|
Livscyklusvurdering af deponeret affald - Del II 17 Hvordan regnes der med deponering af affald i LCA?17.1 vurderingsmetode 17.1 vurderingsmetode17.1.1 Relevansen af at medregne affaldsdeponering i LCAStatus for vores viden om omsætning af materialer i deponeringsanlæg, og de påvirkninger som deponeringsanlæg kan udsættes for i samfundet såvel som fra geologiske påvirkninger er, at der er mange mekanismer, der kan og vil bevirke en spredning af de miljøfarlige stoffer, som er deponeret og vil blive deponeret. Det må derfor anses for sandsynligt, at en væsentlig del af de farlige stoffer, som i dag tilføres deponeringsanlæg på et tidspunkt i fremtiden vil blive spredt i miljøet. Mekanismerne bag denne spredning er flere. Som gennemgået i de foregående kapitler må forudses, at både udvaskning, samfundsmæssige forandringer og geologiske forandringer kan have en betydning. Ren udvaskning uden at deponeringsanlægget påvirkes af andre mekanismer er nok den mekanisme, der har mindst betydning. Selvom koncentration af tungmetaller etc. i perkolat efter lange tidsperioder ikke kendes med sikkerhed i dag, må forventes at udvaskningen af tungmetaller etc. er udstrakt over så langt et tidsforløb, at de resulterende koncentrationer i perkolat er lave og i mange tilfælde - men ikke nødvendigvis altid - lavere end drikkevandskriterierne. Samfundsmæssige forandringer kan påvirke deponeringsanlæg og medføre, at materialer anbragt i deponeringsanlæg i et vist omfang spredes i miljøet. Dette har især betydning for restprodukter såsom forbrændingsslagger og kulflyveaske, der udnyttes og genanvendes i infrastrukturen herunder vej- og havneanlæg, støjvolde m.m. Ved forandringer eller simpelt forfald af disse anlæg må påregnes, at restprodukterne med deres indhold af tungmetaller etc. i større eller mindre omfang spredes i miljøet. Geologiske forandringer vil givetvist omfatte de mekanismer, der medfører de største påvirkninger. Kyst- og floderosion, istider, jordskælv, pladetektonik samt andre erosionsmekanismer kan på forskellig vis bidrage at ødelægge deponeringsanlæg og sprede det deponerede affald i miljøet. I det uendelige tidsperspektiv er intet deponeringsanlæg beskyttet mod erosion. Mennesker kan dog selvfølgelig vælge at forebygge erosion af deponeringsanlæg i en ubegrænset fremtid, forudsat at mennesker er tilstede i denne fremtid og evner at bekymre sig om deponeringsanlæg etableret i forfædrenes tid. Effekten af denne spredning af miljøfarlige kemiske stoffer vil dog i mange tilfælde være vanskelig at forudse, da den afhænger af den fortynding, der finder sted i det enkelte tilfælde og derfor reelt afhænger meget stærkt af de lokale forhold og de spredningsmekanismer, der har betydning i det enkelte tilfælde. Det må antages, at den påvirkning, der reelt finder sted, kan variere fra en meget koncentreret påvirkning med store effekter til en meget svag og i praksis betydningsløs påvirkning. Det må derfor anses for logisk at konkludere, at deponering af miljøfarlige kemiske stoffer repræsenterer et potentiale for en miljøeffekt engang i fremtiden, som i princippet kan være dagen i morgen såvel som om flere hundrede mio. år. De rigtigt store påvirkninger, som fx er knyttet til istider, ligger dog formodentlig mindst et par hundrede år frem i tiden, mens kyst- og floderosion ligger fra få hundrede til mange millioner år ud i fremtiden. Selvom miljøeffekten først finder sted engang i fremtiden repræsenterer denne effekt konsekvenserne af et valg foretaget af producenter i dag. Væsentligt er at der tale om et valg. Producenterne kunne vælge anderledes. De kunne vælge at sammensætte produkter uden brug af persistente miljøfarlige stoffer såsom tungmetaller eller at undgå driftsmidler eller produktionsprocesser, hvorved der opstår persistente miljøfarlige stoffer som affald. Det må derfor anses for relevant, at miljøkonsekvenserne af dette valg kan beskrives og medregnes i LCA. 17.1.2 Sammenligning af miljøpåvirkninger i fremtiden med miljøpåvirkninger, der sker i dag.Spørgsmålet om en påvirkning, der foregår ud i fremtiden, skal vægtes lige så højt som en spredning, der sker i dag er bl.a. et spørgsmål om, hvor længe det deponerede affald kan opfattes som et deponeringsanlæg og dermed som efterladenskaber for menneskelig aktivitet og hvornår anlægget reelt er integreret i miljøet. Her skal foreslås den definition, at deponeringsanlægget først kan betragtes som en naturlig del af miljøet i det øjeblik, det ikke længere er muligt med sikkerhed at udpege enkeltdele som efterladenskaber af menneskelig aktivitet. Så længe man kan genkende menneskeskabte materialer (fx et stykke PVC) er der tale om efterladenskaber af menneskelig aktivitet. Er materialerne derimod nedbrudt og spredt diffust i miljøet eller har været udsat for mineralogiske processer giver det ingen mening at tale om efterladenskaber af menneskelig aktivitet længere. Om en miljøpåvirkning, der finder sted engang ud i fremtiden, skal vægtes lige så højt som en miljøpåvirkning, der foregår i dag, er dog i praksis også et holdningsmæssigt spørgsmål. De to hovedlinier i argumentationen omkring dette spørgsmål kan sammenfattes som følger:
Det er indlysende, at den første type argumentation fører frem til, at emissioner fra deponeringsanlæg på uendelig langt sigt i princippet skal tillægges stort set samme vægt som emissioner, der finder sted i dag. Tilsvarende fører den anden type af argumentation frem til, at det er overflødigt at beskæftige sig med emissioner fra deponeringsanlæg på langt sigt. Det er ikke muligt ud fra neutrale ikke-holdningsbaserede argumenter, at identificere en klar logisk vægtning mellem en miljøpåvirkning, der finder sted i dag versus en påvirkning der finder sted i fremtiden. Som beskrevet i det følgende er derfor valgt at foreslå en metodeløsning, som giver mulighed for at tilgodese begge ovennævnte synspunkter, som i denne sammenhæng må påregnes at repræsentere yderpolerne. Diskussionen er afslutningsvist taget op på ny i afsnit 5.6.4 - fortolkning af resultater, hvor forfatternes anbefalinger til fortolkning af resultater er præsenteret. 17.1.3 Forslag til vurderingsmetodeMed baggrund i den erkendelse, at der på mange måder er tale om et holdningsmæssigt valg, som skal træffes af beslutningstageren, er her valgt at pege på den metodeløsning, at der defineres 2 nye påvirkningskategorier:
Begge disse kategorier repræsenterer den giftvirkning, som kunne komme til udfoldelse en gang i fremtiden i takt med at materialerne i deponerings-anlægget nedbrydes og de miljøfarlige kemiske stoffer gøres tilgængelige for udvaskning eller at anlægget i øvrigt påvirkes på en måde således at dets indhold af miljøfarlige kemiske stoffer frigives til miljøet. I og med at der er tale om potentialer er underforstået, at de miljøfarlige kemiske stoffer ikke nødvendigvis vil blive frigivet fra alle deponeringsanlæg, eller at de ikke nødvendigvis vil blive frigivet på en måde, der gør at de optræder i miljøet i en koncentration, der medfører registrerbar miljøpåvirkning. At den deponerede toksicitet opgøres som separate påvirkningskategorier, som det står beslutningstageren frit for at tillægge betydning eller ej, giver den fordel, at det reelt overlades til beslutningstageren at træffe det dermed forbundne politiske valg. Det skal dog understreges, at de nye påvirkningskategorier skal opfattes som en udvidelse af de eksisterende påvirkningskategorier for human og økotoksicitet i UMIP. Selvom der er indført 2 nye kategorier er der således ikke tale om, at human og økotoksicitet som helhed skal tillægges større betydning sammenlignet med de øvrige kategorier i UMIP såsom drivhuseffekt osv. I forhold til den nuværende LCA-metodepraksis, hvor de potentielle miljøpåvirkninger på langt sigt af deponering af miljøfarlige kemiske stoffer reelt glemmes giver det her præsenterede forslag til metodeløsning den fordel, at disse miljøpåvirkninger nu kvantificeres hvilket medfører at beslutnings-tageren dels opnår et kvantitativt mål for problemets omfang og dels tvinges til at tage stilling til om denne miljøpåvirkning skal tillægges betydning eller ej. 17.2 De nye påvirkningskategorierI UMIP-metoden er påvirkningskategorien "human toksicitet" defineret som aggregering af tre underkategorier, som dækker luft henholdsvis vand og jord. Tilsvarende tages der med påvirkningskategorien "økotoksicitet" hensyn til både vand og jord. Tilsvarende skal her foreslås, at påvirkningskategorien "deponeret human-toksicitet" defineres som summen af følgende tre underkategorier:
mens påvirkningskategorien " deponeret økotoksicitet" defineres som summen af følgende to underkategorier:
De 2 nye påvirkningskategorier supplerer således de eksisterende påvirkningskategorier for sundhed og økosystemer. Dette afspejles også i benævnelsen af de nye underkategorier, hvor der er tilføjet et ”-d”, der angiver at der er tale om emissioner til deponi. Den eneste forskel i forhold til de eksisterende kategorier er, at det for deponeret toksicitet er valgt at se bort fra den akutte påvirkning af akvatiske økossystemer (i UMIP benævnt ”etwa”). I den originale UMIP-metode er denne påvirkningskategori rettet mod at identificere udledninger, der har en akut effekt på lokale økosystemer tæt på en producent, og er derfor kun af marginal relevans, når det drejer sig om en vurdering af potentielle effekter, der ligger langt ude i fremtiden. Udeladelse af dette element vil med stor sandsynlighed ikke have en væsentlig indflydelse på konsekvenserne af en LCA. Er antallet af underkategorier for stort? Dette er ikke tilfældet (jf. afs. 17.6.4) og det har været overvejet, om det var praktisk muligt at begrænse antallet af underkategorier for deponeret toksicitet. Som det imidlertid fremgår af resultaterne for beregning af normaliseringsreferencerne for deponeret toksicitet (jf. afs. 17.4), vil udeladelse af enkelte underkategorier have stor betydning for den giftvirkning, der tillægges de enkelte kemiske stoffer, da effektpotentialet i forhold til de forskellige miljøer kan variere stærkt fra stof til stof. Fx er kviksølv det eneste kemiske stof, som regnes at have et effektpotentiale via luft. Deponeret human toksicitet via grundvand Principperne for eksponerings- og effektvurdering af human toksicitet via grundvand er beskrevet i /Hauschild & Wenzel, 1998/, men der er ikke foretaget en beregning af relevante effektpotentialer. For at effekttypen skal være operationel i vurderingen kræves det, at der etableres en metode til at vurdere stoffernes skæbne i jord, specielt omkring udvaskning til grundvand og transport heri, samt at der efterfølgende beregnes en normaliseringsreference. Dette er en forholdsvis arbejdskrævende opgave, som ikke har kunnet gennemføres indenfor projektets budget- og tidsrammer. Jord er f.eks. meget inhomogen og udvaskningen fra/gennem jord kan variere meget indenfor relativt korte afstande. Der vil også være stor forskel på grundvandspejlets dybde, om der er flere grundvandsmagasiner, hvor langt der er til kysten, osv. En beregning af, hvor stor en koncentrationsforøgelse, der vil være resultatet af at deponere en vis mængde toksiske og persistente stoffer, vil derfor skulle baseres på en forholdsvis avanceret modellering. Operationalisering af denne effektkategori foreslås derfor at være et (vigtigt) element i den fremtidige udvikling og forbedring af UMIP-metoden, idet man dog skal være opmærksom på, at en vurdering med stor sandsynlighed vil være mere usikker end vurderingen af human toksicitet og økotoksicitet. Indtil der kan foretages en kvantitativ vurdering er det derfor kun muligt at holde følgende overordnede elementer i en vurdering for øje:
17.3 Beregning af effektpotentialerBeregningen af effektpotentialer vil i princippet ske som for UMIP-metoden i dag, d.v.s. at de mængdemæssige bidrag fra enkeltstoffer multipliceres med effektfaktoren for det pågældende stof, hvorefter der summeres for hvert delmiljø:
hvor Til de nye påvirkningskategorier knytter der sig nogle specielle forhold og antagelser: Det påregnes, at toksicitetseffekter, der er knyttet til deponering af persistente stoffer reelt set alene forekommer i et tidsperspektiv, der er længere end 100 år. Hvad der måtte forekomme i et tidsperspektiv kortere end 100 år vurderes som marginalt og stort set betydningsløst. De effektpotentialer, som knyttes til de nye effektkategorier skal så vidt muligt afspejle de påvirkninger af miljøet, som finder sted ved frigivelsen af de toksiske stoffer fra deponeringsanlæg på længere sigt. Påvirkningen af miljøet vil i variere med anlæggets placering og den begivenhed, som forårsager frigivelsen, men i den praktiske beregning af effektpotentialet antages det som basisscenarie, at hele deponeringsanlæggets indhold af toksiske stoffer frigives på en gang. Den diskussion af mulige begivenhedsforløb for deponeringsanlæg, der er foretaget i de foregående kapitler viser, at der reelt kan forekomme en lang række forskellige forløb, som varierer fra udvaskning til istider og andre former for erosion. De berørte miljøer vil i alle tilfælde være jord og vand. Den præcise fordeling mellem jord og vand kendes ikke og kan næppe forudses. Her skal foreslås, at belastningen regnes med 50% til jord og 50% til vand, idet denne fordeling også er anvendt i beregningen af normaliseringsreferencerne. Vedrørende effektfaktorer henvises til afsnit 17.5.2. 17.4 Normaliseringsreferencer17.4.1 Deponeret økotoksicitetDe beregnede normaliseringsreferencer for deponeret økotoksicitet (vand-akut (etwa-d); vand-kronisk (etwc-d); jord-kronisk (etws-d)) vist i tabel 17.1. Grundlaget for beregningerne fremgår af bilag 6. Tabel 17.1. Normaliseringsreferencer for deponeret økotoksicitet.
Den relative fordeling mellem de forskellige bidrag fremgår af tabel 17.2. Tabel 17.2. Procentvise bidrag til normaliseringsreferencen for deponeret økotoksicitet
Som det fremgår af de to tabeller, kommer de vigtigste bidrag til kronisk økotoksicitet i vand fra kobber og kreosot i imprægneret træ. De to bidrag udgør tilsammen mere end 90%, mens de resterende få procent kommer fra tungmetallerne. Et lignende billede ses for akut økotoksicitet i vand. De væsentligste bidrag til kronisk økotoksicitet i jord kommer også fra diverse kobberkilder samt kreosot. I denne påvirkningskategori giver nikkel, cadmium og arsen også et signifikant bidrag, mere end 4% for hvert stof. 17.4.2 Deponeret Human ToksicitetI tabel 17.3 er vist de beregnede normaliseringsreferencer for deponeret human toksicitet via jord (hts-d), vand (htw-d) og luft (hta-d). Grundlaget for beregningerne fremgår af bilag 6. Tabel 17.3. Normalseringsreference for deponeret human toksicitet
I tabel 17.4 er vist den procentvise fordeling af bidragene. Tabel 17.4. Procentvise bidrag til normaliseringsreferencen for human toksicitet
Som det fremgår af de to tabeller, tegner der sig følgende billede af de enkelte fraktioners vigtighed: Deponeret toksicitet via luft (hta-d): Kviksølv er den eneste bidragsyder indenfor denne kategori. Årsagen til dette er, at en udledning fra deponier vil ske til vand og jord (50/50), og at et stof derfor skal kunne fordampe for at give et bidrag. Kun kviksølv er vurderet til at kunne fordampe i en grad, der kan påvirke menneskers sundhed via luft. Deponeret toksicitet via vand (htw-d): I denne påvirkningskategori dominerer bly med omkring 50% af det samlede bidrag, men også kviksølv, kobber, cadmium og dioxin giver signifikante bidrag. Deponeret toksicitet via jord (hts-d): I denne påvirkningskategori er arsen dominerende med 2/3, mens chrom tegner sig for den største del af det resterende bidrag. 17.4.3 Overordnede konklusionerDe nye påvirkningskategorier og dertil hørende normaliseringsreferencer giver et interessant overblik over de samlede mængder af deponeret toksicitet og økotoksicitet og kilderne til disse. Når man ser på kilderne til den deponerede økotoksicitet er det interessant at bemærke, at kreosot i sveller og master er en meget væsentlig bidragsyder med hensyn til både jord- og vandbelastning. Mængden af PAH i kreosot er så stor, at andre PAH-bidrag, f.eks. fra bildæk, bioaske mv. bliver insignifikante i denne sammenhang. Med hensyn til belastning via vand er kobber den anden dominerende bidragsyder. Det har ikke været muligt indenfor projektet at gå i detaljer med oplysningerne i den massestrømsanalyse, der ligger til grund for beregningen, f.eks. hvilke produkttyper der rent faktisk ender på deponi og hvorfor, men en sådan viden vil både kunne anvendes i et fremadrettet arbejde og i en opdatering af normaliseringsreferencen. Det er klart, f.eks. fordi kobber er på listen over uønskede stoffer, at Miljø-styrelsen er opmærksom på nogle af de miljømæssige problemer, der er knyttet til kobber i affaldskredsløbet. Den mængde, der vil blive deponeret i fremtiden, kan derfor forvente at blive mindre som følge af en fokuseret indsats på f.eks. elektronikskrot-området, men bliver formodentlig ikke så lille, at den deponerede kobber ikke vil udgøre et potentielt problem med hensyn til økotoksiske effekter på meget langt sigt. Med hensyn til deponeret økotoksicitet via vand er kobber også en vigtig bidragsyder, sammen med arsen, nikkel og cadmium. Heller ikke her har det været muligt at gå i detaljer med kilderne på en mere detaljeret måde. Når det drejer sig om deponeret human toksicitet er det metallerne, der udgør den største belastning, om end der tegner sig et lidt diffust billede. Kviksølv er den eneste bidragsyder via luft; bly, kobber kviksølv og cadmium er sammen med dioxin de vigtigste bidragsydere via vand, og arsen og chrom de vigtigste bidragsydere via jord. Dette betyder, at der ikke kan peges på en produktrettet strategi, hvor der kan opnås en mindre belastning i alle (eller mange) påvirkningskategorier ved at fokusere på et enkelt (eller få) produktområder. Til gengæld betyder det diffuse billede også, at det har været relevant at have et bredt fokus for både renere teknologi og renere produkt-indsatserne, simpelthen fordi der også i virkelighedens verden er en lang række bidragsydere til fremtidens problemer. 17.4.4 Sammenligning med de ”almindelige” normaliseringsreferencerNye normaliseringsreferencer for vurdering af "nuværende" toksicitet (dvs. human toksicitet og økotoksicitet, som er knyttet til nuværende emissioner fra aktiviteter i samfundet og som indgår i beregningen af human toksicitet og økotoksicitet i UMIP) er netop udviklet. Der henvises til /Christensen/ og /Tørslev/. En sammenligning mellem disse referencer og de her præsenterede normaliseringsreferencer for deponeret toksicitet viser nogle store forskelle i deres størrelsesordner. Disse forskelle har dog en naturlig forklaring, som beskrevet i det følgende. Human toksicitet For bidraget til human toksicitet via vand (htw og htw-d) er de to normaliseringsreferencer af samme størrelsesorden. I praksis betyder det, at de årlige udledninger af tungmetaller og dioxin fra diverse aktiviteter inkl. rensningsanlæg og atmosfærisk nedfald sammen med udledninger af overfladeaktive stoffer er lige så belastende som den deponerede toksicitet, hvor bly og andre metaller udgør mere end 80% af det samlede bidrag. For bidraget til human toksicitet via jord (hts og hts-d) er den deponerede toksicitet en faktor 10 større end toksiciteten af de ”almindelige” udledninger. For den deponerede toksicitets vedkommende er det arsen fra diverse kilder, incl. imprægneret træ, der er hovedkilden, og alene dette bidrag overstiger i størrelse det samlede bidrag fra udbringning af slam med overfladeaktive stoffer plus atmosfærisk nedfald af tungmetaller og dioxin. Der er altså tale om ganske betydelige mængder giftige stoffer, der deponeres. Økotoksicitet For økoksicitet via jord er normaliseringsreferencen til gengæld en faktor 1000 mindre end for den almindelige økotoksicitet. Her er den væsentligste forskel, at bekæmpelsesmidler ikke indgår i den deponerede økotoksicitet, mens det er en meget væsentlig faktor i almindelig terrestrisk økotoksicitet. 17.5 VægtningSluttrinnet i UMIP-metoden er en vægtning af de normaliserede resultater. Vægtningsfaktoren beregnes for hver påvirkningskategori som forholdet mellem påvirkningspotentialet i et referenceår og i et målsætningsår, og afspejler de politisk fastsatte reduktionsmål for en given påvirkningskategori. På affaldsområdet findes der en lang række målsætninger i oplægget til Regeringens Affaldsstrategi 2005-2008 /MST 2003d/. Det er imidlertid ikke muligt uden en meget stor arbejdsindsats at beregne, hvor stor en reduktion i deponeret toksicitet og økotoksicitet, som målsætningerne vil forårsage. Årsagen til dette er, at Regeringens Affaldsstrategi fokuserer på affaldsfrak-tioner og ikke de enkeltkomponenter i affaldet, som giver anledning til miljø- og sundhedsbelastningen. Der skal med andre ord laves en detaljeret analyse af indholdet af belastende stoffer i hver enkelt fraktion som følge af nye regler for udsortering, samtidigt med at størrelsen af disse fraktioner skal estimeres. Som et surrogat for en vægtningsfaktor beregnet efter de ovenstående retningslinier foreslås det at anvende mere overordnede ”målsætninger” eller aktuelle resultater. Som en indikator for de politiske målsætninger kan bruges at den danske implementering af EU's deponeringsdirektiv forventes at medføre nedlukning af 40-60 af de i dag ca. 150 bestående anlæg inden 2009. Hvis det antages, at der lukkes 50 anlæg, vil vægtningsfaktoren således blive 150/100 = 1,5. Denne vægtningsfaktor afspejler udviklingen fra nu og til 2009, og er derfor ikke helt i tråd med de vægtningsfaktorer, der i øvrigt anvendes i UMIP. En lidt højere vægtningsfaktor fremkommer, hvis man sammenligner mængden af deponeret affald i 1993 og 2001, henholdsvis 2,5 mio tons og 1,4 mio tons. Disse tal kan inter- og ekstrapoleres til, at der blev deponeret 2,36 mio tons i 1994 (referenceåret for opdateringen af UMIP's metodegrundlag) og der kan forventes at blive deponeret 0,98 tons i 2004, der er det nye målsætningsår i UMIP. Med disse to tal bliver vægtningsfaktoren for deponeret toksicitet og økotoksicitet 2,4. Det anbefales at bruge den sidstnævnte vægtningsfaktor, indtil der eventuelt kan gennemføres en mere præcis analyse af de forventede resultater af Regeringens Affaldsstrategi. Det skal dog understreges, at der i denne vægtningsfaktor er antaget, at sammensætningen af det deponerede affald er uændret i perioden fra 1994 til 2004, og at det alene er mængderne, der reduceres. Dette er en sandhed med mange modifikationer, idet en del fraktioner sikkert ikke vil blive ændret væsentligt med hensyn til vægt og sammensætning, mens andre fraktioner helt eller næsten helt vil indgå på anden måde i affaldshåndteringen. Vægtningsfaktoren skal derfor først og fremmest anvendes i beregningerne som en indikation af, at affaldsområdet, herunder giftige stoffer på deponi, rent faktisk har en stor politisk bevågenhed. 17.6 Operationalisering17.6.1 Relevante stoffer og stofgrupperEn række mere eller mindre velkarakteriserede stoffer og stofgrupper er relevante at medtage i beregningen af de nye påvirkningskategorier. I den nedenstående tabel 17.5 er angivet, i hvilken forbindelse, de enkelte bidragsydere er relevante. Tabel 17.5. Relevante stoffer i en vurdering af deponeret økotoksicitet og human toksicitet.
Tabellen skal forstås på den måde, at et ”(x)” indikerer, at bidraget med stor sandsynlighed er af mindre betydning og fravær af en markering betyder, at oplysninger om tilstedeværelse af stofferne i den pågældende fraktion med meget stor sandsynlighed ikke vil kunne findes. Hvis der findes viden om deres eksistens og mængder, skal dette naturligvis indgå i beregningerne, ligesom det vil være naturligt at lade denne viden indgå som et element i UMIP-databasen. Udover de deponeringssituationer, der er nævnt i tabel 17.5 vil det for alle grundstoffer også være relevant at overveje indholdet i restprodukter fra mine- og ekstraktionsprocesser. For dioxin og PAH er det tillige relevant at overveje indholdet i restprodukter fra alle former for forbrændingsprocesser herunder ildebrande. 17.6.2 EffektfaktorerEffektfaktorer for de kemiske stoffer, der indgår i beregningen af normaliseringsreferencerne fremgår af tabel B6-5 og B6-6 i bilag 6. For andre metaller og en del andre stoffer er disse faktorer angivet i UMIP-bøgerne /Hauschild & Wenzel, 1998/, ligesom de findes i den mest opdaterede version på LCA Centers hjemmeside, www.lca-center.dk. For ”andre persistente og giftige stoffer” vil det dog ofte ikke være muligt at finde de ønskede effektfaktorer. I sådanne tilfælde er må de beregnes efter de retningslinier, der findes i /Hauschild og Wenzel, 1998/. 17.6.3 Beregninger i praksisBeregningen af bidrag til de nye påvirkningskategorier adskiller sig ikke fra beregningen af andre påvirkningskategorier. I praksis er der dog den forskel, at de gamle påvirkningskategorier er inkluderet i diverse LCA-værktøjer som UMIP-LCV, SimaPro og – i løbet af 2003 – også i GaBi. Det kræver derfor en ekstra indsats, før der kan opnås resultater for de nye påvirkningskategorier. Indtil de nye påvirkningskategorier er inkluderet i diverse LCA-værktøjer, anbefales det at foretage beregningerne i et regneark. Dette er forholdsvis simpelt, idet det primært er et modelleringsproblem at beregne, hvor store mængder af de relevante stoffer, der deponeres. Overordnet er modelleringen eksemplificeret i beregningen af normaliseringsreferencen, f.eks. ved beregningen af bidraget fra kreosot i imprægneret træ (jf. bilag 6). Tabel 17.6. Fordeling i metaller i forskellige fraktioner efter affaldsforbrænding (M. Grinderslev, dk-TEKNIK, pers. komm.)
I praksis er det naturligvis nødvendigt, at de stoffer, der bidrager til kategorierne, rent faktisk indgår i en LCA-opgørelse. Dette er kun tilfældet i begrænset grad, blandt andet fordi opgørelser i UMIP-databasen vedrørende restprodukter, slagge og aske fra diverse forbrændingsprocesser ikke på nuværende tidspunkt er karakteriseret med hensyn til indhold af tungmetaller og dioxin. I det følgende gives der derfor nogle grundlæggende data, der kan anvendes til at estimere bidrag fra metaller, der går gennem et affaldsfor-brændingsanlæg. I /Erichsen og Hauschild, 2000/ er de produktspecifikke emissioner af en lang række metaller samt kulstof, chlor og svovl til slagge og flyveaske, spildevand/slam og luft beregnet for forskellige affaldsforbrændings- og rensningsteknologier. Denne rapport er i 2003 blevet anvendt som grundlag for at udarbejde et gennemsnit for metal-emissioner fra forbrænding i danske affaldsforbrændingsanlæg. Disse er imidlertid endnu ikke indarbejdet i UMIP-databasen, og de gengives derfor i tabel 17.6. Som et eksempel på anvendelse af tallene i tabel 17.6 vil forbrænding af et kilo nikkel i produkter medføre, at der deponeres 890 g med slagger og 90 g med flyveaske, i alt 980 g. Metaller, dioxiner og PAH findes også i restprodukter fra energiproduktion, baseret på fossile brændsler og biobrændsler. Det præcise indhold er ikke blevet opgjort i dette projekt, men kan eventuelt beregnes på baggrund af oplysninger i de massestrømsanalyser, der er brug ved beregningen af normaliseringsreferencerne, samt oplysninger fra deltagerne i projektet ”Livscyklusvurdering af dansk el og kraftvarme”. For ”Andre persistente og giftige stoffer” foreslås den grundlæggende antagelse at være, at de omdannes ved forbrændingsprocessen og derfor ikke deponeres med slagge og flyveaske. Luftbårne emissioner som følge af forbrændingen indgår ikke i de nye påvirkningskategorier, men skal ideelt set være en del af beregningerne af de gamle kategorier. I det omfang de ovenstående metaller, PAH og ”Andre persistente og giftige stoffer” indgår i produkter, der deponeres direkte, skal hele den deponerede mængde indgå i beregningerne. Det vanskeligste element i dette er måske at modellere produkternes fordeling på genbrug, genanvendelse, affaldsfor-brænding og deponering. Den nødvendige viden kan i visse tilfælde fremskaffes gennem affaldsstatistikker o.l., men vil ofte skulle baseres på diverse antagelser. Disse kan ikke generaliseres, men det vil ofte være hensigtsmæssigt at gennemføre en følsomhedsanalyse, der belyser vigtigheden af de valgte antagelser. 17.6.4 Fortolkning af resultaterDe nye påvirkningskategorier skal opfattes som en udvidelse af de eksisterende påvirkningskategorier for human og økotoksicitet i UMIP. Selvom der er indført 2 nye kategorier er der således ikke tale om at human og økotoksicitet skal tillægges større betydning sammenlignet med de øvrige kategorier i UMIP såsom drivhuseffekt osv. Der er derimod tale om, at beregningen af toksicitet gøres mere dækkende end før, i kraft af at det nu er muligt at tage hensyn til, om der i forbindelse med produktion, brug eller bortskaffelse af produkter sker en deponering af persistente miljøfarlige kemiske stoffer, som rummer et potentiale for en giftvirkning, der kunne blive realiseret engang i fremtiden. Hensigten med at medtage disse påvirkningskategorier i UMIP-metoden, er at minimere de miljøproblemer, der efterlades til vores efterkommere og andre biologiske organismer, der måtte bebo jorden i fremtiden, og som er forårsaget af de valg, der i dag og i fremtiden træffes ved produktion, brug og bortskaffelse af produkter. I kraft af at deponeret human og økotoksicitet repræsenterer en mulig giftvirkning engang i fremtiden, mens almindelig human og økotoksicitet repræsenterer en giftvirkning, der finder sted i dag, skal det anbefales, at der generelt lægges større vægt på almindelig toksicitet end på deponeret toksicitet. Dette kan fx opnås ved at bruge følgende forslag til fortolkningsprocedure:
Denne procedure kan følges uanset om der vurderes ud fra normaliserede data eller vægtede data.
|
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
