerne for de ressourceforbrug, der er tillagt størst betydning ved vægtningen af ressourceforbrugene.

Naturgasscenarie

Figur 7.8
Ressourceforbrug pr. døgn ved kemisk flotation af procesvandet - naturgasscenarie.

Som det fremgår af figuren er der en mængdemæssig stor besparelse på stenkul og naturgas og forøgelse på jern, råolie og nikkel. (Jern er relateret til jernchlorid og nikkel til rustfritstål). Hvis det forudsættes, at jern til jernchlorid er baseret på et affaldsprodukt, hvor hovedparten af belastningerne bør tillægges hovedproduktet bør forbruget af jern her sættes til næsten 0. Dette er dog ikke altid tilfældet.

Ses der på de vægtede ressourceforbrug vil kemisk flotation af procesvandet i naturgasscenariet være en ressourcemæssig gevinst, når slammet bioforgasses.

Oliescenarie

Figur 7.9
Ressourceforbrug pr. døgn ved kemisk flotation af procesvandet - oliescenarie.

Vedrørende ressourceforbrug ved oliescenariet er der mængdemæssigt stor besparelse på olie, stenkul og i lidt mindre grad på naturgas og forøgelse på nikkel og jern, hvor de to sidstnævnte svarer til naturgasscenariet.

Ses der på de vægtede ressourceforbrug vil kemisk flotation ligeledes være en ressourcemæssig fordel her.

Emissioner
Naturgasscenarie

Figur 7.10
Emissioner pr. døgn ved kemisk flotation af procesvandet – naturgasscenarie.

Vedrørende emissionssiden er der et markant bidrag til næringssaltsbelastning (reduktion i udledning til recipient er ikke med her) og en forøgelse af mindre karakter på forsuring (fortrinsvis fra ammoniakfordampning) og fotokemisk ozondannelse mens der er besparelse på drivhuseffekt og toksicitet.

Med de forudsatte niveauer for udvaskning af kvælstof, ammonikfordampning m.v. er det imidlertid næringssaltsbelastningen, der er den altafgørende miljøbelastning. Som tidligere omtalt er disse niveauer imidlertid behæftet med betydelig usikkerhed.

Vedrørende drivhuseffekt kan methanemissionen fra biogasanlæg være af relativt stor betydning. Den er her sat til 14 kg CH₄ (d.v.s. ca. 5 % af gaspotentialet ved fuld udrådning). Hvis denne svinger indenfor intervallet 0-28 kg CH₄ vil det vægtede effektpotentiale for drivhuseffekt svinge mellem –80 til – 180 mPEMwdk2000, hvilket ikke er afgørende for den samlede konklusion på emissionssiden.

Derimod vil det høje niveau for kviksølvudledning i forbindelse med chlor/NaOH-produktion v.h.a. kviksølvcelleprocessen betyde at værdien for persistent toksicitet kommer op på et meget betydende niveau.

Oliescenarie

Figur 7.11
Emissioner pr. døgn ved kemisk flotation af procesvandet – oliescenarie.

For oliescenariet er tendensen tilsvarende naturgasscenariet: næringssaltbelastningen er den altafgørende parameter. Og såfremt chlor/NaOH-produktionen er baseret på kviksølvcelle vil potentiel kviksølvudledning herfra også blive meget betydende.

Som ventet er besparelsen på drivhuseffekt og toksicitet lidt større end for naturgasscenariet og forsuringsbelastningen er reduceret.

Affald

Vedrørende affald er UMIP-modellen stadig under udvikling m.h.t. effektpotentialer og vægtningsfaktorer. Resultaterne skal ses i dette lys.

Naturgasscenarie

Figur 7.12
Affald pr. døgn ved kemisk flotation af procesvandet - naturgasscenarie

Oliescenarie

Figur 7.13
Affald pr. døgn ved kemisk flotation af procesvandet - oliescenarie

For såvel naturgasscenariet som oliescenariet er de mest betydende bidrag knyttet til slagge/aske og volumenaffald, der begge er relateret til elproduktion.

Samlet set er der således tale om besparelse på affaldsiden.

Forskellen mellem de to scenarier er ikke markant vedrørende hverken ressourcer, miljø eller affald. Naturgasscenariet vurderes at være lidt bedre ressourcemæssigt, mens oliescenariet vurderes at være lidt bedre på emissionssiden.

7.15 Sammenfatning på kemisk flotation

Resultatet af LCA-screening af kemisk flotation med anvendelse af slammet til biogas er sammenfattet i nedenstående figur 7.14. Figuren er baseret på opgørelsen afsnit 7.14, hvor naturgas er den substituerede energikilde. Figuren indeholder den sparede stofudledning til recipienten.

Figur 7.14
Samlet resultat på henholdsvis ressourcesiden og emissions-/affaldssiden for scenarie med naturgas som substitueret energikilde.

Ressourcer

Kemisk flotation af procesvandet fra Skagerak Fiskeeksport giver anledning til besparelse på ressourcer, fortrinsvis fossile brændsler, når slammet anvendes til energiproduktion. Energimæssigt er besparelsen på i størrelsesordenen 16.000 MJ pr. døgn.

Emissioner

Effektpotentialet for reduktion i udledningen til recipienten er på 85 kg N og 20-25 kg P, svarende til ca. 1.100 kg NO₃ og 4.400 mPEMwdk2000 pr. døgn. På emissionssiden er denne besparelse helt dominerende. Evt. kviksølvemission fra tilvejebringelse af jernchlorid kan dog give et potentielt ret stort bidrag til toksicitet. Usikkerheden vedrørende størrelsen af dette bidrag er imidlertid stor.

Affald

Elproduktion på baggrund af slammet giver endvidere anledning til besparelse på affald fra traditionel elproduktion.

Samlet vurdering

Samlet set vurderes der at være stor besparelse på såvel ressource-, emissions- og affaldssiden ved kemisk flotation af procesvandet med efterfølgende anvendelse af slammet i biogasanlæg. Det er imidlertid af betydning, i hvilket omfang tilvejebringelse af chlor til jernchlorid er forbundet med emission af kviksølv.