|
Livscyklusvurdering af deponeret affald - Del I 4 Affaldsforbrænding4.1 Affaldsforbrændingsanlæg I det følgende beskrives de vurderede affaldsteknologier, restprodukterne og deres videre behandling, det endelige deponeringsanlæg samt fastlæggelse af et modeldeponeringsanlæg som en gennemsnitsbetragtning. 4.1 AffaldsforbrændingsanlægDer er som sagt taget udgangspunkt i affaldsfraktioner fra de teknologier, som er anvendt i LCAGAPS-projektet (Erichsen & Hauschild, 2000). LCAGAPS omfatter principielt alle typer forbrændingsteknologier i Europa. I LCAGAPS er det ikke fundet nødvendigt at skelne mellem forskellige ovntyper mens røggasrensningen er inddelt i 7 klasser kombineret af partikelfjernelse, tør/semitør røggasrensning, våd røggasrensning, DeNOx og dioxinfjernelse. I dag kan der findes flere teknologier og/eller hybrider af ovenstående og en senere opdatering af baggrunden kan være nødvendig. 4.2 Restprodukter fra affaldsforbrændingDer opstår en række forskellige restprodukter ved affaldsforbrænding. I nedenstående tabel 4.1 ses en oversigt over de forskellige typer restprodukter fra affaldsforbrænding og de mængder, de typisk forekommer i, udtrykt som kg per ton forbrændt affald. Slaggerne også kaldet bundasken udgør, som det fremgår af tabel 4.1, langt den største restproduktstrøm (250 – 400 kg/ton affald). I IAWG (1997) angives en gennemsnitlig slaggemængde på 300 kg/ton affald fra moderne affaldsforbrændingsanlæg. Slaggerne fremtræder som et meget inhomogent materiale, som, bl.a. afhængigt af afkølingsformen, kan forekomme som et granulat eller som større eller mindre klumper iblandet skrotmetal og eventuelt uforbrændt materiale. Forhold som anlægstype (ovntype), affaldets sammensætning og energi-indhold samt belastningsgraden på et anlæg m.v. kan påvirke udbrændings-graden af slaggerne. I tabel 4.2 er angivet data for sammensætningen af slagge baseret på danske gennemsnitsdata. Tabel 4.1 Typiske mængder af restprodukter produceret ved affaldsforbrænding (efter Hjelmar, 1998).
1) Kun data fra ét forbrændingsanlæg Ristegennemfaldet udgøres af det affald, som under forbrændingen falder gennem risten. Det kan bestå af mere eller mindre brændbare affaldspartikler, men også af størknede metaller (f.eks. tin eller bly), som under forbrændingen smelter og siver ned gennem ristekonstruktionen. Kedelaske er forholdsvis grove askepartikler, som udtages fra røggasstrømmen i eller umiddelbart efter selve kedlen. Den kan bl.a. indeholde udvendige belægninger af kedelrørene, som med regelmæssige mellemrum bankes løs. På de fleste danske forbrændingsanlæg ledes kedelasken sammen med slaggerne, idet den ofte tilledes den ryste-rende, som også benyttes til slaggerne. Economizeraske består af noget finere askepartikler, som udskilles fra røggassen i den såkaldte economizer, som på nogle affaldsforbrændingsanlæg er installeret for at udvinde mest mulig varme fra røggassen, inden denne underkastes en egentlig rensning for partikler og sure luftarter. Economizerasken ledes normalt til flyveasken. Der findes ingen oplysninger om de (formentlig små) producerede mængder af economizeraske. Flyveaske består af forholdsvis fine askepartikler, som følger med røggassen fra kedlen, og som udskilles i elektrofiltre eller posefiltre. På forbrændingsanlæg med vådscrubberanlæg udskilles flyveasken opstrøms for scrubberen og fremkommer som en selvstændig restproduktstrøm (som dog i nogle tilfælde senere blandes med slammet fra rensning af spildevandet fra vådscrubberen med henblik på deponering). På de fleste danske forbrændingsanlæg med tør eller semitør røggasrensning udskilles flyveasken ikke forud for rensningen for sure gasser, og den fremkommer derfor sammen med reaktionsprodukter m.v. som en del af røggasrensningsproduktet. Mængden af flyveaske kan variere en del fra anlæg til anlæg og er naturligvis svær at opgøre, når den forekommer som en del af røggasrensningsproduktet. Normalt vil flyveaskemængden svare til 10 – 30 kg/ton forbrændt affald. I IAWG (1997) angives en gennemsnitlig flyveaskemængde på ca. 20 kg/ton affald fra moderne affaldsforbrændings-anlæg. Rensning af røggassen for sure luftarter er en integreret del af moderne affaldsforbrændingsteknologi, og der produceres i dag restprodukter fra rensning for sure luftarter på alle danske affaldsforbrændingsanlæg. Mængde og egenskaber af restprodukterne afhænger af, hvilken procestype, der er installeret. De tre traditionelle hovedtyper af rensningsprocesser udgør i dag: tør, semitør og våd røggasrensningsprodukter, og de er nogenlunde ligeligt repræsenteret på danske affaldsforbrændingsanlæg. Der synes dog at være en tendens til en øget andel af våd røggasrensning. Sammensætning af restprodukterne Tabel 4.2. Sammensætning for restprodukter fra affaldsforbrænding
(1) Hjelmar et al. (1996), gennemsnit fra danske forbrændingsanlæg. Forskellene mellem anlæg relateres primært til forskelle i renseteknologier. I Danmark drejer det sig om partikelfjernelse ved hjælp af elektrofilter eller posefilter, samt tør/semitør og våd røggasrensning. Den fordeling mellem de forskellige teknologier som er anvendt i LCAGAPS projektet er fra 1992 og er angivet i tabel 4.3. I tabellen angives også de nyeste tal for røggasrensning fra 2000/2001 (Videnscenter for Affald, 2003; ISWA 2002). Det fremgår ligeledes af informationer fra Videnscenter for affald, at mere end 33% af affaldsforbrændingsanlæggene har indført dioxinrensning for at leve op til lovkravene. Som det fremgår af tabellen er der nogen forskel mellem de nyeste tal og dem, som er anvendt i LCAGAPS. Fordelingen mellem tør/semitør og våd er, før den nyeste information fra Videnscenter for affald tilkom projektet, estimeret til 47/53, hvilket er anvendt til estimering af udsivning fra depone-ringsanlæg. Det vurderes, at dette kun giver anledning til små afvigelser i forhold til de seneste informationer. Hvad angår dioxinrensning udføres denne med aktivt kul, som afbrændes. Dioxinrensning har primært indflydelse på luftemissionen af dioxiner, som reduceres med henholdsvis 10 og 100 gange for tør/semitør og våd røggasrensning. Af denne årsag er modellen blevet tilrettet, således at halvdelen af de anlæg, som anvender våd rensning antages at anvendes dioxinrensning. Af afrundingsmæssige årsager anvendes en fordeling mellem tør/semitør og våd rensning på 46/54 til modellering af emissioner og restprodukter fra forbrændingsanlæg. Tabel 4.3 Den procentvise fordeling på teknologier for røggasrensning i DK
4.3 Behandling af røgrensningsprodukt og fastlæggelse af gennemsnitsdeponeringsanlægOver den næste 10-årige periode anses følgende behandlings- og bortskaffelsesmuligheder for at være relevante (år 2001): Alternativ A: Deponeringsløsning Alternativ B: Eksportløsning - Eksport til Norge eller Tyskland til genanvendelse eller endelig deponering Alternativ C: Genanvendelse i Danmark 4.3.1 Tidsperspektiv over de næste 10 årProduktionen af røggasrensningsprodukter i Danmark antages at være omkring 60.000 tons per år i perioden til og med år 2004 (i affaldsstrategi 2005-2008 (Regeringen, 2003) præsenteres et tal på 73.800 allerede for år 2001), mens der i perioden 2005-2010 skal bortskaffes op til 80.000 t/år. (Tallene stammer fra Affald 21, hvor den nuværende produktion antages at være omkring 60.000 t/år, men vurderes stigende til ca. 80.000 t/år inden få år.) Halvdelen af de totale mængder røggasrensningsprodukter produceres i de sjællandske affaldsforbrændingsanlæg. Tidsrummet 2000-2004 Umiddelbart vurderes det at være udelukket, at der igen tillades (midlertidig) deponering af ubehandlede røggasrensningsprodukter i Danmark (alternativ A0). Derudover anses det også for at være meget lidt sandsynligt, at der tillades genanvendelse af ubehandlede røggasrensningsprodukter (alternativ C0). Der er planlagt udarbejdet en handlingsplan, som på baggrund af en miljø- og samfundsøkonomisk analyse vil fastlægge den fremtidige håndtering af restprodukterne. Alternativerne A0 og C0-C2 vurderes derfor ikke at være relevant i den nærmeste årrække. I tidsrummet 2000 til og med 2004 anses det for at være mest sandsynligt, at røggasrensningsprodukterne fra danske forbrændingsanlæg eksporteres til slutdeponering i udlandet. Tidsrummet 2005-2010 De igangværende udviklingsaktiviteter peger på et fællesanlæg til de jyske og fynske anlæg med en kapacitet på 35.000 t/år (med mulighed for at behandle op til 65.000 t/år), og et eller to anlæg til de sjællandske affaldsforbrændingsanlæg med en samlet kapacitet på knap 30.000 t/år. Der arbejdes med følgende alternative behandlingsmetoder:
In-situ stabilisering vil højest sandsynlig kun blive anvendt til stabilisering af allerede deponerede røggasrensningsprodukter på AV Miljø. Det vurderes umiddelbart, at metoden ikke vil accepteres af myndighederne til behandling af røggasrensningsprodukter, så snart VKI/DRH-metoden eller Ferrox-metoden er implementeret i fuldskala. Derfor er In-situ stabilisering ikke blevet vurderet som relevant behandlingsmetode i nærværende projekt. VKI/DRH-metoden er den foretrukne metode for et anlæg i Jylland og på Fyn. Antages det, at de jyske og fynske forbrændingsanlæg behandler deres røggasrensningsprodukter (ca. 40.000 t/år efter 2005) i et fremtidigt fælles anlæg baseret på CO2-stabilisering, er kun behandlingsmetoden for de sjællandske røggasrensningsprodukter usikker. I København arbejdes der p.t. med forskellige scenarier, hvor de 2 mest sandsynlige er følgende:
Der forudsættes i det følgende, at produktion af røgrenseprodukter fra de øvrige sjællandske forbrændingsanlæg bliver behandlet i det anlæg, som Amagerforbrænding og Vestforbrænding etablerer i fuldskala. I tabel 4.4 er metoderne til behandling af røggasrensningsprodukter, som anses for at være sandsynligt fra år 2005 angivet. Tabel 4.4. Metoderne til behandling af røggasrensningsprodukter
Det vurderes udfra igangværende overvejelser i forbindelse med opskalering af metoderne, at være mest sandsynligt, at scenarie 2 afspejler situation omkring behandling af røggasrensningsprodukter efter år 2005. Scenarie 2 foreslås på den baggrund at være grundlaget for indsamling af data til behandling af røggasrensningsprodukter. Ferroxprocessen vil således tage sig af 20.000 t/år røggasrensningsprodukter, der stammer fra den våde røggasrensningsproces øst for Storebælt. VKI/DRH-metoden vil blive anvendt til behandling af ca. 40.000 t/år røggasrensningsprodukter fra Jylland og ca. 20.000 t/år tør/semitør røggasrensnings-produkter fra Sjælland. Fordelingen af våd og tør/-semitør røggasrenseprocessen på de jyske og fynske anlæg er ikke kendt. De behandlede røggasrensningsprodukter vil slutdeponeres i danske deponeringsanlæg (passiv deponering). 4.3.2 Teknikker til stabilisering af restprodukterStabilisering/behandling af restprodukterne fra affaldsforbrændingen kan udføres ved brug af følgende metoder:
VKI-metoden Første indledende økonomioverslag over processens forbrug af driftsmidler (vand og kemikalier) tyder på, at det af økonomiske årsager kan være nødvendigt at reducere eller undlade tilsætning af fosforsyre. Tilsætning af fosfor er en bekostelig driftsomkostning, der kan have afgørende betydning for konkurrenceevnen af fosforsyre-varianten af processen VKI-metoden overfor DRH-metoden og Ferrox-metoden. Et principielt procesdiagram for VKI-metoden er vist i figur 4.1.
Figur 4.1. Procesdiagram for VKI-metoden Ferrox-metoden Et principielt procesdiagram for Ferrox-metoden er vist i figur 4.2.
Figur 4.2. Procesdiagram for Ferrox-metoden. Seneste udvikling 4.3.3 Fastlæggelse af gennemsnitsdeponeringsanlæg for behandlede røggasrensningsprodukterI forbindelse med udarbejdelsen af kriterier for accept af affald til deponering på forskellige typer deponeringsenheder i henhold til EU's deponerings-direktiv (CEC, 1999, CEC, 2003) er der på europæisk plan gennemført en række vurderinger af risikoen for udsivning af perkolat og efterfølgende påvirkning af grundvandet. Disse beregninger tager udgangspunkt i nogle ”typiske” scenarier, som over en periode på nogle hundrede år redegør for stofudvaskning, infiltration, opsamling, behandling og udsivning af perkolat fra deponeringsanlæg af fastlagt størrelse. Der er også gjort forudsætninger om membransystemernes holdbarhed og effektivitet som funktion af tiden (Hjelmar et al., 2001, DHI & ECN, 2003). De pågældende scenarier skal beskrive hele EU-området, og der er derfor tale om en grov forsimpling i forhold til de faktiske forhold i de forskellige medlemslande. Arbejdet med at implementere de europæiske kriterier for accept af affald i deponeringsanlæg i national lovgivning, som skal være færdigt inden 16. juli 2004, pågår i øjeblikket. Den danske implementering, som foretages af Miljøstyrelsen, forventes at omfatte en gentagelse af de europæiske risikoberegninger, men foretaget på nogle deponeringsscenarier, som er tilpasset danske forhold. Det ville naturligvis være optimalt, hvis man i nærværende arbejde kunne have anvendt deponeringsscenarier, der var konsistente med disse tilpassede danske scenarier. På grund af de forskellige tidsforløb for de to aktiviteter har det desværre ikke kunnet lade sig gøre at foretage denne koordinering. Det kan imidlertid anbefales, at de nye danske scenarier fra udviklingen af acceptkriterierne på lidt længere sigt indarbejdes i en opdatering af nærværende datagrundlag. I det følgende diskuteres opbygning af et gennemsnitlig dansk deponerings-anlæg til røggasrensningsprodukter, herefter kaldet ”modeldeponerings-anlæg”. Som målsætning skal dette deponeringsanlæg bruges til at beskrive den gennemsnitlige miljøbelastning ved at deponere stabiliserede røggasrensningsprodukter i Danmark. Beskrivelse af modeldeponeringsanlægget baseres på følgende:
BEK vil være af stor betydning for udformning af eksisterende og nye deponeringsanlæg til bl.a. røggasrensningsprodukter. Derfor vil deponering af røggasrensningsprodukter fremover være påvirket af denne BEK, men også af forhold fra eksisterende deponeringsanlæg, som stadig vil blive benyttet. Følgende nøgletal fra de tre landsdelsdeponeringsanlæg anvendes til beskrivelsen af modeldeponeringsanlægget:
Nøgletal fra eksisterende landsdelsdeponeringsanlæg
Selvom det, som nævnt tidligere, ikke er fastlagt hvorledes restprodukter skal håndteres i fremtiden og det derfor er usikkert om disse deponeringsanlæg er relevante, karakteriseres de tre lokaliteter kort i det følgende skema: Krav til affaldsdeponeringsanlæg fremsat i BEK Beskrivelse af ”modeldeponeringsanlægget” Nøgletal for modeldeponeringsanlægget
Konsekvenser for udvaskning En egentlig genanvendelse af røggasrenseprodukter er ikke inkluderet og er ikke aktuel i de nuværende scenarier. Det antages, at udvaskningsforløbet fra diverse genanvendelsessituationer vil tilsvare en egentlig deponering, hvis dette bliver aktuelt. 4.4 Bortskaffelse af slagger fra forbrændingsanlægOver den næste 10-årige periode anses følgende bortskaffelsesmuligheder for værende relevante:
Deponering af slagger (alternativ 1) har indtil nu kunne undgås i større udstrækning, idet slaggerne generelt har levet op til de miljømæssige og anlægstekniske krav der stilles ved genanvendelse. P.t. er alternativ 2 den mest udbredte bortskaffelse, således har op til 80% af slaggerne været genanvendt over de sidste år (60% direkte, 20% efter oparbejdning) og helt op til 87% i 2001. Alternativ 3 bliver ikke praktiseret endnu. I forbindelse med de skærpede krav til slaggerne (Bek. 655 af 27. juni 2000) kan det tænkes, at stabiliseringsmetoder for slagger lignende dem omtalt i forbindelse med røggasrensningsprodukter, fremover vil vinde frem. Bek. 655 definerer anvendelsesmuligheder for 3 kategorier slagger. Slaggerne inddeles i kategorier baseret på dels faststofindhold af tungmetaller og dels indholdet af udvalgte sporelementer/tungmetaller og salte i eluatet (væskefasen) fra batchudvaskningsforsøg udført ved et væske/fastsstof-forhold (L/S) på 2 l/kg. Ved at stabilisere slaggerne vil udvaskningsegenskaber forbedres, og således vil stabiliserede slagger kunne opfylde kravene til eluat-koncentrationerne fremsat i Bek. 655 med fortsat genanvendelse. 4.4.1 Vurdering af de mest sandsynlige bortskaffelsesmuligheder over de næste 10 årAfsnittet stiller en prognose over den fremtidige genanvendelsesgrad for slaggerne baseret på en kort gennemgang af de miljømæssige og anlægstekniske krav til slaggerne ved genanvendelse og mulige ændringer i slaggekvaliteten over de næste 10 år. Miljømæssige krav ved genanvendelse af slaggerne I den nye slaggebekendtgørelse er grænseværdierne for faststofindholdet af sporeelementer/tungmetaller (Pb, Cd og Hg) i slagge markant nedsat og der er introduceret grænseværdier for andre tungmetaller, for slagger, der ønskes anvendt frit uden restriktioner. Derudover er der introduceret krav til eluatkoncentrationerne af sporelementer og salte, bestemt ved udvaskningsforsøg på slagge. Slagger (og andre restprodukter) inddeles i 3 kategorier baseret på grænseværdier for tungmetaller, og indholdet af salte i slaggerne og i eluatet. Kategorierne bestemmer til hvilke formål slaggerne må genanvendes. Således er der forskellige krav til slaggerne for forskellige typer af bygge- og anlægsarbejde. Kravene til den kategori, hvor slaggerne må genanvendes til flest formål, er væsentligt skærpet i forhold til de tidligere krav. Miljøstyrelsen vurderer, at de slagger, som kan genanvendes, vil falde i kategori 2 eller 3 som bl.a. omfatter veje, stier, pladser, ledningsgrave, ramper og støjvolde med fast belægning og 1 m jorddække (kategori 2) og veje, stier og ledningsgrave med tæt belægning og 1 m jorddække (kategori 3), hvilket betyder, at genanvendelsesmulighederne er blevet indskrænket i forhold til tidligere, hvor der kun var krav til faststofindhold af Pb, Cd og Hg, som de fleste slagger kunne overholde. I henhold til den jordforureningslov, "Lov om forurenet jord, lov nr. 370 af 2. juni 1999, som trådte i kraft 1. januar 2000, skal alle matrikler, hvor der anvendes slagger i forbindelse med anlægsprojekter og lign. fra d. 1. januar 2001 registreres. Denne registrering vil formentlig medføre, at mange bygherrer (specielt private) vil fravælge genanvendelse af slagger for at undgå registrering af matriklen. Tekniske krav ved genanvendelse af slaggerne i anlægsprojekter 4.4.2 Ændringer i slaggekvaliteten over de næste 10 årI relation til miljøkravene
Anlægstekniske ændringer på forbrændingsanlæg Ændringer i sammensætning af affald anvist til forbrænding Stabiliseringsmetoder til slaggerne Stabilisering af slaggerne kan anses som en slags "end-of-pipe"-teknologi, men vurderes til at være en reel mulighed for øget genanvendelse i de tilfælde, hvor andre tiltag såsom afskæring af tungmetaller ved kilden i oplande til forbrændingsanlæggene, o. lign. ikke er tilstrækkelig til at sikre en høj genanvendelsesprocent af slaggerne. Tekniske krav til genanvendelse Denne tendens kan medføre en reduktion af den genanvendte mængde slagge i visse typer anlægsprojekter, hvor der stilles krav til slaggernes mekaniske styrke. 4.4.3 Konklusion - Prognose over slaggernes fordeling mellem genanvendelse og deponeringFølgende forhold peger på, at en mindre mængde slagger genanvendes over de næste 10 år:
Alene den store mængde af slagger produceret i Danmark resulterer i et økonomisk pres på forbrændingsanlæggene for at iværksætte forskellige tiltag til at sikre en fortsat genanvendelse af slagger. Forbrændingsanlæggene i Danmark er således begyndt at udarbejde slaggestrategier. Allerede i 2001 blev der opnået en genanvendelsesgrad på 87% og det vurderes derfor, at genanvendelsesgraden vil i årene op til 2010 ligge på omkring 85% svarende til den genanvendelsesgrad, der er sat som mål i affaldsstrategi 2005-2008. I perioden 1996-2001 producerede de danske forbrændingsanlæg ca. 500.000 tons slagger pr. år. Slaggemængden antages at stige i takt med forøgelsen af affaldsmængden, der tilføres forbrændingsanlæggene. Indtil 2008 vurderes affaldsmængden til forbrændingsanlæggene og således slaggeproduktionen kun at stige ca. 1% (Regeringen 2003), således forventes det at der i 2010 stadig produceres ca. 500.000 t/år. Baseret på ovennævnte prognose, antages 85% af slaggerne at blive genanvendt. Ved en gennemsnitsbetragtning over perioden 2000 til 2010 vil dette svare til en årlig mængde på ca. 425.000 tons. 15% af slaggerne antages at blive deponeret, svarende til gennemsnitlig ca. 75.000 tons om året i perioden 2000 til 2010. Selvom der i princippet er to scenarier for slagge, nemlig genanvendelse og deponering, antages det, at udvaskningen fra slagge er uafhængig af disse scenarier og at de foreliggende data for udvaskning fra slagge fra deponeringsanlæg i Vestskoven er gældende for begge typer slutdisponering. Dette kan for genanvendelse af slaggen være konservativt, da der skal en overdækning på genanvendt slagge (f.eks. ved anvendelse af slaggen under asfalt el.lig.), men det har ikke været muligt i dette projekt at finde data for udvaskning ved genanvendelse af slagge. Sammensætning af slaggerne vil med stor sandsynlighed ændre sig over de næste ti år. En prognose over den fremtidig sammensætning vil være behæftet med en stor usikkerhed. Det anbefales derfor, at basere dataindsamlingen på den nuværende sammensætning af slaggerne, der så kan revideres efter at forbrændingsanlæggenes tiltag til forbedring af slaggekvaliteten er slået i gennem. 4.4.4 Behandlingen og deponering af slaggerneI det følgende er slaggernes miljøpåvirkninger kort beskrevet, og de er inddelt i to faser:
Efter slaggen har forladt forbrændingsanlægget, bliver slaggen oparbejdet, og dette sker typisk på et sorteringsanlæg, hvor der foregår en magnetisk og en mekanisk sortering. Oparbejdning sker dels på de enkelte affaldsselskaber og dels hos afsætningsselskaber. Miljøbelastningen ved sorteringen vil primært være relateret til forbrug af energi og transport. På danske forbrændingsanlæg er det almindelig praksis, at slaggerne (før eller efter magnetisk frasortering) bliver sigtet for at frasortere indholdet af fine partikler (< 50 mm). Det er den fine fraktion (kaldet harpet slagge), som bruges i bygge- og anlægsarbejder. Harpet slagge udgør 75-90% af slaggerne. Efter frasortering af jernskrottet, oplagres slaggen i mindst en måned og op til et år på slaggemodningspladser, hvorefter slaggekvaliteten bliver analyseret. Under modningsperioden på åbne modningspladser sker en stabilisering af slaggens indhold af tungmetaller (karbonisering) og en volumenforøgelse pga. vandoptagelse. Modningen kan i nærværende projekt forudsættes at ske på pladser med aktiv drift d.v.s. der er tæt bund og eventuel udvaskede salte og tungmetaller fra slaggerne i regnvandet opsamles og ledes til offentlig kloak eller naturlig recipient efter rensning på stedet. Mængden af perkolat [4] fra slaggemodningspladsen vurderes at være forholdsvis lille, idet slaggerne optager/binder en del nedbør og derudover kun er opmaganiseret på modningspladsen i en kort overgangsperiode. Den slaggefraktion, der ikke kan genanvendes efter modningen, transporteres videre til deponering. 4.4.5 Deponeringsanlæg for slaggeIfølge affaldsstatistikken for 2002 (Miljøstyrelsen, 2003) blev der i 2002 produceret ca. 543.000 tons affaldsforbrændingsslagger i Danmark. Heraf er kun ca. 19.000 tons registreret som tilført deponeringsanlæg, mens 88.000 tons er registreret som tilført behandlingsanlæg, og 436.000 tons er vurderet tilført direkte til genanvendelse. Dette er et fald i deponeret slaggemængde fra et niveau på ca. 100.000 tons/år i perioden 1996-2000, hvor de producerede slaggemængder er nogenlunde konstante. Denne stigning i nyttiggørelsen af slagger kan umiddelbart virke overraskende, men skal bl.a. ses på baggrund af den midlertidige forhøjelse, som der i bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000 gives af grænseværdierne for udvaskning af natrium, klorid og sulfat. Det forventes, at der i 2005 eller 2006 vil blive taget stilling til, om grænseværdierne generelt skal justeres. Det er derfor vanskeligt at forudse det fremtidige behov for deponering af slagger fra affaldsforbrænding, men det betragtes dog som mindre sandsynligt, at der indenfor det nærmeste årti vil opstå et behov for deponeringskapacitet for slagger, som overstiger ca. 100.000 tons/år – det vil formentlig være væsentligt mindre. Til gengæld må det antages, at en del af de slaggeanvendelseprojekter, som vil blive gennemført, vil have deponeringskarakter, og at de derfor, i hvert fald på længere sigt, kan vurderes på samme måde, som et deponeringsanlæg for slagger. På kort sigt vil der formentlig være betydelige forskelle i vandgennemstrømningen, som vil være størst for de deponerede slagger. Med udgangspunkt i ovenstående, kan der skønnes følgende:
4.5 Et dansk gennemsnitsdeponeringsanlæg for slaggeDer er ikke udviklet et dansk gennemsnitsdeponeringsanlæg for slagge. I stedet er I/S Vestforbrændings slaggedeponeringsanlæg i Vestskoven, som blev anlagt i 1973, og som siden er blevet fulgt nøje med hensyn til mængde og sammensætning af perkolat, blevet anvendt som udgangspunkt for beregningerne. Disse data, som beskriver stofudvaskningen som funktion af væske-/faststofforholdet (L/S) over en periode på ca. 30 år, udgør et udsædvanligt omfattende grundlag for en beskrivelse af kildestyrken. Deponiet indeholder ca. 10.000 m³ af en blanding af slagger (ca. 85%) og flyveask (ca. 15%), det er opbygget som en bakke ovenpå terræn med en maksimal højde på 10 m over bundmembranen, der er lavet af PVC. Slaggerne er overdækket med ca. 1 m råjord, som efterfølgende er blevet dækket af en naturlig bevoksning af græs og buske. Den årlige perkolatdannelse svarer til ca. 30% af nedbøren. Perkolatet fjernes løbende og analyseres mindst én gang årligt. I 2003 svarede den opsamlede perkolatmængde til L/S = ca. 1.2 l/kg (Hjelmar, 2004). Det havde selvfølgelig været bedst, hvis der havde været data til rådighed for et deponeringsanlæg, som udelukkende indeholdt slagger. Samtidig kan det indvendes, at slaggesammensætningen, ikke mindst med hensyn til udbrændthed, må antages at have ændret sig noget siden 1973 som følge af ændret sammensætning af det affald, som tilføres forbrændingsanlæggene, og som følge af ændret forbrændingsteknologi. Alternativet ville have været at anvende udvaskningsdata fra laboratorieundersøgelser af nyere slagger. Dette ville medføre, at langsomt forløbende mineralogiske, kemiske og biologiske processer ikke ville kunne medtages. Dataene fra Vestskoven er anvendt for at få disse effekter med i beregningsgrundlaget. Indholdet af flyveaske medfører nok, at udvaskningen af salte og måske også enkelte sporelementer overvurderes noget i forhold til det, der kunne forventes fra et rent slaggedeponi – det kan eventuelt betragtes som en sikkerhedsmargin i miljøvurderingen. Ændringerne i slaggesammensætningen med tiden er et problem, som altid vil være aktuelt, når man kigger på udvaskningsforløb over en længere årrække. Det vurderes dog at dette har begrænset betydning, især på længere sigt, da grundbestanddelene af slaggerne ikke har ændret sig. Fodnoter[3] Passiv deponering, betyder at der ikke gøres noget aktivt for at reducere udsivning fra deponeringsanlægget. Dvs. der foretages ikke opsamling og rensning af perkolat. [4] Perkolat er den væske, som fremkommer efter at infiltreret nedbør er strømmet gennem slaggen. Det indeholder efter gennemstrømningen typisk udvaskede salte og sporelementer/tungmetaller fra slaggen.
|
