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

Livscyklusvurdering af deponeret affald - Del I

11 Miljøprofiler for eksempler

11.1 Sammenligning af miljøprofiler for affaldsforbrænding
11.2 Sammenligning af el-scenarier

Til illustration af hvorledes resultaterne af projektet kan anvendes i praksis og hvilken betydning den ændrede vurdering af restprodukterne har, præsenteres her et eksempel på en beregning af affaldsforbrænding af et medicinsk PVC-produkt indeholdende små mængder bly- og zinkforbindelser som stabilisatorer. Desuden er betydningen af projektets resultater beregnet for et el-scenarie.

11.1 Sammenligning af miljøprofiler for affaldsforbrænding

Eksemplet anvender et produkt af PVC indeholdende 0,2% bly og 0,1% zink. Produktet indeholder desuden 35 % blødgører (DEHP). Der er regnet med en brændværdi på 16 MJ/kg for PVC og 40 MJ/kg for DEHP. Ved anvendelse af det regneark, som er udviklet i forbindelse med nærværende projekt, er emissioner og forbrug relateret til forbrænding af 1 kg af dette produkt, beregnet. Der er oprettet en proces i UMIP-PC værktøjet til beregning af miljøpåvirkningspotentialer for forbrændingen.

Beregningen af miljøpåvirkningspotentialer er sammenlignet med en beregning af miljøpåvirkningspotentialer fra en eksisterende proces i værktøjet (Affaldsforbrænding PVC, 2000) oprettet af dk-TEKNIK ^[5], hvor det er ren PVC, der afbrændes. De to sammenlignede systemer vises i figur 11.1 og figur 11.2.

Figur 11.1 Procestræ for den eksisterende proces i UMIP-værktøjet, blot er der tilføjet transport i med henblik på sammenligningen med de øvrige forbrændingsprocesser.

Figur 11.2: Procestræ for processen baseret på model og data udviklet i dette projekt (inkl. blødgører).
Afgrænsningen af de to systemer er ikke helt identisk idet der i den ny proces inddrages enkelte materialer anvendt i behandlingen af restprodukter og til dioxinrensning (jernsulfat, koks og CO₂) samt transport af restprodukter. Transporten er dog af hensyn til sammenligningen inkluderet i den eksisterende proces. Desuden er den eksisterende proces baseret på ren PVC. For at se betydningen af indholdet af blødgører, er der desuden, igen ved anvendelse af det udviklede regneark, beregnet emissioner og forbrug for forbrænding af ren PVC (stadig indeholdende stabilisatorer som før nævnt). Systemet for denne proces ses i figur 11.3.

Figur 11.3 Procestræ for processen baseret på model og data udviklet i dette projekt for afbrænding af ren PVC.
Som det umiddelbart fremgår af systemerne ovenfor er der en smule højere energigenvinding for PVC med blødgører end for de andre systemer, da brændværdien af blødgører er højere end brændværdien for PVC.

I den ny metode anses det stadig for nødvendigt at angive den deponerede mængde som et udtryk for den arealanvendelse deponeringen udgør. Derfor optræder der, som det ses i de normaliserede og vægtede miljøpåvirkningspotentialer i figur 11.4 og figur 11.5, stadig en mængde affald.

Figur 11.4 og figur 11.5 viser henholdsvis de normaliserede og de vægtede miljøpåvirkningspotentialer. De to ny påvirkningskategorier ”deponeret human toksicitet” og ”deponeret økotoksicitet” er beregnet efter principperne skitseret i denne rapport samt i delprojekt 2 rapporten (Hansen et al., 2004). Normalisering- og vægtningsfaktorer er præsenteret i sidstnævnte rapport.

Som det fremgår af de to figurer er det for alle systemerne de deponerede mængder slagge, aske og restprodukt, som dominerer miljøpåvirkningspoten-tialerne. Som forklaret i afsnit 8.2.3 er arealanvendelse endnu ikke medtaget i de normaliserede og vægtede miljøpåvirkningspotentialer da normaliserings-referencer og vægtningsfaktorer ikke er udviklet. De nye påvirkningskategorier deponeret human toksicitet og deponeret økotoksicitet udgør også et stort miljøpåvirkningspotentiale, som selvfølgelig ikke optræder i den eksisterende proces. Der findes til gengæld farligt affald (som i processen er angivet som ca. halvdelen af den mængde fast restprodukt der produceres). I de ny beregninger er det valgt ikke at anvende farligt affald kategorien, da der med de nye påvirkningskategorier tages hensyn til farligheden af det deponerede affald.

Klik her for at se Figur 11.4

Figur 11.4: Normaliserede miljøpåvirkningspotentialer for de tre systemer præsenteret i millipersonækvivalenter.
Af andre væsentlige forskelle ses, at påvirkningskategorierne vedrørende toksicitet alle er noget højere for de nye beregninger, hvilket især skyldes de forholdsvis små udledninger fra deponi, de første 100 år. Den forøgede påvirkning af fotokemisk ozondannelse, drivhuseffekt og human toksicitet kan kun forklares ved fremstillingen af kul, som anvendes ved dioxinrensning, hvilket er inkluderet i de nye beregninger. Den eksisterende beregning giver til gengæld en væsentlig øget påvirkning af forsuringspotentialet, hvilket hænger sammen med at der angives udledning af saltsyre (HCl) fra forbrændingen, mens der i den nye beregning antages udledning af klorid (Cl-).

Klik her for at se Figur 11.5

Figur 11.5 Vægtede miljøpåvirkningspotentialer for de tre systemer.
Ressourceforbruget i de tre sammenlignede systemer er præsenteret i figur 11.6. Da der ikke er forskel på billedet for de normaliserede og de vægtede ressourceforbrug er det valgt kun at præsentere de vægtede forbrug. Det fremgår, dels at ressourceforbruget som forventet er meget lavt, dels at det kan relateres til energiforbrug. Det overrasker lidt, at ressourceforbruget for den eksisterende beregning (UMIP PVC) ligger mellem de to ny beregninger. Dette skyldes, at ressourceforbruget i høj grad afspejler behovet for calciumhydroxid ved afsvovlingsprocessen. Det er dog ikke helt klart, hvorfor forbruget af calciumhydroxid er mindre i den eksisterende beregning end i den ny beregning vedr. ren PVC, hvor forbruget er baseret på data fra LCAGAPS.

Klik her for at se Figur 11.6

Figur 11.6 Det vægtede ressourceforbrug for de tre scenarier.
Resultaterne viser en tydelig forskel på miljøpåvirkningspotentialerne fra den eksisterende proces og fra de nye beregninger. Det er klart forventeligt, at toksicitetspotentialerne øges når der tages hensyn til udvaskningen af persistente stoffer fra deponeringsanlæg. Selvom det er forholdsvis små mængder, som udledes i de 100 år som inkluderes, er effekten alligevel påviselig i resultaterne. De virkelig store forskelle ses dog ved inkluderingen af de nye påvirkningskategorier deponeret human toksicitet og deponeret økotoksicitet, som begge får en dominerende rolle i miljøprofilen. Det kan diskuteres om dette potentiale er for højt fordi der specielt for metallernes vedkommende kun er en mindre del af den deponerede mængde som er tilgængeligt for udvaskning, desuden kan det diskuteres om den nu udviklede normaliseringsreference er stor nok, da den udelukkende inkluderet det som deponeres i DK og udelader det dansk producerede affald, som deponeres i udlandet. Den deponerede toksicitet er dog i et vist omfang også udtrykt i den eksisterende proces som farligt affald, som udgør det klart største vægtede miljøpåvirkningspotentiale. Endelig er der forskel i forsuringspotentialet som bør undersøges nærmere med henblik på en vurdering af den reelle emission af klor fra forbrændingsprocessen.

11.2 Sammenligning af el-scenarier

For at vise betydningen af at inddrage håndtering og deponering af restprodukter fra kraft- varmeproduktion er der beregnet et eksempel på el-produktion. Som udgangspunkt er anvendt UMIP-enhedsprocessen ”Dansk elproduktion 1992”. Grunden til at der ikke er anvendt en nyere proces er, at restprodukter og emissioner herfra allerede til en vis grad er inkluderet i de nyere el-scenarier. Det er derfor ikke muligt uden en nøje granskning af processen at inkludere restprodukter uden en risiko for at medregne emissioner m.m. dobbelt.

Der beregnes inputs og outputs til produktion af 1 kWh el i 1992. I standardprocessen i UMIP databasen er håndtering og deponering af restprodukter kun inkluderet som en affaldsmængde. Med udgangspunkt i denne proces er håndtering og deponering af restprodukter inkluderet i en revideret proces. De data for håndtering og deponering af restprodukter, som er anvendt kan genfindes i bilag 2. I figur 11.7 ses de vægtede miljøeffekt-potentialer for de to scenarier ”Dansk el 92” og ”Dansk el 92 revideret”.

Klik her for at se Figur 11.7

Figur 11.7 Vægtede miljøeffektpotentialer for Dansk el 92 og Dansk el 92 revideret. I sidstnævnte er håndtering og deponering af restprodukter fra el-produktionen inkluderet.
Det er stadig valgt at præsentere den deponerede mængde restprodukter da vi ikke har udviklet en normaliseringsreference og en vægtningsfaktor for arealanvendelse.

Som det fremgår af figur 11.7, er den væsentligste forskel på de to systemer, at de deponerede restprodukters potentielle miljøeffekter efter 100 år er blevet inkluderet som deponeret toksicitet. I forhold til de øvrige miljøeffekter er denne dog kun af forholdsvis lille betydning, hvilket tyder på at de udledte metaller pr. kWh er forholdsvis beskedne. På figuren ses også en lille øgning i flere andre effektkategorier. Denne kan tilskrives bidraget fra transport og entreprenørarbejde i forbindelse med håndtering af restprodukterne.

Det var forventeligt, at udledningerne de første 100 år ville have været synlige i ”Dansk el 92 revideret” som persistent toksicitet. Persistent toksicitet virker uforholdsmæssig stor i begge systemer og kan være lidt forkert repræsenteret i de to systemer. Dette skyldes, der i UMIP processen er udledninger til vand af forholdsvis store mængder Zn og Ni og det er ikke helt klart hvorfra disse udledninger kommer og om de evt. skal repræsentere en udvaskning fra restprodukter. Dette kan være årsagen til at der ikke ses større forskel i persistent toksicitet fra de to systemer.

Det er valgt ikke at præsentere ressourceforbrugene, da de eneste forskelle er en smule højere forbrug af råolie i ”Dansk el 92 revideret” på grund af transporten.

Sammenfattende bidrager projektets resultater og metoder i forbindelse med kraft- varmeproduktion, primært til at belyse miljøbelastningspotentialet af det deponerede restprodukt længere ude i fremtiden.

[5] Den eksisterende proces gav meget lavt udslag på drivhuseffekt, hvilket skyldtes, at CO₂ ikke var inkluderet som luftemission. Der blev derfor tilføjet en mængde emitteret CO₂, tilsvarende den ny beregning for ren PVC (1335, 99 g/kg PVC).

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

Version 1.0 December 2004, © Miljøstyrelsen.