| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Livscyklusvurdering af deponeret affald - Del I

2 Metodiske overvejelser

2.1 Kobling til LCAGAPS
2.2 Miljøpåvirkninger og tidsperspektiv
2.3 Emissioner fra deponeringsanlæg og metoder til at opgøre disse
     2.3.1 Miljøpåvirkningskategorier
     2.3.2 Opgørelse af emissioner generelt og for de to udvalgte
     affaldsfraktioner
     2.3.3 Hvilke miljøpåvirkninger giver deponering?
     2.3.4 Eksisterende miljøpåvirkningskategorier
     2.3.5 Miljøpåvirkninger fra deponeringsanlæg i det langsigtede
     perspektiv
     2.3.6 Arealanvendelse
     2.3.7 Ressourcetab - grundvand

Den centrale metodiske problemstilling ved vurdering af miljøbelastningen fra deponeringsanlæg er, at miljøbelastningen vil kunne fortsætte over hundreder måske tusinder af år. Reelt er der kun viden om miljøbelastningen i den første periode men vi kan lave ganske gode estimater for et stykke ud i fremtiden. Oftest vælges et afskæringspunkt ved omkring 100 år, der betragtes som den fremtid, vi maksimalt kan forudsige hvad angår håndteringen af deponerings-anlæggene og som i LCA-sammenhæng anvendes som default for et steady-state i organiske deponier. I DK angives i vilkår om sikkerhedsstillelse en tidshorisont på ca. 30 år afhængig af amtets vurdering, men som beskrevet vælges det her pragmatisk at følge praksis i LCA. Således sondres mellem den miljøbelastning som optræder de første 100 år og den som forekommer i det resterende, i princippet uendelige, perspektiv.

For at kunne beskrive miljøbelastningen fra deponering af affaldsfraktioner så det kan anvendes i livscyklusvurderinger, er det nødvendigt at indsamle en række miljødata til at kvantificere emissioner og forbrug. I relation til depone-ring, vil data variere afhængig af, hvilke deponeringsanlæg der fokuseres på grundet de fysiske forskelle mellem de enkelte deponeringsanlæg med forskellig deponi højde, jordbund, nedbør, afværgeforanstaltninger, det deponerede affald etc. Der er derfor behov for en ensartet fremgangsmåde for, hvordan miljødata for deponeringsanlæg kan genereres, sådan at de er brugbare som grundlag i livscyklusanalyser, hvor behandlings- og deponeringsfasen medtages. Retningslinierne og principperne i denne fremgangsmåde beskrives i det følgende.

Efterfølgende reflekteres der i dette kapitel over, hvilke miljøpåvirkningskate-gorier, der er behov for med henblik på at kunne udtrykke miljøbelastningen fra et deponeringsanlæg, så denne kan indgå i miljøvurderingen. Dilemmaet er, at den forholdsvis beskedne udvaskning (som det vil fremgå senere), der kommer fra de fleste danske deponerede affaldsfraktioner for de fleste produkter kun vil medføre et beskedent bidrag til belastningen inden for de eksisterende miljøpåvirkningskategorier. Dette billede harmonerer således ikke med den generelle opfattelse af deponering som en miljøbelastende aktivitet og som udgørende en fremtidig risiko for forurening af grundvand og jord. Det undersøges derfor, i hvilket omfang der er behov for at definere nye miljøpåvirkningskategorier til at repræsentere problemerne ved deponeringsanlæg.

Generelt for de metodiske overvejelser gælder, at de er relevante i såvel internationalt som i nationalt dansk regi, selvom det er den danske situation der er dette projekts rammer.

2.1 Kobling til LCAGAPS

Dette projekt omfatter udelukkende deponeringssituationer. For at kunne inkludere hele et produktsaffaldsforløb, er et afgørende input at udvekslinger i forbindelse med affaldsforbrænding kan kvantificeres produktsspecifikt. I et internationalt projekt støttet af erhvervsfremmestyrelsen, "LCAGAPS", er der udviklet en model for estimering af emissioner ved affaldsforbrænding ud fra den specifikke materialesammensætning af produktet (Erichsen & Hauschild, 2000). Modellen udregner fordelingen af produktets elementer (eksempelvis carbon (C) og metaller) i udledninger til luft og vand samt til restprodukter (røggasrensningsprodukter, flyveaske og slagge). I modellen tages hensyn til forskellige former for forbrændingsanlæg og røggasrenseteknologi. Sammensætningen af flyveasken og slaggen indgår ikke i enhedsprocesserne for affaldsforbrænding i UMIP-databasen, som den er i dag, og mængden af eventuelle røggasrensningsprodukter er heller ikke angivet. LCAGAPS udgør således den nødvendige yderligere detaljering af UMIP-databasens data for affaldsforbrænding. I nærværende projekt "LCA af udvalgte affaldsfraktioner til deponi" tages der udgangspunkt i fordelingen af produktets elementer til restprodukter efter forbrænding, og de enkelte stoffers skæbne følges ved restproduktbehandlingen og deponi. Resultaterne fra LCAGAPS projektet danner således udgangspunkt for dette projekts produktspecifikke modellering af restprodukterne fra affaldsforbrænding og dermed for koblingen af dette projekts resultater til forbrændingsenhedsprocesserne i UMIP-databasen.

I LCAGAPS blev der også udviklet modeller til beskrivelse af produktspeci-fikke emissioner fra deponeringsanlæg til husholdningsaffald (Nielsen & Hauschild, 1998; Nielsen et al., 1998). Resultaterne herfra kan ikke umiddel-bart overføres til danske forhold da husholdningsaffald ikke længere deponeres i DK. Emissioner og udvaskningsforhold fra sådanne deponerings-anlæg er væsentlig forskellige fra deponeringsanlæg til restprodukter og ikke-forbrændingsegnet affald, primært fordi der foregår en aktiv nedbrydnings-proces af det organiske stof i husholdningsaffald.

2.2 Miljøpåvirkninger og tidsperspektiv

Finnveden (1999) giver en oversigt over metodologiske overvejelser i forbindelse med håndtering af fast affald i LCA-sammenhæng. Det gælder overvejelser vedr. systemafgrænsning, allokering, tidsperspektiv og miljøvurdering (impact assessment). Disse aspekter diskuteres bl.a. også i Nielsen & Hauschild (1998) og i et forprojekt om estimering af produktspecifikke emissioner fra lossepladser med særligt fokus på husholdningsaffald, gennemført i 1998/1999 (Gabriel & Nielsen, 1998). På grundlag af forprojektet og LCAGAPS-projektet er der publiceret to artikler i International Journal of LCA, hvor modellen for deponeringsanlægget beskrives og edb modellen LCA-LAND præsenteres (Nielsen & Hauschild, 1998; Nielsen et al., 1998).

Afgrænsningen af et deponeringsanlæg mod miljøet bør foretages ved membranen/overgangen mellem deponeringsanlæg og jord og ved overgangen mellem toplag og atmosfære. Deponeringsanlægget bør opfattes som en del af det tekniske system dvs., at det som indgår i opgørelsen er emissioner fra deponeringsanlægget – stofstrømme der krydser grænsen mellem deponeringsanlæg og miljø. Tidsperspektivet for emissioner fra depone-ringsanlæg er meget langt sammenlignet med andre processer i livscyklus. For at gøre emissionerne sammenlignelige med andre emissioner i livsforløbet må de integreres over et bestemt tidsforløb. De to vigtige spørgsmål her er: Hvilken tidsperiode er af interesse og hvad sker der med det resterende affald efter denne tidsperiode? Der er i litteraturen foreslået forskellige mere eller mindre arbitrære tidsperspektiver fra 15 år op til 500 år. Finnveden (1999) foreslår at definere tidsperspektivet ud fra, hvad der sker i deponerings-anlægget frem for på basis af år. Han deler i to tidsperioder; den overskuelige tidsperiode (”the surveyable time period”) og den hypotetiske uendelige tidsperiode (”hypothetical infinite time period”), hvor den første er defineret som den tid det tager at nå et pseudo steady state. Han foreslår dog at bruge 100 år som default, hvis det i den aktuelle situation ikke er muligt at estimere tidshorisonten for et pseudo steady state. Også Nielsen & Hauschild (1998) samt Bez et al. (1998) foreslår 100 år som grænsen for den overskuelige tidsperiode. I dette projekt vælges pragmatisk en afgrænsning ved 100 år. For den type deponeringsanlæg, som er omfattet af dette projekt er det væsentlig, at den initielle udvaskning er inkluderet (oftest mellem 30 og 75 år) men derudover betyder den præcise afgrænsning ikke særligt meget.

I den hypotetisk uendelige periode emitteres potentielt alt det der er tilbage i deponeringsanlægget efter 100 år. For restprodukter gælder det, at forskellige behandlingsmetoder ikke så meget ændrer på hvad der udledes, som de ændrer på tidsforløbet (dvs. forsinker emissionerne). I det uendelige tidsperspektiv er det muligt, at alle stoffer/materialer emitteres fra deponeringsanlægget. Nogle stoffer/materialer er naturidentiske eller omdannes til sådanne. Det gælder f.eks. mange byggematerialer og glas. I sådanne tilfælde er der ikke tale om egentlige emissioner.

Miljøvurderingen er vanskelig fordi emissionerne under den hypotetiske uendelige tidsperiode foregår over lang tid og langt ude i fremtiden, hvilket er afgørende for de koncentrationer, der forekommer i miljøet og dermed for de påvirkninger, der forårsages. I LCA behandles alle emissioner traditionelt som om de foregår på en gang, og der modelleres ikke resulterende koncentrationer – ikke blot for at undgå tidsperspektivet men også fordi den funktionelle enhed for LCA'en normalt er et produkt og opgørelsen derfor normalt kun omfatter en lille del af de samlede emissioner fra processen til omgivelserne. En overvejelse som bør indgå er, hvorvidt påvirkninger i fremtiden er mere eller mindre vigtige end nutidige påvirkninger, dvs. hvilken vægtning de skal have.

Når vi i denne sammenhæng skal vurdere, hvilke påvirkningskategorier, som er vigtige bør det overvejes, hvilke af deponeringsanlæggets egenskaber, som er af særlig betydning. Følgende må anses at have betydning for påvirkningsvurderingen:

• Emissioner foregår ved infiltration af vand i deponeringsanlægget og efterfølgende udvaskning til undergrund og grundvand og ultimativt marint miljø, eventuelt via opsamling og behandling i spildevandsrenseanlæg. Emissioner til luft forekommer fra deponeringsanlæg med omsætteligt organisk materiale eller deponeringsanlæg, hvor der er deponeret flygtige forbindelser – (disse deponeringsanlæg er tidligere modelleret i Nielsen og Hauschild, 1998 og Nielsen et al., 1998). Der kan eventuelt foretages gasopsamling og afbrænding.
• Infiltrationen af vand og den deraf følgende emission foregår meget langsomt.
• Emissionerne kan deles op i grupperne vist i tabel 2.1. På længere sigt end 100 år forventes de primært at bestå af persistente stoffer/materi-aler som metaller, dioxiner m.fl. De eneste påvirkninger disse emissioner forventes at bidrage til er toksicitet overfor mennesker eller økosystemer.
• Deponeringsanlægget beslaglægger et areal og ændrer eventuelt kvaliteten af dette.
• Deponeringsanlæggets etablering, drift, kontrol og efterbehandling medfører ressourceforbrug og emissioner.
• Transport af affald medfører ressourceforbrug og emissioner.

2.3 Emissioner fra deponeringsanlæg og metoder til at opgøre disse

2.3.1 Miljøpåvirkningskategorier

Som nævnt foregår emissioner fra deponeringsanlæg til restprodukter over meget lang tid og primært til undergrund og grundvand og via perkolat til ferskvand og havvand. Det skal dog bemærkes, at for tiden deponeres slagge og aske fra kraft-varme produktion oftest i kystnære deponeringsanlæg eller genanvendes til havneopfyld og emissioner er derfor direkte til marint miljø. I nedenstående tabel er der givet et overblik over de mulige emissioner fra alle typer deponeringsanlæg. Med henblik på at sikre, at der med det foreliggende forslag tages højde for alle typer af påvirkninger fra deponeringsanlæg, er det ligeledes vurderet, hvilke påvirkningskategorier emissionerne vil bidrage til, henholdsvis indenfor en kort og en lang tidshorisont.

Tabel 2.1 Oversigt over mulige emissioner og påvirkninger fra deponeringsanlæg og genanvendelse ved opfyld. Vand omfatter også grundvand. Emissioner til vand og jord kan enten foregå direkte eller via opsamling og rensning i spildevandsrenseanlæg. Toksicitet omfatter UMIP-påvirkningskategorierne human toksicitet, økotoksicitet og persistent toksicitet. Deponeret human toksicitet og deponeret økotoksicitet er to nye påvirkningskategorier udviklet i dette projekt og er nærmere beskrevet i kapitel 8.

Som det fremgår af tabel 2.1. vurderes det, at de potentielle miljøpåvirkninger fra deponeringsanlæg de første 100 år kan vurderes ved hjælp af de eksisterende miljøpåvirkningskategorier. I det længere tidsperspektiv er derimod behov for udvikling af nye kategorier til beskrivelse af den potentielle toksiske påvirkning de deponerede stoffer kan give anledning til.

2.3.2 Opgørelse af emissioner generelt og for de to udvalgte affaldsfraktioner

Dette projekt omhandler udelukkende deponeringsanlæg til restprodukter fra affaldsforbrænding eller kraft- varmeproduktion. Det er derfor primært uorganiske stoffer, som emitteres fra deponeringsanlæggene, selvom det er vist, at de initielle perkolater fra deponeret slagge og aske fra affaldsforbrænding indeholder en del organisk stof (Hjelmar, 1991). Det kan heller ikke udelukkes, at eksempelvis flyveaske indeholder betydelige mængder af f.eks. dioxiner. I Hjelmar (2000) vurderes restprodukternes indhold af forskellige stoffer og det er et overskueligt antal af de emitterede stoffer, der vil give anledning til miljøpåvirkninger, primært 12 metaller.

Ved beregningen af stoffernes påvirkningspotentiale vurderes det endvidere konservativt (primært af datamæssige årsager), at metallerne forefindes som den mest toksiske form på det tidspunkt, hvor organismer vil blive udsat for dem.

Emissionerne fra affaldsfraktioner, der deponeres i et depot kan principielt opgøres på 2 måder:

1. Rent teoretisk ud fra kendskab til affaldsfraktionernes sammensætning og den forventede omdannelse og videre skæbne i depotet.
2. Ved modeludvikling, der bygger på en afstemning af teoretisk viden (som angivet under 1.) med faktiske observationer af perkolat fra deponeringsanlæg (hvis de findes) samt resultater af laboratorieudvaskningstests på de materialer, som er deponeret.

Modeludviklingen i metode 2, er den mest præcise form for vurdering og har især værdi i forhold til de emissioner, der sker indenfor de første 100 år. Modeludviklingen forudsætter dog, at der findes pålidelige måledata.

Datagrundlaget for modeludviklingen for de undersøgte affaldsfraktioner i dette projekt varierer. Restprodukterne fra både affaldsforbrænding og kraftværker er rimelig velbeskrevet for de fleste indholdsstoffer som gennemsnit, hvorimod datagrundlaget for ikke forbrændingsegnet affald har vist sig for svagt til at gennemføre beregninger af emissioner herfra jf. bilag 5.

Resultater af udvaskningsforsøg som simulerer udvaskningen fra et deponeringsanlæg, og i nogle tilfælde også resultater af analyser af perkolat fra egentlige deponeringsanlæg udtrykkes ofte som funktion af væske/faststof-forholdet (L/S-forholdet, l/kg), som angiver forholdet mellem mængden af den infiltrerede væske og mængden af restprodukt i deponeringsanlægget. Hvis man vil sammenligne resultater af forskellige udvaskningstests (f.eks. kolonne- og batchudvaskningsforsøg) udført på samme materiale, er det mest hensigtsmæssigt at benytte L/S-forholdet, og hvis man ønsker at sammenligne resultater af udvaskningstests udført i laboratoriet med resultater af lysimetertests eller egentlige feltobservationer, er det nødvendigt at angive resultaterne som funktion af L/S. Hvis man ønsker at beskrive udvaskningen som funktion af tiden eller blot som helhed over en periode på 100 år, vil der være behov for at kunne omsætte L/S-forholdet til tid.

Dette kan for et givet deponeringsscenarie gøres som beskrevet i Miljøstyrelsen (2000a). Eksempel: for et 8 m højt deponeringsanlæg med en gennemsnitlig densitet på 1 t/m³ og en årlig nettoinfiltration/perkolatdannelse på 150 mm vil en periode på 100 år (regnet fra fremkomsten af det første perkolat) svare til L/S = 1,9 l/kg. Til at estimere den samlede emission over de første 100 år er der altså behov for data, der beskriver den akkumulerede udvaskning for L/S = 0-1,9 l/kg.

Der findes ikke feltdata, dvs. data fra deponeringsanlæg, som kan beskrive udvaskningen/perkolatkvaliteten over et tidsrum på 100 år. I de fleste tilfælde er det på grund af manglende informationer heller ikke muligt at relatere observationer af perkolatkvaliteten fra deponeringsanlæg til et relevant L/S-forhold. I de tilfælde, hvor dette faktisk kan lade sig gøre, vil de pågældende L/S-forhold som regel være meget små, dels fordi den årligt gennemsivende vandmængde generelt er lille sammenlignet med deponeringsanlæggets højde, dels fordi sådanne målinger kun har fundet sted i en begrænset årrække. Et andet problem med anvendelse af perkolatdata fra deponeringsanlæg, såfremt sådanne skulle forefindes, er i denne sammenhæng, at de som regel ikke kan henføres til specifikke affaldstyper.

Situationen kan derimod i nogen grad beskrives ved hjælp af laboratorie-udvaskningstest, som simulerer udvaskningsforholdene i et deponeringsanlæg, hvilket er en ofte anvendt metode. Den bedste simulering vil normalt kunne opnås ved hjælp af kolonneudvaskningstests, som kan beskrive den akkumulerede udvaskning fra granulære materialer i intervallet L/S = 0,1 – 10 l/kg (og dermed også den akkumulerede udvaskning ved L/S = 1,9 l/kg) rimeligt godt - dog med forbehold for, at der er tale om en accelereret test, som ikke nødvendigvis tager hensyn til effekterne af mineralomdannelser og biologiske processer. I praksis ligger undergrænsen for anvendelsen af de noget simplere batchudvaskningstests på granulære materialer ved L/S = 2 l/kg,. Det er så tæt på L/S = 1,9 l/kg, at sådanne resultater godt kan siges hydraulisk set at repræsentere 100 år. Der er dog tale om en forenkling, som ikke tager hensyn til mineralomdannelser, biologiske processer, materialets struktur og risikoen for ændrede opløselighedsforhold som følge af disse processer. På den anden side findes der en del tilgængelige resultater af batchudvaskningstests udført ved L/S = 2 l/kg. Nogle af disse udvaskningsundersøgelser er udført på materialer, hvis tilstand er blevet ændret, for at de kan testes (f.eks. er glasplader og gipsplader blevet nedknust forud for testning). Dette vil i nogle tilfælde resultere i en voldsom overestimering af forureningspotentialet, mens det i andre tilfælde vurderes at ligge i nærheden af de virkelige forhold.

På baggrund af ovenstående anbefales det, at estimater af emissioner fra 0 – 100 år for de undersøgte affaldsfraktioner baseres på resultater af udvaskningstests i det omfang, at sådanne forefindes. Dette vil være en stærk forsimpling af de virkelige forhold, men det vurderes ikke muligt at gøre det bedre på det foreliggende grundlag. Et af de forhold, som der herved ikke tages højde for, er, at udvasknings-tests som regel udføres på separate affaldsfraktioner, mens affald ofte sammenblandes i forbindelse med deponering. Man får derfor ikke noget billede af den effekt, som en blanding af forskellige affaldstyper kan have på perkolatkvaliteten og udvasknings-processen i det hele taget. Denne effekt kan både være accelererende og bremsende (og i nogle tilfælde også ubetydelig). Samspilseffekter mellem affaldstyper vurderes dog primært at være relevante for deponering af ikke forbrændingsegnet affald, som ikke er medtaget i dette projekt. I det omfang, det er muligt, bør laboratorieresultaterne verificeres ved sammenligning med eventuelle relevante perkolatdata fra deponeringsanlæg.

I forbindelse med afgrænsning af systemerne for de undersøgte affaldsfraktioner, som er beskrevet senere i projektet, foretages der en nærmere bestemmelse af model-deponeringsanlæg for de undersøgte affaldsfraktioner, således at beregninger af L/S-forhold kan forholdes til et gennemsnitsdeponeringsanlæg, som er repræsentativt for de danske forhold (kapitel 4 og 5). Det skal også fremhæves, at det med henblik på at gøre emissionerne produktspecifikke er nødvendigt at kunne følge fordelingen af et bestemt stof i produktet, på dets vej gennem affaldsforbrænding til deponeret restprodukt og slagge og emissioner herfra. Et af hovedformålene med dette projekt er netop, at søge at estimere og modellere disse årsagssammenhænge.

2.3.3 Hvilke miljøpåvirkninger giver deponering?

Det er den generelle opfattelse, at deponering af affald er en miljøbelastende aktivitet som især påvirker jord og grundvand samt optager arealer. Med de eksisterende miljøpåvirkningskategorier fremtræder deponering dog sjældent som et væsentligt problem i LCA. Det er derfor blevet vurderet, hvorvidt eksisterende påvirkningskategorier i UMIP fyldestgørende kan beskrive de miljøpåvirkninger, som kan forekomme ved deponi af affald som f.eks. restprodukter fra affaldsforbrænding og kraft-varme produktion m.m. jf. tabel 2.1. For bl.a. at sikre, at der findes en kobling/vurderingskomponent mellem emissioner fra deponeringsanlæggene og miljøpåvirkninger er det vurderet, om der er behov for udvikling af nye miljøpåvirkningskategorier. Kapitel 8 giver også en beskrivelse af de foreslåede miljøpåvirkningskategorier.

2.3.4 Eksisterende miljøpåvirkningskategorier

I UMIP-metoden vurderes en funktionel enheds (dvs. en ydelse f.eks. for mælke emballage distribution af 1000 l mælk) påvirkning af miljøet i en række påvirkningskategorier. Det drejer sig om:

• Drivhuseffekt
• Stratosfærisk ozonnedbrydning
• Fotokemisk ozondannelse
• Forsuring
• Næringssaltbelastning
• Økotoksicitet
• Toksicitet for mennesker i miljøet (human toksicitet)
• Persistent toksicitet (for økosystemer og mennesker)
• En række ressourceforbrug
• En række forskellige affaldstyper (volumenaffald, farligt affald, radioaktivt affald, slagge og aske)

I tabel 2.1 gives et overblik over emissioner fra deponeringsanlæg, og på baggrund af denne oversigt vurderes det, at når det gælder emissioner fra deponeringsanlæg til restprodukter, er det kun persistente toksiske stoffer, som eventuelt ikke håndteres fyldestgørende i de nuværende UMIP-påvirkningskategorier. Kun de meget persistente og toksiske stoffer medtages som relevante over en lang tidshorisont. De øvrige typer af stoffer forventes enten udvasket (eller emitteret på anden måde) eller nedbrudt i løbet af de første 100 år, eller må anses for ubetydelige i forhold til at forårsage miljøpåvirkninger på grund af en ringe toksisk virkning. De flygtige forbindelser forventes at være afdampet i løbet af de første 100 år. Opløselige salte er væsentligst sulfater og chlorider af Na, Ca og K. Disse er ikke egentlig giftige for hverken mennesker eller organismer i miljøet, men påvirker saltbalancen og kan derfor være skadelige i store mængder/koncentrationer. Det antages imidlertid, at stofferne ikke forekommer i høje koncentrationer, hverken ved drikkevandsindvindinger eller i overfladevand, og derfor ikke udgør en toksisk belastning. Når det drejer sig om næringssalte forventes de primært udvasket i de første 100 år og på længere sigt i så små koncentrationer, at næringssaltbelastningen er ubetydelig. Fra deponeringsanlægget i Vestskoven er der således set udledninger af Fosfor på < 1 mg/l varierende en smule over tid mens det for kvælstof-udledninger hurtigt er faldet fra en initiel koncentration på 40-50 mg/l til 1 mg/l eller mindre efter 25 år (O. Hjelmar, 2004)

Miljøpåvirkningerne af emissioner fra det deponerede affald i løbet af de første 100 års deponering vurderes at kunne kan håndteres indenfor UMIP's påvirkningskategori persistent toksicitet. Kun grundvand eller overfladevand vurderes at være relevante recipienter, da restprodukter antages ikke at indeholde flygtige komponenter (i forbindelse med andre deponeringsanlægs-typer kan luft være relevant og bør inddrages). Da det desuden antages, at jord under deponeringsanlæg er relativt inaktivt biologisk set og ikke vil kunne udgøre en forureningskilde for mennesker, vurderes også jord irrelevant som recipient. Desuden bidrager deponeringsanlæg til andre miljøpåvirkningskate-gorier ved etablering, drift osv. heriblandt ressourceforbrug og arealanvend-else.

2.3.5 Miljøpåvirkninger fra deponeringsanlæg i det langsigtede perspektiv

I forhold til andre processer i produkters livsforløb er den lange tidshorisont for emissionerne et ganske særligt træk ved deponeringsanlæg. Det betyder, at emissionerne på såvel kort som langt sigt typisk forekommer i så lave koncentrationer, at de som regel ikke i sig selv vil resultere i toksiske effekter fordi koncentrationerne ligger under tærskelværdien. På langt sigt kan der forekomme akkumulering af metaller i de øverste jordlag under deponerings-anlægget pga. ringe transport af disse stoffer. Som det diskuteres mere detaljeret i delprojekt 2 er der miljømæssigt tale om en ikke bæredygtig udvikling, da denne akkumulering har et potentiale for senere at påvirke øvrige dele af miljøet. Påregnet et uændret brugsmønster vil akkumuleringen fortsætte og kan måske med tiden give anledning til målbare koncentrationsstigninger i grundvand. Dette hænger sammen med, at alle tilbageholdelsesmekanismer så vidt vides er fuldt ud reversible, således at der reelt indstiller sig en dynamisk ligevægt i jordmiljøet. Hertil kommer, at geologiske og i mindre omfang også samfundsmæssige indgreb i depoter i fremtiden kan komme til at medføre pludselig spredning af depoters indhold i bestemte dele af miljøet varierende med påvirkningens art. Dermed er det langt fra givet, at der også i et langsigtet perspektiv altid er tale om koncentrationer under grænseværdierne. Miljøpåvirkninger fra deponeringsanlæg repræsenteres derfor i form af to nye miljøpåvirknings-kategorier (Deponeret human toksicitet og deponeret økotoksicitet) som er nærmere beskrevet i kapitel 8. Delprojekt 2 (Hansen et al., 2004) giver en mere detaljeret gennemgang af, hvordan disse påvirkningskategorier skal fortolkes.

2.3.6 Arealanvendelse

Arealanvendelse er en påvirkningskategori, som er af væsentlig betydning for deponeringsanlæg, men som dog ikke er speciel for disse. Normalt vil der ved vurderingen af arealanvendelse indgå følgende parametre:

• Arealets størrelse
• Varighed af ændring
• Kvalitetsændringen (ikke æstetisk men udfra et biodiversitetssynspunkt)

Der er behov for at repræsentere arealanvendelse som påvirkningskategori, men udviklingen af metoder foregår sideløbende i andre fora og der er endnu ikke i særlig høj grad konsensus om metoder. Som beskrevet senere (afsnit 8.2.3) er arealanvendelse inkluderet som størrelse af arealet gange varigheden af arealændringen.

2.3.7 Ressourcetab – grundvand

Forbrug af ikke-fornybare sparsomme ressourcer, f.eks. olie anvendt ved anlæg af deponeringsanlæg, inkluderes som standard procedure i UMIP. Grundvand anses imidlertid i UMIP-metoden som en fornybar ressource og er derfor ikke normalt inkluderet i vægtningen.

Grundvandsressourcen har høj prioritet i Danmark og beskyttelsen af denne spiller en stor rolle ved anlæg af deponeringsanlæg. Det er derfor naturligt, at deponeringsanlægs påvirkning af ressourcen grundvand bør indgå i en vurdering af deponeringsanlæggenes miljøpåvirkning. Kvaliteten af grundvand som drikkevandsressource er imidlertid nøje forbundet med vandets indhold af forskellige kemiske stoffer og de fastsatte grænseværdier herfor, hvilket i høj grad allerede er inkluderet i miljøpåvirkningen ”human toksicitet”.

Det er desuden vanskeligt at afgrænse, i hvor stort omfang anlæggelsen af deponeringsanlæg reelt giver anledning til et ressourcetab, da deponeringsanlæg i DK skal anlægges kystnært. Det er derfor valgt at se bort fra dette potentielle ressourcetab og i stedet på sigt inkludere de potentielle påvirkninger af den menneskelige sundhed via indtagelse af perkolatpåvirket grundvand.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 December 2004, © Miljøstyrelsen.