| Forside | | Indhold | | Forrige |

Livscyklusvurdering af deponeret affald - Del II

Bilag 6

Grundlag for beregning af normaliseringsreferencer

B6.1 Indledning

Det er en forudsætning for at kunne håndtere de nye påvirkningskategorier i UMIP, at der er udarbejdet en normaliseringsreference, hvorved der kan opnås et indtryk af den relative størrelse af påvirkningspotentialerne.

Beregningen af en normaliseringsreference for de nye påvirkningskategorier følger den samme fremgangsmåde som ved beregningen af normaliseringsreferencen for andre påvirkningskategorier i UMIP-metoden.

Grundlæggende beregnes en normaliseringsreference ved at summere de årlige bidrag fra de stoffer, der bidrager til den pågældende påvirkningskategori:

hvor:
m_i er den udledte mængde af stoffet i (”udledt” = ”deponeret”)
EF_i er ækvivalensfaktoren for stoffet i
N er antallet af personer i det relevante geografiske område

For de nye påvirkningskategorier er der tale om deponerede udledninger, der eventuelt vil blive aktuelle på langt eller meget langt sigt. Dette ændrer dog ikke ved det overordnede princip, og heller ikke ved, hvordan bidrag til påvirkningskategorien beregnes i selve opgørelsen. Det skal også bemærkes, at de anvendte ækvivalensfaktorer er de samme som dem, der anvendes i vurderingen af de hidtidige påvirkningspotentialer.

Normaliseringsreferencen beregnes ideelt på baggrund af indholdet af specifikke (miljøfarlige, sundhedsskadelige, persistente) stoffer i de materialetyper/affaldsfraktioner, der bidrager til de nye påvirkningskategorier:

• Polymerer, herunder både plast og gummi
• Glas herunder glasuld
• Lertøj, keramik o.lign., herunder tegl
• Metaller
• Slagger og lign. restprodukter fra termiske processer
• Sten og lign., herunder stenuld, kalk og gips
• Forurenet jord
• Tjære og tjærebaserede materialer
• Trykimprægneret træ

Denne fremgangsmåde er meget tidskrævende, hvis der overhovedet kan skaffes de nødvendige oplysninger. I stedet er det valgt at bruge mere overordnede opgørelser, primært massestrømsanalyser, hvor der allerede er taget stilling til en lang række af de elementer, der naturligt vil være i en beregning af denne art. Massestrømsanalyserne er suppleret med specifikke opgørelser af en række elementer, der som udgangspunkt har været betragtet som potentielt vigtige bidragsydere.

Det skal bemærkes, at hvert af elementerne i beregningen er behæftet med en forholdsvis stor usikkerhed. En opgørelse med udgangspunkt i en massestrømsanalyse har naturligvis som minimum den samme usikkerhed, som gælder for den basale reference, og de mere specifikke opgørelser har en usikkerhed, der mindst er af samme størrelsesorden.

I det følgende gives der for hvert af de pågældende materialer/fraktioner et overblik over de tre elementer: Indhold, samlet deponimængde og ækvivalensfaktorer for human toksicitet og økotoksicitet.

B6.2 Polymerer, herunder både plast og gummi

Langt de fleste af de polymermaterialer, der anvendes i dag, vil blive betragtet som forbrændingsegnet affald og må derfor ikke deponeres. De vigtigste undtagelser fra denne hovedregel er halogenerede plasttyper (først og fremmest PVC og PVDC) og andre plasttyper, hvor der er anvendt halogener som flammehæmmere (først og fremmest bromerede flammehæmmere). En tredje undtagelse er gummidæk, hvor der i dag ikke er genanvendelses- eller forbrændingskapacitet til hele affaldsmængden, og hvor en betydelig del derfor må deponeres.

Plast

For PVC og PVDC's kan indholdet af tungmetal i stabilisatorer og pigmenter udgøre et væsentligt bidrag til normaliseringsreferencen. Både bly og cadmium, der antages at være de væsentligste bidragydere, er imidlertid medtaget i normaliseringsreferencen gennem mere overordnede massestrømsanalyser, og skal derfor ikke også medtages her. Det bemærkes, at massestrømsanalyserne også omfatter forbrug af tungmetaller i andre plasttyper, og at der i beregningerne ikke skelnes mellem, om tungmetallerne deponeres i en plast-matrix eller som restprodukter/slagge fra affaldsforbrænding.

For plasttyper, hvor der anvendes bromerede flammehæmmere, må det påregnes at disse på et eller andet tidspunkt vil blive frigivet. Basisplasten, f.eks. ABS (acrylonitril-butadien-styren) eller PC (polycarbonat), er meget stabil og det er derfor relevant at antage, at nedbrydningen først vil finde sted på langt sigt. Gruppen af bromerede flammehæmmere har meget forskellige fysisk-kemiske og toksikologiske egenskaber, og vil derfor også have meget forskellige påvirkningspotentialer. Der er ikke i UMIP-metodens datagrundlag beregnet effektfaktorer for hverken toksiske eller økotoksiske påvirkninger, og de bromerede flammehæmmere er derfor heller ikke medtaget i beregningen af relevante normaliseringsreferencer, hverken i UMIP eller det nærværende projekt.

Forbruget af bromerede flammehæmmere med færdigvarer i Danmark var i 1997 på 320-660 tons. Tetrabrombisphenol A (TBBPA) og derivater deraf tegnede sig for omkring halvdelen af forbruget, og forbruget af disse stoffer er stigende. De mest kontroversielle stofgrupper, polybromerede diphenyler (PBB) og polybromerede diphenylethere (PBDE), tegnede sig for henholdsvis ca. 1% og ca. 12% af forbruget med færdigvarer. Der er sket et markant skift væk fra PBDE i dansk produktion og i dele af de importerede varer. Der findes kun en meget begrænset viden om, hvorledes stofferne spredes til miljøet. Modelberegninger tyder på, at den væsentligste kilde til spredning af bromerede flammehæmmere i miljøet er fordampning fra de produkter, hvori de indgår. Der sker ingen genanvendelse af materialer indeholdende bromerede flammehæmmere /Lassen et al., 1999/. Hovedparten af de bromerede flammehæmmere må således forventes enten at ende på et (dansk) deponi, eller at blive eksporteret til forbrænding eller deponering.

De potentielle toksikologiske og økotoksikologiske effekter er beskrevet i Miljøprojekt Nr. 568 /Simonsen et al., 2000/. Som nævnt tegner der sig ikke et entydigt billede af stofgruppen, idet nogle stoffer vides at have et stort potentiale for at forårsage uønskede påvirkninger på mennesker og/eller miljø, andre stoffer vides at være betydeligt mindre belastende, mens der for resten mangler informationer til at foretage en vurdering. De kritiske effekter for påvirkning af mennesker er for nogle af stofferne kræft og reproduktionsskader, og med det signifikante forbrug, der er skitseret ovenfor, er det således sandsynligt, at stofgruppen som helhed vil udgøre et synligt bidrag til normaliseringsreferencen. Det foreslås derfor, at der som led i det videre arbejde med at forbedre UMIP-metoden udarbejdes effektfaktorer for bromerede flammehæmmere. Disse effektfaktorer skal naturligvis indgå i en ”normal” LCA, men skal også anvendes til at gøre normaliseringsreferencen mere præcis.

For alle øvrige plasttyper regnes der som nævnt med, at de ikke ender på deponi i et omfang, der berører normaliseringsreferencen i nævneværdig grad, og der ses derfor bort fra disse i beregningen.

Gummi

For gummis vedkommende udgør bildæk med indhold af først og fremmest PAH men eventuelt også stabilisatorer et potentielt bidrag til normaliseringsreferencen. I 1997 blev 13% af de indsamlede dæk deponeret, svarende til 5.200 tons /MST, 1999a/.

Der er to kilder til PAH i bildæk. Dæk indeholder i størrelsesordenen 10-40% carbon black, der ofte indeholder små mængder PAH fra produktionsprocessen. Forureningsniveauet angives meget forskelligt. Indholdet af benzo(a)pyrene (BaP), der er referencestoffet i de fleste PAH-vurderinger, angives således ifølge /IARC, 1996/ til at være 1,2-9,6, 1,4-3,1 og 0,9-28 i tre forskellige undersøgelser af furnace black som er den type carbon black, der anvendes i bildæk. I beregningen af normaliseringsreferencen er der taget udgangspunkt i en svensk analyse af urenheder i furnace black, citeret efter /IARC, 1996/. Tabel B1-1 viser minimum- og maksimumsværdier i analyserne, gennemsnit (der anvendes i beregningen), potens (TEQ-ækvivalenter) i relation til benzo(a)pyren (efter /Jensen & Blinksbjerg, 2000/), samt samlet bidrag fra de enkelte stoffer i mg BaP-ækvivalenter pr. kg carbon black.

Tabel B6-1. Indhold af PAH i carbon black i bildæk, der deponeres i Danmark (mg BaP-ækvivalenter/kg dæk).

Det samlede bidrag til deponeret toksicitet og økotoksicitet fra 5.200 tons bildæk med et anslået gennemsnitsindhold på 25% carbon black bliver således:

5.200 tons * 25% * 20 mg BaP-ækvivalenter/kg = 26 kg BaP-ækvivalenter

Bildæk indeholder også procesolie, der blandt andet anvendes som blødgører i mængder omkring 10% af dækkenes vægt. Procesolierne er såkaldte HA-olier (højaromatiske olier), der indeholder 3% eller mere af polycycliske aromatiske forbindelser. Disse kan ikke umiddelbart specificeres nærmere, men ifølge den tyske bilindustri udgør PAH i størrelsesordenen 1/1000 af det totale PCA-indhold (polycycliske aromater), hvilket med andre ord er på ppm-niveau /Møller, 2003/. Set i lyset af den ringe betydning af PAH i den samlede normaliseringsreference er det valgt at se bort fra bidraget fra procesolier.

Bidraget fra bildæk omfatter således alene de 26 kg BaP-ækvivalenter fra carbon black.

B6.3 Glas herunder glasuld

Som nævnt tidligere kan mere specielle glastyper som hel- og halvkrystalglas indeholde blyforbindelser, der på langt sigt kan blive udvasket. Den væsentligste kilde til deponeret human og økotoksicitet antages at være konusglas fra fjernsyn og PC-monitorer, der indeholder blymonoxid. Dette bidrag er medtaget under ”metaller”, idet det indgår som et element i massestrømsanalysen for bly, der ligger til grund for beregningen af bidraget fra dette stof.

B6.4 Lertøj, keramik o.lign., herunder tegl

Denne type produkter kan indeholde forskellige tungmetaller i glasuren og i de farvestoffer, der anvendes i glasur. Produkttyperne er omfattet af relevante massestrømsanalyser og bidraget til normaliseringsreferencen er medtaget som beskrevet under ”Metaller”.

Metaller

Som det fremgår af Delrapport IIs og , udgør bidraget fra metaller en væsentlig del af normaliseringsreferencen for alle påvirkningskategorier. Bidraget er primært beregnet på baggrund af oplysninger om deponimængder fra diverse massestrømsanalyser, og har derfor de samme usikkerheder indbygget. De foreliggende data fremgår af tabel B6-2.

Tabel B6-2. Oversigt over massestrømsanalyser, der er anvendt i beregningen

Noter
1. Eneste foreliggende opgørelse for arsen. Udført som screeningsanalyse og derfor i princippet usikker. Den dominerende kilde er kulaske som er rimelig konstant. Bidrag fra trykimprægneret træ er ikke med i opgørelsen, men behandles særskilt i afsnit B1-9. Derfor anses den samlede opgørelse for rimelig pålidelig også for nutidige forhold.
2. I alle årene er foregået en eksport af støv fra røggasrensning fra Stålvalseværket. Dette støv eksporteres officielt til genvinding af især zink. Støvet indeholder tillige 4-5 tons cadmium. Det er usikkert om dette cadmium er genvundet eller reelt blot deponeret i udlandet som restprodukt fra zinkgenvindingen.
3. Den ældste opgørelse fra 1982 er udført som screeningsanalyse og er derfor i princippet usikker. Den nyeste opgørelse må anses for væsentlig mere pålidelig.
4. Forskelle i eksport fra opgørelse til opgørelse beror især på hvilke affaldstyper, der tillades deponeret i tyske saltminer.

Foruden de usikkerhedsmomenter, der er angivet i noterne til tabel B1-2, er der i beregningen en yderligere række faktorer, der har indflydelse på det samlede resultat. Disse diskuteres i de følgende afsnit.

Referenceår

Ideelt burde der altid anvendes det samme referenceår for alle bidrag til normaliseringsreferencen. Mere præcist er idealmålet at udarbejde en normaliseringsreference for 1994, hvorved de nye påvirkningskategorier bedst muligt kan sammenlignes med de ”gamle” kategorier, for hvilke der findes normaliseringsreferencer for 1994.

Massestrømsanalyser for diverse metaller og andre stoffer udkommer imidlertid kun med forholdsvis lange mellemrum. Det betyder, at for nogle metaller er der kun udarbejdet en enkelt analyse, og der er derfor heller ikke mulighed for at extra- eller interpolere de tilgængelige informationer.

Samtidigt er der en tendens til at de deponerede metalfraktioner bliver mindre med årene. De vigtigste årsager til dette er begrænsninger i anvendelsen af metaller som kviksølv, cadmium og bly, og øget genanvendelse af disse og andre metaller som f.eks. kobber. Jo ældre datakilder, der anvendes, jo større bliver normaliseringsreferencen. Det er derfor valgt at bruge den nyeste information hvor muligt, idet dette giver det mest præcise beregningsgrundlag for de belastninger, der vil finde sted i en overskuelig fremtid.

Gennemsnitsværdier

I alle massestrømsanalyser opereres der med skønnede intervaller. Spredningen på disse intervaller kan være en faktor 10 eller mere, hvilket giver et godt udtryk for den usikkerhed, der er i denne type analyser.

I den nærværende beregning er det valgt at bruge middelværdien af det interval, der angives i massestrømsanalyserne. Ved at bruge denne værdi sikres det, at resultatet med stor sandsynlighed er i den rigtige størrelsesorden, hvilket overordnet set regnes for at være tilfredsstillende for denne type af miljøpåvirkninger. I diskussionen af den samlede normaliseringsreference diskuteres valget yderligere, idet det i den forbindelse er muligt at målrette diskussionen mod det eller de stoffer, der bidrager mest.

Deponeringssted

En del af de metaller samt det meste dioxin, der deponeres, eksporteres til andre lande. Dette er for eksempel tilfældet for kviksølv, der eksporteres til specialdeponier i Tyskland og Norge.

Da normaliseringsreferencen principielt beregnes på baggrund af oplysninger af deponerede mængder i Danmark, er det valgt at udelade de eksporterede mængder fra beregningen. Situationen kan dog hurtigt ændre sig, således at det ikke vil være muligt at eksportere de pågældende fraktioner, og at man i stedet må etablere egnede deponier i Danmark. Hvis dette bliver tilfældet, vil nogle normaliseringsreferencer ændre sig markant, for human toksicitet via luft med en faktor 5 og via vand med en faktor 2, mens normaliseringsreferencerne for økotoksicitet ikke ændrer sig væsentligt.

B6.5 Slagger og lign. restprodukter fra termiske processer

De vigtigste bidragsydere til deponeret human- og økotoksicitet er indholdet af metaller. Disse er inkluderet i massestrømsanalyserne, og indgår derfor ikke på som et selvstændigt element. For at få en præcis mængdevurdering henvises der til de originale undersøgelser, hvor det er muligt at differentiere mellem forskellige bidrag, herunder bidrag fra restprodukter fra termiske processer.

Dioxiner

Dioxiner i slagge og restprodukter er også medtaget i normaliseringsreferencen, men bidrager kun marginalt (< 0,02%) til effektpotentialerne med de anvendte effektfaktorer.

PAH

Slagger og aske, specielt fra biomasse- og affaldsforbrænding, indeholder også polycykliske aromatiske hydrocarboner (PAH). På baggrund af opgørelser af deponerede mængder bioaske (11.600 tons) og deres indhold af forskellige PAH-indhold fra forskellige varmeværker /Hansen, under publicering/ kan følgende estimat for deres bidrag til normaliseringsreferencen opstilles (jf. tabel B1-3). Estimatet bygger på en fordeling mellem bundaske, cyclonaske og filteraske på henholdsvis 75%, 10% og 15%, og i beregningerne er der anvendt de højeste værdier, der er målt for de respektive fraktioner. Foruden de viste værdier er der fundet yderligere en række PAH'er, som ikke er medtaget, da der ikke er fundet TEQ-værdier for disse. Samlet set vurderes beregningen at give en indikation af størrelsesordenen for bidraget.

Tabel B6.3 Estimat for PAH-bidrag fra bioaske i mg BaP/tons aske

Med et deponivolumen på 11.600 tons og et indhold af BaP-ækvivalenter på ca. 62 mg/tons er den samlede mængde BaP-ækvivalenter altså i størrelsesordenen 0,7 kg årligt. Dette bidrag er negligibelt i forhold til andre kilder, og der er derfor ikke gjort forsøg på at udarbejde en mere præcis opgørelse, hverken i relation til aske fra biomasseanlæg eller fra affaldsforbrænding.

B6.6 Sten og lign., herunder stenuld, kalk og gips

Er ikke medtaget i beregningen, da der ikke er kendskab til et indhold af persistente miljø- og sundhedsfarlige stoffer, der kan bidrage til normaliseringsreferencen.

B6.7 Forurenet jord

Jord, der er forurenet med tjærestoffer (PAH) og/eller tungmetaller, skal enten renses eller deponeres. I perioden 1996-1999 blev der bortskaffet jord fra i alt 1470 lokaliteter, varierende fra 260 lokaliteter i 1996 til 465 lokaliteter i 1998. For 1999 foreligger der oplysninger om den mængde, der fra 357 lokaliteter blev deponeret på kontrollerede lossepladser og specialdeponier, nemlig 136.448 tons (MST, 2000c). Dette tal antages i de videre beregninger at være repræsentativt, idet det bemærkes, at der vil være store variationer fra år til år ligesom det må forventes, at bidraget til normaliseringsreferencen fra denne type aktivitet bliver mindre med årene, efterhånden som der er ryddet op på de forurenede grunde.

Det antages endvidere i beregningerne, at jorden kun er forurenet med PAH. Omkring 70% af alle lokaliteter er forurenede med olie og tjærestoffer, f.eks. benzin- og servicestationer, olieoplag, autoværksteder, o.l. (MST, 2000c), og det er derfor rimeligt at antage, at bidrag til normaliseringsreferencen fra tungmetaller i forurenet jord er af mindre betydning i denne sammenhæng. Denne antagelse bekræftes af, at hvis al jord var forurenet med kviksølv i en koncentration, der svarer til afskæringskriteriet (3 mg/kg), vil dette give et kviksølvbidrag på 409,5 kg. Set i forhold til at andre kilder bidrager med anslået 300 tons, vil inkludering af kviksølv (og andre tungmetaller) kun give et meget marginalt bidrag til normaliseringsreferencen.

I beregningen er anvendt afskæringskriteriet i Miljøstyrelsens liste over kvalitetskriterier i relation til forurenet jord. Afskæringskriteriet angiver det niveau, hvorover der skal foretages fuldstændig afskæring fra jorden, så befolkningen ikke udsættes for den forurenede jord. Det er antaget, at alt PAH er benzo(a)pyren med en afskæringsværdi på 1 mg/kg. Det skal bemærkes, at denne værdi er en minimumsværdi, og at koncentrationen på enkelte lokaliteter kan være væsentligt højere, op til 5 mg/kg, ligesom flere kommuner og amter har fastsat egne afskæringsværdier. Århus Kommune har således en værdi for ”let forurenet jord” på 2,0 mg/kg for benzo(a)pyren

Den valgte værdi giver imidlertid den rigtige størrelsesorden på bidraget, og deponering af PAH-forurenet jord giver kun et mindre bidrag til normaliseringsreferencerne under alle omstændigheder, idet blandt andet PAH i kresosot bidrager væsentligt mere.

B6.8 Tjære og tjærebaserede materialer

Tjære og dermed også tjærebaserede materialer indeholder store mængder PAH og kan dermed bidrage signifikant til normaliseringsreferencerne for deponeret toksicitet og økotoksicitet.

I /Jaqueline et al., 2002/ peges der på følgende produkttyper, der er relevante i denne sammenhæng:

• Stenkulstjære
  • Vejtjære og tjærebrændt asfalt
  • Tagpap
  • Imprægneret træ
  • Fiskegarn
• Olieprodukter
  • Bitumen og vejasfalt
  • Bitumen og tagpap
  • Trætjære

Stenkulstjære

Frem til 1976 har tjære været anvendt som klæbemiddel i bitumen til asfaltproduktion. Ældre veje blev ofte renoveret ved en overfladebehandling bestående i oversprøjtning med varm tjære eller bitumen og tilførsel af småsten. Vejtjæren blev opblandet med kreosotolie, anthracenolie samt evt. bitumen, 15-85%. Ældre vejmateriale kan indeholde 10% PAH eller mere, men i beregningen af normaliseringsreferencerne er det antaget, at den asfalt, der deponeres, er udlagt efter 1976 og derfor indeholder mere beskedne mængder PAH.

Tjære har været anvendt i produktion af tagpap indtil 1920, hvorefter bitumen er blevet anvendt i stigende grad. Der er ikke fundet oplysninger om den mængde tagpap, der deponeres, men det antages at mængden er marginal i forhold til asfalt. Tagpap indgår derfor ikke i beregningen af normaliseringsreferencen.

Anvendelse af tjære i imprægnering af træ er beskrevet i afsnit . Fiskegarn antages ikke at udgøre et væsentligt bidrag til deponeret toksicitet på grund af den ringe mængde.

Olieprodukter

PAH-indholdet i råolie varierer med oliens oprindelse og geologiske alder, men vil typisk være i størrelsesordenen 10%. Indholdet af benzo(a)pyren er ca. 1000 mg/l.

Råolie anvendes bl.a. til fremstilling af bitumenprodukter, der igen anvendes til produktion af asfalt, tagpap, gummi, isolering af el-kabler og imprægnering af diverse materialer. Mere end 80% anvendes i vejbygning og vejvedligeholdelse /Jaqueline et al., 2002/, og det er derfor kun denne andel, der medtages i normaliseringsreferencen.

Der blev i 2000 produceret 886.000 tons asfaltaffald i Danmark. Af disse blev 14.400 tons deponeret, mens resten blev genbrugt eller genanvendt. Asfalten indeholder 5-8% bitumen og resten stenmaterialer (tilslag).

Bitumen består af et utal af kulbrinter, alkaner, cycloalkaner, aromater, heteroaromater inklusive PAH-forbindelser, svovlforbindelser og små mængder nikkel og vanadium. PAH-indholdet i bitumen er 100-1000 gange lavere end indholdet i kultjære. Benzo(a)pyren finds i koncentrationer fra 0,5-27 mg/kg.

PAH-indholdet i danske asfaltprøver kan i al væsentlighed relateres til brug af vejtjære og bitumen. I prøver af asfalt, der er udlagt før 1969 lå PAH-indholdet (total af 16 PAH-forbindelser) i skærvemastik fra 100 mg/kg – 2500 mg/kg, mens indholdet i pulverasfalt lå mellem 2340 – 10340 mg/kg. I asfalt udlagt efter 1969 var totalindholdet af 16 PAH i skærvemastik mellem 14 og 68 mg/kg, og i pulverasfalt mellem 76 og 730 mg/kg /Kriech et al./.

Beregning af bidraget til normaliseringsreferencerne er behæftet med en del usikkerhed på grund af en række antagelser:

• Udlægningsåret kendes ikke. Der er regnet med, at den asfalt, der deponeres, er udlagt efter 1970 og derfor har et PAH-indhold i den lave ende i forhold til tidligere asfaltbelægninger. Dette kan give en væsentlig underestimering af indholdet, også fordi gamle asfaltbelægninger i stigende bliver genanvendt eller genbrugt.
   
• Fordelingen mellem skærvemastik og pulver asfalt kendes ikke. Der er regnet med en 50/50 fordeling.
   
• PAH-indholdet varierer. Det er valgt at tage gennemsnittet af laveste og højeste værdi, d.v.s . 41 mg/kg for skærvemastik og 403 mg/kg for pulverasfalt, hvilket giver en samlet gennemsnitsværdi på 222 mg PAH/kg asfalt.
   
• Fordelingen på forskellige PAH-forbindelser kendes ikke. Det er valgt at antage at PAH-totalen har en toksisk ækvivalensværdi på 0,119 kg BaP-ækvivalenter/kg total PAH /Christensen og Hoffmann, under publicering/.

Med disse forudsætninger kan det samlede bidrag fra deponering af asfalt beregnes til

17400 tons * 222 mg PAH/kg* 0,119 kg BaP-TEQ/kg PAH = 460 kg BaP-TEQ

B6.9 Trykimprægneret træ

Som nævnt tidligere kan det med rimelighed antages, at de metaller (chrom, kobber og arsen) og kreosot, der tidligere er blevet anvendt til trykimpræg-nering af træ, vil blive frigivet efterhånden som træet bliver nedbrudt. Nedbrydningstiden vil på de fleste depoter være væsentligt længere end 100 år, og normaliseringsreferencen skal derfor i princippet omfatte disse udledninger.

Det trykimprægnerede træ anbringes ganske vist på specialdeponi med henblik på senere genanvendelse, og det er derfor muligt, at udledningerne slet ikke vil finde sted. Da normaliseringsreferencen udregnes på basis af de nuværende forhold, for eksempel at trykimprægneret træ rent faktisk deponeres, er det valgt at medtage bidraget fra trykimprægneret træ i den udstrækning, det er muligt at finde data.

Estimater for de fire væsentligste forureninger beskrives i de følgende afsnit.

Chrom

Kromindholdet i trykimprægneret træ, der ender på deponi, angives i /Hoffmann et al., 2002/ med en ”-”, d.v.s. at det ikke indgår i massebalancen. I rapporten foretages dog to beregninger af de forventede mængder chrom (samt kobber og arsen) fra affald af trykimprægneret træ. De to fremskrivninger viser en deponeret mængde i størrelsesordenen 20 ton/år, hvilket er uden praktisk betydning i forhold til de store mængder chrom, der deponeres med andre typer af affald.

Kobber

Trykimprægneret træ antages i /Lassen et al. ,1996/ at blive deponeret på kontrolleret losseplads, om end mindre mængder på tidspunktet for analysen lev brændt på forbrændingsanlæg. Kobber i trykimprægneret træ er derfor indeholdt i beregningen under ”Metaller”.

Arsen

I den ældre massestrømsanalyse for arsen (MST, 1985) indgår ikke, at trykimprægneret træ med indhold af arsen deponeres. Baggrunden for dette er, at på tidspunktet for analysen havde trykimprægneret træ i Danmark ikke nået den alder, hvor det har udtjent sin funktion og derfor skal bortskaffes.

I /Hoffmann et al., 2002/ indgår en beregning af arsenindholdet i trykimprægneret træ, der bortskaffes. Det estimeres, at den samlede mængde arsen i trykimprægneret træ var ca. 10 ton/år i perioden 1990-95, stigende til 20 ton/år i 2000 og 40 ton/år i 2007. Som et repræsentativt tal for beregningerne vælges 20 ton/år, hvilket giver et lidt for højt estimat for den aktuelle normaliseringsreference, mens det underestimerer bidraget fra arsen i perioden fra 2000 og frem.

Det anslås i rapporten, at 80% af det chromholdige træ vil blive deponeret, og en lignende antagelse for arsen anvendes i dette projekt. Samlet set er der således tale om et ekstra bidrag (ud over det fra massestrømsanalysen) på 16 ton arsen pr. år, hvilket giver et signifikant bidrag til deponeret human toksicitet via jord fra denne fraktion alene.

Kreosot

Betydningen af kreosot-imprægneret træ, der deponeres, kan kun bestemmes med forholdsvis stor usikkerhed. I /Hansen et al., 1997/ findes et estimat for mængden af kreosot, der indgik i produkter i Danmark i 1992, nemlig 110 tons. Denne mængde blev importeret, idet der på dette tidspunkt var indført et forbud mod kreosot-imprægnering i Danmark. I den samme rapport har det angiveligt ikke været muligt at estimere mængden af kreosot, der bortskaffes sammen med sveller og master, der har været hovedprodukterne for anvendelse af kreosot.

I /Andersson & Quistgaard, 2002/ anslås det, at der i perioden fra 2000 til 2010 skal bortskaffes ca. 112.000 tons kreosotbehandlede master og sveller fra NESA, SEAS og Banestyrelsen, svarende til 11.000 tons pr. år. I rapporten angives et kreosotindhold mellem 15 og 75 vægtprocent ved enden af produkternes levetid, og den årlige mængde kreosot, der deponeres vil med disse forudsætninger ligge mellem 1.650 og 8.250 tons.

Kreosot indeholder en lang række aromatiske forbindelser, herunder PAH'er, men fordelingen mellem de mindst 16 forskellige PAH-stoffer, der er fundet i kreosot, varierer meget /Hansen et al., 1997/. I tabel B1-4 er mængden af benzo(a)pyren ækvivalenter beregnet på baggrund af ækvivalensværdier fra /Jensen & Blinksbjerg, 2000/ for en mindre del af stofferne. Der er regnet med et gennemsnitsindhold, beregnet efter oplysninger i /Hansen et al., 1997/, hvorefter minimum- og maksimumindholdet er beregnet efter oplysningerne i /Andersson & Quistgaard, 2002/.

Som det ses af tabel B1-4, ligger det beregnede indhold af PAH mellem 6,5 og 32,5 tons per år. I beregningen af normaliseringsreferencen er det valgt at bruge det største tal, idet dette i sig selv kun dækker en del af bidraget fra kreosot. For eksempel er kun en mindre del (< 50%) af indholdet (w/w) af potentielt toksiske stoffer i kreosot inkluderet i beregningen, og mængden af sveller og master er også undervurderet, idet det kun er sjællandske mængder, der er inkluderet i Andersson & Quistgaards estimat. Det vurderes samlet, at det givne estimat for kreosot opfylder den overordnede målsætning om at finde den rigtige størrelsesorden for belastningen.

Tabel B6.4 Benzo(a)pyren ækvivalenter (BaP (g/kg)) samt beregning af den totale mængde BaP-ækvivalenter, der deponeres om året med kreosotbehandlet træ.

B6.10 Effektfaktorer

I beregningen af normaliseringsreferencen er der anvendt de samme effektfaktorer, som der anvendes ved beregningen af de ”normale” bidrag til toksicitet og økotoksicitet. Effektfaktorerne er vist i de nedenstående tabeller.

Tabel B6.5 Effektfaktorer til beregning af bidrag til økotoksicitet

Tabel B6-6 Effektfaktorer til beregning af bidrag til human toksicitet

Effektfaktorer for andre relevante stoffer, der ikke indgår i normaliseringsreferencen, kan eventuelt findes i /Hauschild og Wenzel, 1998/ eller på LCA Centers hjemmeside, www.lca-center.dk. Hvis de ikke findes der, kan de beregnes efter de retningslinier, der findes i samme reference.

B6.11 Opsummering – grundlag for beregning af normaliseringsreferencer

Normaliseringsreferencerne er beregnet ud fra massestrømsanalyser, kombineret med analyse af specifikke fraktioner, der ikke er indeholdt i massestrømmene. Det vurderes, at langt de fleste potentielt vigtige bidrag er medtaget i referencerne, med bromerede flammehæmmere som en undtagelse.

For de bromerede flammehæmmere findes der ganske vist en massestrømsanalyse, der giver et skøn over de mængder, der deponeres i dagens Danmark, men der er endnu ikke udarbejdet de effektfaktorer, der er nødvendige for at kunne skønne det samlede bidrag fra denne stofgruppe. Det skal dog også fremhæves, at der er en del aktivitet omkring plast med bromerede flammehæmmere med henblik på både at kortlægge bortskaffelsesveje mere præcist og eventuelt at øge genanvendelsen.

Når den manglende viden om stoffernes potentielle effekter er etableret, vil det være forholdsvist simpelt at beregne effektfaktorer og efterfølgende også bidrag til normaliseringsreferencen. Med en skønnet deponeringsmængde på mere end 300 tons/år skal stofgruppen som helhed være mere end fem gange mere økotoksisk end bly for at give et bidrag, der er mere end to procent til de økotoksikologiske referencer. En lignende overslagsberegning kan kun vanskeligt lade sig gøre for bidrag til human toksicitet, idet fordelingen af bidrag er mere inhomogen i disse påvirkningskategorier.

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

Version 1.0 December 2004, © Miljøstyrelsen.