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

Miljø- og samfundsøkonomisk analyse af indsamling og behandling af imprægneret affaldstræ

4 Behandlingsmetoder og data

• 4.1 Scenarier under udvalgte behandlingsmetoder
• 4.2 Deponi
  • 4.2.1 Dataindsamling – deponering
  • 4.2.2 Omkostninger til deponering af imprægneret affaldstræ
• 4.3 Affaldsforbrænding i Danmark
  • 4.3.1 Dataindsamling – forbrænding
  • 4.3.2 Omkostninger til forbrænding af imprægneret affaldstræ
• 4.4 Kommunekemi A/S – Forgasning
  • 4.4.1 Miljøeffekter/emissioner
  • 4.4.2 Omkostninger ved Kommunekemis metode
• 4.5 RGS90 Watech
  • 4.5.1 Omkostninger ved RGS90 Watechs metode

Bortset fra kreosotbehandlet træ anvises alt imprægneret affaldstræ i dag til deponering. Det kreosotbehandlede træ kan efter neddeling forbrændes på forbrændingsanlæg, der er godkendt til at forbrænde denne slags træ. Som tidligere nævnt inddrages mængderne af kreosotbehandlet affaldstræ ikke i evalueringen af analysens behandlingsmetoder. Behandlingsmetoderne evalueres udelukkende i forhold til ikke-kreosotbehandlede netledningsmaster og imprægneret affaldstræ indsamlet i kommunale indsamlingsordninger (se afsnit 1.2.3).

I denne analyse evalueres fire metoder til håndtering af imprægneret affaldstræ. De fire metoder består af to metoder under udvikling fra hhv. Kommunekemi og RGS90 Watech, den nuværende ”behandling” deponering samt forbrænding på godkendte (ikke godkendt til ikke-kreosotbehandlet træ) affaldsforbrændingsanlæg.  Metoderne adskiller sig hovedsagligt ved:

De fire teknologier er meget forskellige, i den forstand at der ikke er tale om mindre variationer i forhold til den samme grundlæggende teknologi (som fx et kul- og et gasfyret kraftværk). De langsigtede materialemæssige konsekvenser er meget forskellige. Ved deponering følger det af sagens natur, at de genanvendelige materialer går tabt samtidigt med, at der skal kontrolleres for de miljøbelastende stoffer for evigt.

Ved forbrændingen anvendes energiindholdet; men situationen mht. restprodukterne ligner deponi.

I de to sidste processer er der åbenlyst et meget større element af genanvendelse. I perspektivet af såkaldt stærk bæredygtighed^[4], hvor en udvikling er bæredygtig, hvis ”jorden” overlades til den næste generation i samme stand, som den blev modtaget, er de to sidste teknologier åbenlyst mere bæredygtige end de to første.

4.1 Scenarier under udvalgte behandlingsmetoder

Under analysen af de udvalgte metoder til behandling af imprægneret affaldstræ ser vi på en række forskellige scenarier. Samtlige behandlingsscenarier undersøges i forhold til et maks.- og et min.-scenarium. Maks.- og min.-scenarierne beskriver variationen i den forventede sammensætning af affaldstræ indsamlet i kommunale indsamlingsordninger i forhold til driftsøkonomien ved behandling af træet. Maks.-scenariet er valgt, således at det på alle punkter normalt giver en bedre driftsøkonomi end min.-scenariet. Variationen i den forventede sammensætningen af træet er behandlet i kapitel 1. Samtlige scenarier tager udgangspunkt i det estimerede indsamlingspotentiale for imprægneret affaldstræ (afsnit 1.2.1). Det antages, at mængden af imprægneret affaldstræ ikke er en begrænsende faktor, og at de enkelte behandlingsanlæg derfor kan køre ved optimal kapacitetsudnyttelse.

En anden oplagt definition af min.-og maks.-scenarierne kunne have været i forhold til mulige ændringer i indsamlings- og udsorteringsomkostninger i forhold til de forskellige behandlingsmetoder. Da der ifølge Videncenter for Affald (2004) ikke eksisterer data eksplicit for omkostninger forbundet med indsamling af imprægneret affaldstræ, og da de indsamlede mængder imprægneret affaldstræ ikke registreres, vurderes det ikke muligt inden for projektets rammer at estimere min.- og maks.-scenarier i forhold til indsamling og udsorteringsomkostninger.

Basisscenariet, det scenarium, som behandlingsmetoderne forholdes til, er den nuværende situation for ”behandling” af imprægneret affaldstræ – ifølge lovgivningen på området – nemlig at alt imprægneret affaldstræ bortset fra kreosotbehandlet træ deponeres på affaldsdeponier, mens det kreosotbehandlede træ kan forbrændes.

Scenarierne illustreres her:

4.2 Deponi

Affaldsdeponering er en af de ældste affaldshåndteringsmetoder og har udviklet sig fra at være simple bortkastninger af affald i huller i landskabet til store tekniske anlæg med omfattende miljøbeskyttende foranstaltninger (Christensen & Keldsen, 2001).  ”Affaldsbehandlingsmetoden” deponering foregår i dag ved, at affaldet oplagres på et deponeringsanlæg, bestående af afgrænsede bygningsværker, hvor affaldet kan deponeres under kontrollerede og miljømæssigt forsvarlige forhold (Videncenter for Affald 2004b). Moderne affaldsdeponier er designet til at begrænse de direkte miljøpåvirkninger mest muligt og anlægges derfor med perkolat-opsamlingssystemer, der opsamler den væske (perkolat), som udvaskes fra det deponerede affald. Deponering af affald rangerer lavest i affaldshierarkiet. I Danmark må deponering kun anvendes, hvis affaldet ikke kan bortskaffes på et højere niveau i affaldshierarkiet.

Affaldsdeponering giver anledning til en række indirekte effekter, såsom tab af de materialer i affaldet, som eventuelt kunne genbruges, herunder energi- og metalindhold. Til erstatning for de tabte/deponerede materialer indvindes nye råmaterialer med de miljøkonsekvenser, det kan indebære. Ud over de indirekte miljøeffekter er der en række direkte miljøeffekter ved affaldsdeponering. De direkte miljøeffekter skyldes hovedsagelig ændringer i landskabet samt emissioner af deponigas og perkolat (vand med indhold af udvaskede stoffer fra det deponerede affald) (Videncenter for Affald 2004b).

Desuden medfører deponering af affald en række potentielle miljøpåvirkninger: drivhuseffekt og nedbrydning af ozonlaget (på grund af deponigas), samt yderligere en række potentielle miljøpåvirkninger i nærområdet: forurening af overfladevand, forurening af grundvand, toksiske gasser, lugt, støj, sygdomsspredende dyr (fugle, gnavere og insekter), flyveaffald og støv, eksplosions- og brandfare (på grund af deponigas), vegetationsskader (på grund af deponigas), jordforurening. Ud over den potentielle miljøpåvirkning viser en lang række undersøgelser, at deponier også kan påvirke lokalbefolkningens velfærd i fx form af lavere huspriser og frygt for forurening (Hansen 2004). Christensen og Kjeldsen (2001) fremhæver risikoen for grundvandsforurening som den formentlig væsentligste miljøpåvirkning ved deponeringsanlæg.

Imprægneret affaldstræ kan efter gældende lovgivning ikke bortskaffes på anden måde, medmindre der, som tidligere omtalt, er tale om neddelt kreosotbehandlet træ. Deponering af imprægneret træ klassificeret som farligt affald skal foregå efter de samme principper som deponering af andet farligt affald. Generelt er der dog ikke noget krav om, at imprægneret træ skal deponeres særskilt eller overdækkes. Det anbefales at deponere imprægneret træ i så hele stykker som muligt for at mindske udvaskning af imprægneringsmiddel. Det er op til kommunalbestyrelsen at afgøre, om det imprægnerede træaffald skal klassificeres som farligt affald eller ej.

I forhold til teknikvalgstilgangen i dette projekt antages, at imprægneret affaldstræ deponeres på moderne deponianlæg, der lever op til de gældende krav til bl.a. opsamling og behandling af perkolat. Det er dog nødvendigt at være opmærksom på, at selv de mest moderne anlæg har en begrænset levetid. Systemer til opsamling af perkolat er fx designet til at holde i mindst 40 år, hvorefter der kan være risiko for brud på systemet med heraf afledt spredning af tungmetalholdigt perkolat til miljøet.

Ligeledes findes endnu kun udenlandske undersøgelser, der har fokuseret på værdien/omkostningen af ændringen i lokalbefolkningens velfærd som følge af nærhed til et deponi – såkaldt tabt herlighedsværdi. Udenlandske værdisætningsestimater kan ikke uden videre overføres til danske forhold, da resultaterne blandt andet er påvirket af præferencerne i undersøgelsens befolkningsgruppe samt har en tæt sammenhæng til typen af det undersøgte deponi (farligt affald, organisk affald osv.) (Hansen, 2004). Desuden peger en amerikansk undersøgelse på, at der ikke er en direkte sammenhæng mellem befolkningens subjektive opfattelse af risici for sundhedspåvirkninger fra deponier og eksperters objektive vurdering af sundhedsrisiko. Undersøgelsens respondenter overestimerer generelt den objektive risiko, og deres betalingsviljer har derfor ingen direkte sammenhæng med de reelle risikovurderinger af deponierne (McLelland et al. 1990).

Data til beskrivelse af miljøeffekter og omkostninger ved deponering af imprægneret affaldstræ er begrænset til at omfatte data og viden, der har været tilgængeligt inden for projektets rammer. Det har således ikke været muligt at gå dybere ind i forskningsområdet omkring risici for forurening af tungmetalholdige stoffer fra udsivende perkolat og en evt. effekt i form af eksponering og skader. Ligeledes har det heller ikke været muligt at udlede og anvende valide estimater for omkostningen af tabt herlighedsværdi.

4.2.1 Dataindsamling – deponering

På grund af projektets teknikvalgstilgang, hvor der ikke tages højde for allerede afholdte omkostninger, tager deponiscenariet udgangspunkt i etableringen af et nyt deponi, der lever op til de gældende lovkrav.

Miljøeffekter fra affaldsdeponering afhænger af flere forskellige faktorer. De vigtigste er:

• de deponerede affaldstyper
• deponeringsteknologien
• mængden og kvaliteten af miljøbeskyttende foranstaltninger
• kvaliteten af driften
• den geografiske og hydrogeologiske placering
• tiden

I dette afsnit præsenteres de miljømæssige data for affaldsdeponering, det har været muligt at fremskaffe inden for projektets rammer.

Data til beskrivelse af miljøeffekter tager udgangspunkt i miljødata for perkolat fra en amerikansk undersøgelse af udvaskning fra deponeret CCA-træ samt data fra grønne regnskaber for en række danske deponier der modtager imprægneret affaldstræ. Data for evt. luftemissioner søges ligeledes udledt af deponiernes grønne regnskaber. Økonomiske data for etablering og drift af et moderne deponi tager udgangspunkt i en omkostningsmodel.^[5]

4.2.1.1 Miljødataperkolat

Affaldsdeponering giver anledning til risiko for forurening både til luften og til jord/grundvand. Deponering er en speciel behandlingsmetode på den måde, at der kan gå lang tid, fra en affaldskomponent deponeres, til at det kan måles som en miljømæssig effekt via udledninger i perkolat fra deponiet. Blandt andet skriver Miljøstyrelsen (2003b) ”den centrale metodiske problemstilling ved vurdering af miljøbelastningen fra deponier er, at miljøbelastningen vil kunne fortsætte over hundreder måske tusinder af år”. Miljøvurdering er problematisk, fordi emissioner under en uendelig tidshorisont foregår over lang tid og langt ud i fremtiden. Der findes ikke feltdata, dvs. data fra faktiske deponeringsanlæg, som beskriver udvaskningen/perkolatindholdet over et tidsrum på 100 år. I de fleste tilfælde er det på grund af manglende informationer heller ikke muligt at relatere observationer af perkolatindholdet fra et deponeringsanlæg til specifikke affaldstyper samt specifikke forhold mellem den mængde væske, der gennemsiver deponiet, og den deponerede mængde affald (Miljøstyrelsen 2003c). Nærværende undersøgelse dækker som tidligere nævnt perioden år 2000-2035 og ser således kun på evt. miljøeffekter inden for denne periode.

Det fremgår af Miljøstyrelsen (2002), at ”miljøbelastende stoffer i deponeret imprægneret træ i stort omfang ender i perkolatet fra lossepladserne. Rensning af perkolatet vil betyde, at tungmetaller og organiske tungtnedbrydelige stoffer ender i spildevandsslammet, og disse stoffer vil derfor bidrage til miljøbelastningen fra lossepladserne.”  Det fremgår dog ligeledes af Miljøstyrelsen (2002), at der ikke foreligger nogen analyser af perkolatets indhold af disse stoffer fra celler, der indeholder særskilte fraktioner af imprægneret affaldstræ, da perkolatmængden er for lille, til at det kan lade sig gøre.

I nærværende undersøgelse er miljødata for perkolat fra deponering af imprægneret affaldstræ dels baseret på beregninger fra amerikanske forsøg med udvaskning fra deponi af imprægneret træ og dels på faktiske udledninger fra deponier, der deponerer imprægneret træ i Danmark. Perkolatets sammensætning er interessant i forhold til risikoen for udvaskning. I moderne deponier opsamles perkolatet, og det vurderes, at der inden for denne analyses tidshorisont (år 2000-2030) kun kan forekomme direkte udvaskning fra deponierne, hvis systemerne svigter.

Til beskrivelse af udledninger via perkolat anvendes i denne analyse typiske udledninger fra danske deponier. Udledningen kan ikke sættes i relation til den aktuelle deponerede mængde, da udledningen – som tidligere nævnt – sker over en lang tidshorisont og derfor ikke nødvendigvis kan sammenholdes med den eksisterende sammensætning af affaldet. Udledningen via perkolat kan derfor kun bruges som et estimat for den faste udledning uanset deponeret mængde. Perkolatdata stammer fra grønne regnskaber fra fire deponier i Danmark samt fra AV Miljøs årsrapport. De præsenterede deponier er de eneste, der i deres årsrapport skriver, at de har deponeret imprægneret affaldstræ. Perkolatdata repræsenterer minimum- og maksimumværdier fra følgende deponier, der deponerer imprægneret træ: BOFA, REFA-Hasselø Nord, REFA-Gerringe, Reno-Nord.

Tabel 4.1.  Perkolatdata for hhv. AV Miljø samt min.- og mals.-værdier for 4 andre deponier, der deponerer imprægneret affaldstræ. (AV Miljø Årsrapport 2002 samt grønne regnskaber for de fire deponier)

Det er vigtigt at pointere, at imprægneret træ kun udgør en lille del af det deponerede affald. Det kan således ikke udelukkes, at udvaskningstallene lige så godt reflektere alt andet deponeret affald end det imprægnerede træ.

De bedste udvaskningstal, der findes for imprægneret træ i øjeblikket, stammer fra Florida Center for Solid and Hazardous Waste Management, State University System of Florida, USA. Her har de lavet forsøg med udvaskning af As fra CCA træ. Der er opsat nogle 6 m høje søjler (lysiometre), der repræsenterer et deponi. Der er lavet forsøg med både rent imprægneret træ og imprægneret træ som en lille del (1%) blandt andet deponiaffald. I alle tilfælde viser udregninger, at mellem 2,1 og 3,0% af den tilsatte mængde As i form af CCA træ udvaskes i løbet af 1½ år.

På baggrund af disse forsøg kan der beregnes en mængde As, der udvaskes i forhold til den mængde CCA-træ, der deponeres. Samme beregning kan ikke laves for Cu og Cr, men der kan på baggrund af data laves en antagelse om, hvor stor en procentdel af henholdsvis Cu og Cr der udvaskes i forhold til As. De amerikanske data er dog baseret på amerikansk CCA-træ, hvor indholdet af As muligvis er anderledes end i dansk CCA-træ. Desuden stemmer forsøgets sammensætning af blandet deponiaffald ikke nødvendigvis overens med indholdet på et dansk affaldsdeponi.

De præsenterede udvaskningstal fra USA kan ses som absolut maks.-værdier og perkolatudledningerne fra de danske deponeringsanlæg kan ses som mere typiske min./maks.-værdier for perkolatets indhold af kemiske stoffer.

Data for udledningen til perkolatet afslører ikke direkte noget om udledningen til miljøet i første omgang, da perkolatet jo bliver opsamlet og renset, før det ledes videre. Perkolatets indhold af tungmetaller og lignende er mest relevant i forhold til, hvis der skulle ske et udslip fra deponiet (ved at der går hul på membranen under deponiet), og det skulle der ifølge Miljøstyrelsen (2000) ikke være ret stor sandsynlighed for.

4.2.1.2 Miljødata – emissioner til luft

Ifølge flere deponiers grønne regnskaber skyldes de største emissioner fra deponiet ikke direkte det deponerede affald og kan heller ikke sættes i direkte relation til sammensætningen af det deponerede affald. Emissioner til luften er mere eller mindre uafhængige af typen af det deponerede affald. En ændring i mængden af deponeret imprægneret affaldstræ vil således ikke umiddelbart medføre en ændring i emissionen til luften.

Det er inden for projektets rammer forsøgt at finde data for diverse emissioner både til perkolat og til luften, men det har ikke været muligt at finde data, der beskriver de såkaldte pollution pathways^[6] detaljeret nok til at sige noget om, hvilken – og hvor stor en – del af forureningen der skyldes mængden og sammensætningen af det deponerede affald, herunder imprægneret affaldstræ. Det er derfor heller ikke muligt at sige noget om ændringen i forurening ved ændringer i hhv. mængden af træ til deponering og træets indhold af metaller.

4.2.1.3 Miljøeffekter ved deponering af imprægneret affaldstræ

Det fremgår af de to foregående afsnit om miljødata for hhv. perkolat og luftemissioner, at det ikke har været muligt at finde megen dokumentation for sammenhængen mellem det deponerede affald og de afledte miljøeffekter. Det er meget vanskeligt at kvantificere miljøeffekterne fra perkolat, og desuden er sammenhængen mellem udslip af fx tungmetalholdigt perkolat, eksponering og skader yderst kompleks og kun sparsomt dokumenteret.

Den yderst sparsomme dokumentering af miljøeffekter fra affaldsdeponering hænger sammen med, at tidshorisonten for miljøpåvirkninger fra deponier er lang. Miljøpåvirkninger kan fortsætte længe efter, at selve deponeringen er ophørt, samtidig med at tidshorisonten for erfaringerne med moderne deponeringsanlæg er relativ kort. Der findes fx kun få og begrænsede målinger af grundvandsforurening, og disse er alle fra ældre ukontrollerede deponier uden perkolatopsamlingssystemer (Christensen og Kjeldsen, 2001). Desuden følger, at langtidseffekterne af evt. forurening fra stofferne i deponeret imprægneret affaldstræ over længere perioder er ukendte, da denne slags træ først er at finde på deponier i nyere tid. Og sidst men ikke mindst vil de fremtidige deponier være af en helt anden standard end fx anlæg, der har været i brug i over 30 år, og det kan derfor ikke umiddelbart antages, at målte emissioner og beregnede risici for forurening fra ældre deponier blot kan overføres til moderne deponier. Dermed kan vurderingerne af risici for forurening og gener fra fremtidig deponering af imprægneret affaldstræ udelukkende baseres på teoretiske beregninger.

4.2.2 Omkostninger til deponering af imprægneret affaldstræ

Omkostninger forbundet med deponering af imprægneret affaldstræ omfatter både direkte omkostninger forbundet med etablering og drift af et deponi og indirekte omkostninger forbundet med afledte effekter af affaldsdeponering.

Ifølge Miljøstyrelsens rapport ”Omkostninger og sikkerhedsstillelse ved deponering af affald” (Miljøstyrelsen 2000) skal alle omkostninger ved etablering og drift af et deponeringsanlæg dækkes af den betaling, operatøren af deponeringsanlægget forlanger for deponering af affald (deponeringsgebyr), herunder så vidt muligt omkostninger ved sikkerhedsstillelse og de anslåede omkostninger ved deponianlæggets nedlukning samt efterbehandling i en periode på mindst 30 år (Miljøstyrelsen 2000). Deponeringsgebyret skal ifølge Miljøstyrelsen (2000) således dække følgende såkaldte forudsigelige omkostninger:

• Omkostninger forbundet med planlægning, arealerhvervelse, anlægsarbejder og anskaffelse af materiel vil være individuelle for det enkelte anlæg.
• Almindelige driftsomkostninger forbundet med deponeringsanlæggets driftsperiode (løn, administration, brændstof, vedligehold mv.).
• Omkostninger til løbende perkolat- og grundvandsmonitering i både driftsperioden som i efterbehandlingsperioden Det må forventes, at perioden typisk strækker sig over 30-50 år.
• Omkostninger til perkolatbortskaffelse såvel i driftsperioden som i efterbehandlingsperioden. Perkolatet kan enten bortskaffes ved direkte udledning til et rensningsanlæg eller ved transport i tankvogn til et kloakanlæg eller rensningsanlæg.
• Nedlukningsomkostninger. Nedlukning af deponeringsanlæg forudsættes foretaget i henhold til anlæggets miljøgodkendelse.
• Diverse miljømæssige driftsomkostninger.

Desuden skal deponeringsgebyret dække uforudsigelige omkostninger, såsom: skader under anlægsarbejdet, brand i affaldet, eksplosion, vegetationsskader, forurening af overfladevand og forurening af grundvand.

Miljøstyrelsen (2000) estimerer både de forudsigelige og de uforudsigelige omkostninger forbundet med affaldsdeponering og sammenholder beregnede omkostninger med typiske gældende deponeringsgebyrer.

Tabel 4.2. Beregnede omkostninger sammenholdt med typiske deponeringsgebyrer (Miljøstyrelsen, 2000)

1: Ekskl. affaldsafgift (375 kr./ton)
2: Deponering af uorganisk affald på Kommunekemis deponeringsanlæg.

Det ses af sammenligningen i tabel 4.2., at de beregnede forudsigelige omkostninger udgør en betydelig del af de typiske deponeringsgebyrer for inert, mineralsk og blandet affald. Dette ikke er tilfældet for farligt affald, hvor deponeringsgebyret, der betales i dag, ligger mellem 700 og 1.100 kr. Desuden ses, at de uforudsigelige omkostninger er nærmest ubetydelige i forhold til de typiske deponeringsgebyrer, samt at de uforudsigelige omkostninger kun vil udgøre en forholdsvis lille andel af de samlede beregnede omkostninger.  Disse opgørelser er baseret på gennemsnitlige affaldstyper inden for hver af de fire kategorier og ikke specifikt på imprægneret affaldstræ.

Der er som nævnt estimeret en model til omregning af omkostninger forbundet med deponering af blandet affald til omkostninger forbundet med deponering af PVC-affald. Denne model tager højde for den del af omkostningerne, som Miljøstyrelsen kalder forudsigelige omkostninger.  Nedenfor anvendes denne model til at beregne omkostningerne forbundet med deponering af imprægneret affaldstræ. De beregnede uforudsigelige omkostninger indgår derimod ikke. Da det som tidligere nævnt ikke har været muligt at finde mere specifikke data i forhold til imprægneret affaldstræ, anvendes de i tabel 4.2 præsenterede estimerede uforudsigelige omkostninger som estimat for omkostningerne forbundet med miljøpåvirkningen fra deponering af imprægneret affaldstræ. Ifølge Videncenter for Affald (2004) deponeres imprægneret affaldstræ generelt som farligt affald og derfor anvendes den beregnede uforudsigelige omkostning for denne affaldskategori i den samfundsøkonomiske beregning.

Omkostninger for etablering og drift af deponi

I modellen opgøres omkostningerne for etablering og drift af et moderne deponi ved hjælp af en estimeret omkostningsmodel. Denne omkostningsmodel er baseret på enhedsomkostningerne pr. ton for en standardstørrelse deponeringsanlæg og for et gennemsnitligt ton affald. Modellen tager udgangspunkt i etablering af nyt^[7] repræsentativt deponeringsanlæg, der opfylder vedtagne miljøkrav. Det hypotetiske deponi har en årlig deponeret mængde affald på 37.500 ton og en forventet aktiv levetid på 20 år. Modellen beregner omkostningerne i faktorpriser. For at få de velfærdsøkonomiske omkostninger skal de beregnede omkostninger derfor ganges med nettoafgiftsfaktoren. I modellen estimeres hhv. anlægsomkostninger, faste driftsomkostninger og variable driftsomkostninger og vurderer derefter omkostningernes afhængighed af rumfang. Anlægsomkostningerne er opregnet med forrentningsfaktoren på kapital (r=3% og q=6%) og annuiseret med en diskonteringsfaktor på 3%. For de ikke celle-afhængige omkostninger er anvendt en tidshorisont på T=20, og for de celle-afhængige omkostninger er anvendt en tidshorisont på T=5.

Modellen opdeler omkostningerne ved deponering af gennemsnitligt affald på vægt- og volumenafhængige omkostninger og giver mulighed for at differentiere på specifikke affaldsfraktioner. Modellen giver en funktionel sammenhæng mellem affaldets rumvægt efter deponering og deponeringsomkostningerne pr. ton.

                                                                             (1)

hvor  svarer til de vægtafhængige omkostninger for et gennemsnitligt ton affald, svarer til de volumenafhængige omkostninger og r svarer til den gennemsnitlige rumvægt for deponeret gennemsnitligt affald.  estimeres til 71  kr./ton,  estimeres til 229  kr./ton og r sættes til 0,8 ton/m³ for et gennemsnitligt ton affald. Ved at indsætte disse estimater for gennemsnitligt affald i formel (1) kan omkostningerne ved deponering af en specifik affaldsfraktion nu udledes ved at indsætte rumvægten for en specifik affaldsfraktion (r_i) i formlen:

                                                (2)

De beregnede deponeringsomkostninger for gennemsnitligt affald er  sammenlignet med de gebyrer, der opkræves som deponeringsgebyr for deponering af blandet ikke-brændbart affald. Gebyrerne varierer meget deponeringsanlæggene imellem, men størrelsen af det gennemsnitlige opkrævede deponeringsgebyr stemmer overens med den beregnede deponeringsomkostning.

Overensstemmelsen mellem den beregnede deponeringsomkostning og de opkrævede deponeringsgebyrer gælder for affald med en gennemsnitlig rumvægt på 0,8 ton/m³. I de videre beregninger her skal således anvendes rumvægten for deponeret imprægneret træ.

Rumvægten for deponeret træ er ikke afhængig af den kemiske sammensætning af imprægneret affaldstræ præsenteret i afsnit 1.2.1, tabel 1.2, og der udledes derfor alternative estimater for min.- og maks.-scenarier for rumvægten. Det har ikke været muligt inden for projektets rammer at finde dokumenteret viden om rumvægten af deponeret imprægneret affaldstræ, og de anvendte skøn er således behæftet med en del usikkerhed.

Rumvægten af imprægneret affaldstræ afhænger af, hvordan det deponeres. Deponeres det særskilt i separate celler i så hele stykker som muligt, vil rumvægten være forholdsvis lille, i forhold til hvis det deponeres sammen med andet affald, der kan udfylde hulrummene mellem det deponerede affaldstræ. Ligeledes vil rumvægten være større, hvis det imprægnerede affaldstræ neddeles til fx flis ved deponeringen.

Der er i dag ikke generelt krav om, at imprægneret affaldstræ skal deponeres særskilt eller overdækket. Det anbefales dog at deponere træet i så hele stykker som muligt for at mindske udvaskningen af imprægneringsmiddel (Videncenter for Affald 2004a). Hos AV Miljø – et moderne deponeringsanlæg – deponeres imprægneret affaldstræ på to måder:

• Deponering sammen med andet blandet affald.
• Deponering separat. Gælder kun affald fra Københavns og Frederiksberg Kommuner, da de i deres affaldsregulativ kræver separat deponering.

For begge gælder, at det nedknuses med en kompaktor (Jensen 2004).

AV Miljø oplyser, at rumvægten for separat deponeret nedknust imprægneret affaldstræ skønnes at ligge omkring 400-600 kg/m³, og at rumvægten for samdeponeret træ vil afhænge af det affald, træet deponeres sammen med (Jensen 2004).

RGS90 oplyser, at de regner med en rumvægt på 300 kg/m³, mens Renoflex regner med en rumvægt på 200 kg/m³ (RGS90 2004 og Renoflex 2004).

Tabel 4.3 Gennemsnitlige deponeringsomkostninger pr. ton deponeret imprægneret affaldstræ beregnet vha. formel (2)¹

1  Omkostningerne er beregnet i faktorpriser og skal derfor ganges med nettoafgiftsfaktoren for at vise de velfærdøkonomiske omkostninger.

I tabel 4.3 beregnes de budgetøkonomiske deponeringsomkostninger for imprægneret affaldstræ vha. formel (2). Omkostningerne er beregnet for hhv. høj, middel og lav rumvægt resulterende i hhv. min., medium og maks. ”behandlings”-omkostninger pr. ton træ (min.-scenariet = høj rumvægt = min. behandlingsomk. og maks.-scanariet = lav rumvægt = maks. behandlingsomk.). De totale velfærdsøkonomiske deponeringsomkostninger beregnes ved at multiplicere de beregnede budgetøkonomiske omkostninger med nettoafgiftsfaktoren (NAF = 1,17) og addere de uforudsigelige omkostninger ved deponering af farligt affald. Det ligger uden for projektet at efterprøve data benyttet til at udlede parameterestimaterne i formel 2.

De beregnede gennemsnitlige budgetøkonomiske deponeringsomkostninger kan sammenlignes med den pris, de enkelte deponeringsanlæg tager for at modtage affaldet – den såkaldte modtagerpris (vist i tabel 4.4). Da danske deponeringsanlæg er underlagt ”hvile i sig selv”-princippet, tillader lovgivningen ikke en fortjeneste. Over en kort årrække skal modtageprisen derfor svare til summen af behandlingsomkostningerne og affaldsafgifterne. Affaldsafgiften er set fra anlæggets side udgiftsneutrale, idet der skal være balance mellem de opkrævede og de til Told & Skat indbetalte afgifter (Videncenter for Affald 2004b). Ved at sammenligne tabel 4.3 og tabel 4.4 ses, at de beregnede deponeringsomkostninger stemmer overens med størrelsesordnen for modtagerprisen ekskl. afgifter og moms.

Tabel 4.4 Modtagerpris (deponeringsgebyr) fra deponier, der modtager imprægneret affaldstræ (kr./ton). Prisen er ekskl. affaldsafgift og moms

På grund af hvile i sig selv-princippet dækkes de budgetøkonomiske omkostninger af affaldsproducenterne. I denne analyse drejer det sig om netselskaberne, der betaler for at få deponeret ledningsmaster, og kommunerne, der i første omgang betaler for at få deponeret det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ. Kommunerne sender dog regningen direkte videre til forbrugerne, så det i sidste ende er forbrugerne, der dækker omkostningerne ved deponering af det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ.

4.3 Affaldsforbrænding i Danmark

Danmark er et af verdens førende lande med hensyn til at anvende forbrænding som affaldsbehandlingsmetode.

Formålet med affaldsforbrænding er blandt andet:

• at udnytte affaldets energiindhold
• at reducere affaldets volumen og vægt
• at forhindre, at forbrændingsegnet affald deponeres

Ved forbrænding omdannes affaldet til en ubrændbar rest, slagge. Rumfanget og vægten heraf udgør 15-20% af det oprindelige affalds. Samtidig udnyttes affaldets energiindhold til produktion af elektricitet og/eller fjernvarme. Forbrændingen danner en forurenet røggas, der må renses, før den ledes ud til atmosfæren. Ved denne røggasrensning fremkommer der nogle faste røgrensningsprodukter, samt i visse tilfælde også spildevand, der ligeledes må renses, inden det ledes til kloak eller recipient. Miljøproblemet ved affaldsforbrænding knytter sig således til, om røggassen og spildevandet renses tilstrækkeligt, og om restprodukterne enten kan genanvendes eller deponeres uden miljømæssige skadevirkninger (Videncenter for Affald, 2004c).

Med få undtagelser skal alt forbrændingsegnet affald, som ikke kan genanvendes, forbrændes. På trods af at imprægneret træ har en høj brændværdi, har imprægneret affaldstræ (dog ikke kreosotimprægneret træ) hidtil været en sådan undtagelse pga. den forurening, forbrænding af træet vil medføre. På trods af at imprægneret træ således ikke må forbrændes, kan det dog ikke udelukkes, at der er forbrændt imprægneret træ i forbrændingsanlæggene rundt omkring på grund af fejlsortering.

Når imprægneret træ forbrændes, vil tungmetaller kunne genfindes i slaggen og i restproduktet fra røggasrensningen. Krom og kobber findes hovedsageligt i slaggen og asken, mens arsen hovedsageligt findes i røggasrensningsprodukterne (Videncenter for Affald, 2004c), men også i ikke ubetydelig mængder i slaggen (Terkildsen & Cramer 1994). Energien i træet udnyttes til produktion af varme og el med en maksimal virkningsgrad på 20-25%. Hvis affaldstræet kunne forbrændes på højtydende kraftvarmeanlæg ville el-virkningsgraden være betydeligt højere og dermed give en bedre udnyttelse af energien. Tungmetallerne Cu og Cr i slagge og restprodukt udnyttes ikke, idet begge fraktioner deponeres.

4.3.1 Dataindsamling – forbrænding

Efter aftale med Miljøstyrelsen tager beregningerne af omkostningerne ved forbrænding af imprægneret affaldstræ udgangspunkt i Miljøstyrelsens omkostningsmodel^[8], der bruges til at beregne omkostningerne forbundet med at forbrænde affald på et standardstørrelses forbrændingsanlæg. De miljømæssige data stammer fra et omfattende måleprogram og viser emissioner for et "gennemsnitligt" dansk affaldsforbrændingsanlæg ved forbrænding af imprægneret affaldstræ. Både de økonomiske og de miljømæssige data er korrigerede, så de svarer til et repræsentativt moderne affaldsforbrændingsanlæg.

Miljødata

Data for emissionen til luften efter røggasrensning stammer fra et meget omfattende måleprogram igangsat under PSO-2002, PSO 3141, "Kortlægning af emissioner fra decentrale kraftvarmeværker" (Jørgensen & Johansen 2002). Målingerne omfattede fem danske affaldsforbrændingsanlæg, og resultaterne må anses for de nyeste og bedste, der findes. Emissionerne i form af spildevand er baseret på de samme anlægs miljøredegørelser eller grønne regnskaber for 2002 eller analyser og målinger leveret direkte af anlæggene. Fordelingen af emissionen af As, Cu og Cr på luft, vand og jord er derfor de absolut bedst opnåelige og er beregnet som et vægtet gennemsnit af de fire af de fem anlæg, idet data for mængden af restprodukt ikke er blevet målt for ét af de fem anlæg. Emissionen af dioxiner til luften er også baseret på målinger i PSO 3141 (Jørgensen & Johansen 2002).

Emissionen af dioxiner til spildevand er baseret på målinger i PSO 3141 (Jørgensen & Johansen 2002), anlæggenes miljøredegørelser samt grønne regnskaber. Emissionen af dioxiner i fast affald er baseret på et omfattende måleprogram gennemført af dk-TEKNIK på I/S Amagerforbrænding (Terkildsen & Cramer 1994) i forbindelse med forsøg med indfyring af imprægneret affaldstræ. Forsøgene viste meget forhøjede koncentrationer af dioxiner i specielt restproduktet fra røggasrensningen, når anlægget forbrændte ca. 8% CCP-træ^[9]. Data er pålidelige, men der findes ikke andre tilsvarende målinger at sammenligne med.

Erfaringerne fra forsøgene i Terkildsen & Cramer (1994) danner udgangspunktet for vurderingen af de forventede emissioner efter røggasrensning. For at opnå de største sikkerheder i skønnene benytter vi det samme forhold mellem imprægneret affaldstræ og normalt affald (8:100), som blev benyttet i Terkildsen & Cramer (1994). Vi vurderer dog, at fordelingen af emissionerne ikke vil ændre sig væsentligt, selv om affaldstræ skulle udgøre en større andel.

Sammensætningen af det imprægnerede affaldstræ er som i min.- og maks.-scenariet i afsnit 1.2.1 Med en kapacitet på 15.000 t/y imprægneret affaldstræ (og dermed ca. 187.500 t normalt affald/y) vil mængden af imprægneringsstoffer i det indfyrede træ være:

Tabel 4.5. Mængden af imprægneringsstoffer i indfyret træ

As-, Cr- og Cu-mængden i det normale affald er ikke indregnet i disse tal, idet vi kun ønsker at vurdere bidraget fra det imprægnerede affaldstræ. Koncentrationen af de tre relevante tungmetaller er i øvrigt meget lavere i normalt affald end i imprægneret affaldstræ.

Baseret på gennemsnitstal for målingerne af emissionerne efter røggasrensning og oplysningerne nævnt tidligere i dette afsnit estimerer vi, at emissionerne af As, Cr og Cu vil fordele sig således:

Tabel 4.6 Fordeling af emissionen af tungmetaller ved affaldsforbrænding.

Tabel 4.6 viser, at langt den største andel af alle tre tungmetaller ender som fast affald (jord). As vil dog også optræde i mindre mængder i røggassen og dermed ende i luften. Cu vil som det eneste stof stort set udelukkende ende i det faste affald.

Emissioner

Det øverste skema i tabel 4.7 viser den absolutte emission af de tre tungmetaller til luften, som fast affald (jord) og som spildevand til recipienten for hvert af de to scenarier (min. og maks.). Det midterste skema illustrerer fordelingen af emissionen af dioxiner i de to scenarier i to fysiske enheder (ng/y og g/y).

Tabel 4.7 Fordelingen af årlige emissioner fra affaldsforbrænding med 8% imprægneret affaldstræ efter rensning af røgen

Datagrundlaget for emissionen af dioxiner er ikke stærkt nok til, at vi kan vurdere forskelle mellem de to scenarier, men det er tvivlsomt, om emissionen af dioxiner er proportional med den indfyrede mængde træ. Da mængden af Cu, der er en katalysator for dioxin-dannelsen, i begge scenarier er meget stor sammenlignet med almindeligt affald, vurderer vi, at dioxin-emissionen er ens for de to scenarier. De to nederste linjer i skemaet viser, hvorledes dioxin-emissionen i det faste affald forventes fordelt mellem de to fraktioner (slagge og restprodukt fra røggasrensning).

I forbindelse med forbrænding af imprægneret affaldstræ viser de præsenterede data, at der udledes As, Cu, Cr og dioxiner til luft, spildevand og jord (fast affald), samt at der vil være dioxiner i både slagge og restproduktet fra røggasrensningen.

Forbrændingen af imprægneret affaldstræ medfører en emission af CO₂, men denne anses som neutral, da den kommer fra forbrænding af biomasse. Der kommer ingen SO₂ fra forbrændingen af affaldstræ. Emissionen af NOx er meget svær at forudsige, da den dannes på mange forskellige måder. Det vurderes, at der kommer den samme mængde NOx som ved forbrænding af normalt affald. Som øvre grænse for emissionen af NOx anvendes grænseværdien for emission af NOx til luften ved forbrænding af affald.

Emissionerne i tabel 4.7 viser den del af emissionerne, der stammer fra det indfyrede imprægnerede affaldstræ. I tabel 4.8 er disse emissioner omregnet, så de viser emissionen ved forbrænding af 1 ton imprægneret affaldstræ forbrændt sammen med almindeligt blandet affald (forhold 8:100). Mængden af dioxin dannet pr. ton forbrændt imprægneret affaldstræ kan ikke uden videre opgøres, da det bl.a. er Cu i affaldstræet, der sammen med klor i resten af affaldet er skyld i dannelsen af dioxinen. I stedet er grænseværdien for emission af dioxiner til luften anvendt som et eksempel på ”worst case”.

Tabel 4.8 Emissioner til luften ved forbrænding af 1 ton imprægneret affaldstræ

1  AEA 2000.

Restprodukter fra røggasrensning og slagge

Ved forbrænding af imprægneret affaldstræ sætter de relevante tungmetaller i røggassen sig på støvpartikler i røgen og fjernes i posefiltre/elektrofiltre/scrubbere. Vi vurderer ikke, at støvmængden fra samfyring af normalt affald og imprægneret affaldstræ samlet set giver anledning til en større støvmængde. Forbrænding af imprægneret affaldstræ medfører dog som vist i tabel 4.7, at både slagge og restprodukt vil indeholde dioxiner og tungmetaller (As, Cr, Cu).

Slagge og restproduktet fra røggasrensningen deponeres. Da produkterne indeholder både tungmetaller og dioxiner, kan de med tiden udgøre et potentielt miljøproblem. Det vurderes dog, at produkterne ved deponering vil være stabile i mindst 30-50 år, hvilket betyder, at der i den velfærdsøkonomiske beregning af konsekvenserne ikke tages højde for disse miljøeffekter.

I forhold til spildevandet vurderes der kun at være marginale ændringer i røggasrensningen forbundet med at overholde grænseværdierne for emissioner i forhold til forbrænding af gennemsnitligt affald. Eventuelle miljøeffekter forbundet med udledningen af det rensede spildevand er ikke inkluderet i analysen.

Emissioner fra fortrængt energiproduktion

Energiproduktion bl.a. i forbindelse med forbrænding af imprægneret affaldstræ og andet affald genererer emissioner. Energiproduktion i almindelige kraftværker genererer ligeledes emissioner. Produceres der energi ved forbrænding af imprægneret affaldstræ, erstatter denne energiproduktion energi produceret et andet sted og fortrænger således den emission, der ville være blevet genereret ved den alternative energiproduktion. I kvantificeringen af emissionerne genereret ved forbrænding af imprægneret affaldstræ tager man i velfærdsøkonomiske analyser højde for denne såkaldte fortrængte emission.

Optimalt burde den fortrængte emission estimeres ud fra data om den energiproduktionsform, der reelt ville være anvendt som alternativ. Det er dog ikke en helt enkel tilgang, og det ligger uden for dette projekt at gå nærmere ind i detaljerne omkring, hvordan disse kunne estimeres. I stedet for vælges samme tilgang som valgt i DØRS (2002). Det antages således, at den alternative energiproduktionsform svarer til den gennemsnitlige emission fra danske kraftværker i 2001. Gennemsnitlige emissioner af CO₂, SO₂ og NOx ses i tabel 4.9.

Tabel 4.9 Emissioner fra gennemsnitlige kraftværker (kg/MWH)

I tabel 4.10 omregnes tallene fra tabel 4.9 til kg emission pr. ton imprægneret affaldstræ (kg/ton impræg. træ).

Tabel 4.10. Fortrængte emissioner fra gennemsnitlige kraftværker ved energiproduktion på affaldsforbrændingsanlæg (kg/ton imprægneret affaldstræ)

Miljøstyrelsen(2002) samt egne beregninger.

4.3.2 Omkostninger til forbrænding af imprægneret affaldstræ

Beregningen af de økonomiske forhold i forbindelse med forbrænding af imprægneret affaldstræ tager udgangspunkt i Miljøstyrelsens omkostningsmodel^[10] til beregning af bruttoomkostningerne ved affaldsforbrænding. Bruttoomkostningsmodellen for affaldsforbrænding er ligesom omkostningsmodellen for deponering opgjort på basis af en opstillet model over enhedsbruttoomkostningerne pr. ton gennemsnitligt affald for en gennemsnitlig størrelse forbrændingsanlæg (forbrændingskapacitet på 180.000 ton affald/år). Modellen^[11] opgør bruttoomkostningerne i faktorpriser ved forbrænding som en funktion af affaldets vægt og affaldets brændværdi. Modellen opdeler bruttoomkostningerne i hhv. vægt- og brændværdiafhængige omkostninger.

Modellens bruttoomkostninger omfatter:

• Anlægsinvesteringer:
  • Anlæg (bygge/anlæg, ventilation, el og projektering)
  • Maskiner (ovn/kedel, turbine, røggasrensning)
• Faste årlige driftsomkostninger:
  • Løn inkl. pension mv. (drift og administration)
  • Vedligehold af bygge og anlæg
  • Vedligehold af maskiner
  • Olieforbrug til nedkørsel og opstart
• Variable driftsomkostninger:
  • Vedligehold af maskiner
  • Kalkforbrug
  • Aktiv kul
  • Elforbrug
  • Genanvendelse af slagge og ristgennemfald
  • Deponi af slagge og ristgennemfald
  • Deponi af røggasrensningsprodukter
  • Andre omkostninger (ikke-lønrelaterede administrations- og miljøomkostninger, konsulentbistand, forsikringer og mindre driftsudgifter såsom lud og kemikalier til vandbehandling)

Ved at sammenligne modellens resultater med de faktiske behandlingsgebyrer for almindeligt brændbart affald vurderes, at +/- 25% giver et rimeligt bud på usikkerhedsintervallet for modellens enhedsbruttoomkostningerne pr. ton gennemsnitligt affald.  Den udledte sammenhæng gælder udelukkende for affaldsfraktioner, der er så små, at deres fjernelse eller tilsætning kun giver anledning til marginale ændringer af affaldets gennemsnitlige brændværdi. På baggrund af erfaring fra EFP-projekt (Terkildsen & Cramer 1994) antages, at imprægneret affaldstræ vil udgør ca. 8% af den indfyrede affaldsmængde, hvilket vurderes at opfylde forudsætningen for den udledte model.

Modellen baseres på et repræsentativt forbrændingsanlæg og forbrænding af affald med en gennemsnitlig brændværdi (b). Forbrændingsomkostningerne pr. ton for en affaldsfraktion med en anden brændværdi udtrykkes som en funktion af den specifikke affaldsfraktions brændværdi (b_i):

     (3)

Modellen opdeler bruttoomkostningerne i hhv. vægt- og brændværdi- afhængige omkostninger, hvor  er den vægtafhængige parameter og er den brændværdiafhængige parameter.

 estimeres til 184 kr. ,  estimeres til 470 kr. og b vurderes til 11,5 GJ/ton for gennemsnitligt affald.  Ved at indsætte disse estimater i formel (3) kan omkostningerne ved forbrænding af en specifik affaldsfraktion nu udledes ved at indsætte brændværdien den specifikke affaldsfraktion (b_i) i formlen:

    (4)

Omkostningernes afhængighed af vægt og brændværdi er således beskrevet. Disse beregnede omkostninger skal dog korrigeres for flere forskellige forhold.

I forhold til forbrænding af gennemsnitligt affald vil forbrænding af imprægneret affaldstræ, som beskrevet i foregående afsnit om miljøkonsekvenser, bl.a. medføre en øget røggasrensning for at overholde grænseværdierne for emissioner og et øget indhold af dioxiner i restproduktet efter røggasrensning samt en øget energiproduktion pga. den højere brændværdi. Den afvigende sammensætning af imprægneret affaldstræ i forhold til gennemsnitligt affald kan således medføre ændrede omkostninger som følge af:

• Højere brændværdi – afhængig af fugtindholdet i træet
• Øget brug af produkter til røggasrensning og bortskaffelse af restprodukter
• Ændret slaggemængde

Brændværdi

Brændværdien for sammensætningen af det imprægnerede affaldstræ, der lægges til grund for denne analyses beregninger, fremgår af tabel 1.2. og præsenteres i nedenstående tabel (tabel 4.11). Maks.-scenariet angiver en højere brændværdi end min.-scenariet resulterende i total set bedre driftsøkonomi (se tabel 4.13. og 4.14.).

Tabel 4.11. Brutto-forbrændingsomkostninger  kr./ton imprægneret affaldstræ beregnet i faktorpriser

Ved at indsætte min.- og maks.-brændværdierne i formel (2) beregnes forbrændingsomkostningerne for imprægneret affaldstræ ekskl. de listede ekstra behandlingsomkostninger. Forbrændingsomkostninger for gennemsnitligt affald er til sammenligning 654 kr./ton.

Den ændrede brændværdi har ikke kun betydning for bruttoomkostningerne ved forbrænding. Stigende brændværdi – som i max.-scenariet – medfører muligheden for en stigende produktion af el og varme. Stigende produktion af el og varme medfører øgede indtægter og dermed lavere nettoomkostninger. Værdien af den producerede el og varme mere end opvejer de marginale meromkostninger som følge af det højere energiindhold. Værdien af den mulige merproduktion af el og varme afhænger af forbrændingsanlæggets mulighed for at udnytte den øgede brændværdi. Nogle forbrændingsanlæg kører på kapacitetsgrænsen, mens andre ikke gør. Da vi betragter en teknikvalgssituation, må det antages, at anlægget på langt sigt vil tilpasses affaldets gennemsnitlige brændværdi.

Det antages, at forbrænding af imprægneret affaldstræ bidrager til indtægterne fra el- og varmeproduktion proportionalt med brændværdien. Brændværdien for imprægneret affaldstræ er gennemsnitligt 1,03 gange højere end gennemsnitligt affald, og indtægterne ved forbrænding af imprægneret affaldstræ kan således beregnes som 1,03 gange indtægterne ved forbrænding af gennemsnitligt affald. Indtægterne ved forbrænding af gennemsnitligt affald er af Miljøstyrelsen^[12] opgjort til 452 kr./ton affald ved en elpris på 234 kr./Mwh og en varmepris på 164 kr./Mwh.

Tabel 4.12. Indtægt ved forbrænding af imprægneret affaldstræ (kr./ton)

Øget røggasrensning

Det vurderes ikke, at støvmængden fra samfyring af normalt affald og affaldstræ samlet set giver anledning til en større støvmængde. Driften af støvfjernelsesanlæggene vil derfor ikke være forskellig fra normal drift. Tilstedeværelsen af imprægneret affaldstræ vil muligvis påvirke de sure røggasrensningsprocesser svagt i positiv retning, da forbrænding af imprægneret affaldstræ ikke danner sure gasser. Det forventes ikke, at udgifterne til røggasrensning vil stige, når affaldstræ samfyres med normalt affald – nærmere det modsatte.

Øget mængde spildevand (fra våd røggasrensning)

Der vurderes kun at være marginale ændringer i røggasrensningen forbundet med at overholde grænseværdierne for emissioner i forhold til forbrænding af gennemsnitligt affald. Derfor vurderes der også kun at være marginale ændringer i mængden af spildevand fra røggasrensningen.

Ændret slaggemængde

Slagge dannes ved forbrænding af affald. Det forventes, at slaggemængden vil falde en smule i forhold til forbrænding af normalt affald, da askeindholdet i affaldstræet er mindre end i normalt affald:

Slagge fra normalt affald:              17% (w/w)

Aske i affaldstræ, Min.-scenarie:    12,3% (w/w)

Aske i affaldstræ, Maks.-scenarie: 10,3% (w/w)

Ændringen vil formentlig være i størrelsesordenen 2,5-3,5% mindre slagge.

Sammensætningen af slaggen vil dog være væsentlig anderledes end for normalt affald og vil have et meget højere indhold af As, Cr, Cu og et noget højere indhold af dioxiner. En reduceret slaggemængde på 2,5-3,5% antages at give en tilsvarende reduktion i omkostningerne forbundet med deponering af slaggen. Miljøstyrelsen^[13] anslår, at omkostningerne forbundet med deponering af slagge og ristgennemfald ligger på 8.775.000 kr. for et anlæg med kapacitet på 250.000 ton affald pr. år, svarende til 35,1 kr./ton forbrændt affald. Reduceres omkostningerne til deponering af slaggen proportionalt med reduktionen i slaggemængden, giver det en reduktion i omkostningerne på 1,23 kr./ton.

Øget korrosion

Samforbrænding af affaldstræ vil ikke bidrage til en øget korrosion. Forbrændingen danner en mindre mængde sure gasser, hvilket samlet set vil give mindre korrosion. Temperaturen i forbrændingskammeret vil sandsynligvis være marginalt højere pga. den højere brændværdi, men dette vil næppe få betydning for korrosionsforholdene.

Samlede omkostninger ved forbrænding

Tabel 4.13 viser, at de samlede nettoomkostninger i faktorpriser ved forbrænding af imprægneret affaldstræ ligger mellem 199 og 207 kr./ton afhængig af træets brændværdi. Disse nettoomkostninger forudsætter dog, at el- og varmeproduktionen kan udnyttes.

Tabel 4.13. Samlede omkostninger ved forbrænding af imprægneret affaldstræ i faktorpriser (kr./ton imprægneret affaldstræ).

Tabel 4.14. viser hhv. de totale budgetøkonomiske omkostninger og de totale velfærdsøkonomiske omkostninger pr. ton træ ved forbrænding af imprægneret affaldstræ.

Tabel 4.14. Budgetøkonomiske og velfærdsøkonomiske omkostninger ved forbrænding af imprægneret affaldstræ (kr./ton)

Det ses, at emissioner fortrængt fra anden energiproduktion i maks.-scenariet udgør en større værdi end omkostningerne ved selve forbrændingen af det imprægnerede affaldstræ. Den forholdsvis høje værdi af de fortrængte emissioner skyldes især de undgåede emissioner af SO₂, hvor den forholdsvis lave omkostning af emissionerne fra selve forbrændingen skyldes, at det kun har været muligt at beregne omkostningerne for emissioner til luften. Af tabel 4.7 fremgik, at en stor del af emissionerne fra forbrænding af imprægneret affaldstræ gik til jorden som fast affald. Disse mængder indgår således ikke i tabel 4.14’s beregnede omkostninger.

Ved forbrænding af imprægneret affaldstræ antages at gælde samme hvile i sig selv-princip som ved deponering og derfor dækkes de budgetøkonomiske omkostninger af affaldsproducenterne. Netselskaberne vil derfor skulle betale for at få forbrændt ledningsmaster. Kommunerne vil i første omgang betale for at få forbrændt det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ, for efterfølgende at sende regningen direkte videre til forbrugerne, så det i sidste ende vil være forbrugerne, der dækker omkostningerne ved forbrænding af det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ.

4.4 Kommunekemi A/S – Forgasning

Kommunekemi A/S har udviklet et anlæg til behandling af imprægneret affaldstræ. Anlægget findes endnu ikke i fuld skala, da Kommunekemi afventer nogle klare retningslinjer til behandlingen af træet og restprodukterne. Data er derfor baseret på forsøgsanlæg og estimerede omkostninger. Alle beregninger i dette afsnit er baseret på data fra Kommunekemi.

Anlægget er baseret på behandling af CCA-imprægneret affaldstræ ved hjælp af forgasning. I de efterfølgende betragtninger er der derfor taget udgangspunkt i de sammensætninger af træet, der er præsenteret i afsnit 1.2.1.

Anlægget designes til at behandle tre ton træ pr. time, svarende til ca. 25.000 ton pr. år. Af hensyn til forgasningen skal der være et vandindhold på omkring 40% i træet. Er træet mere tørt, er det nødvendigt at tilsætte vand. Data for anlægget forudsætter 25.000 ton træ årligt med et vandindhold på 40%. Dvs. kapaciteten er 15.000 ton tørt træ. Dette svarer til minimumsscenariet beskrevet i afsnit 1.2.1.

I forbindelse med den efterfølgende beskrivelse henvises til figur 4.1 (Se evt. bilag 1 for en større udgave af figuren).

Figur 4.1. Principskitse for Kommunekemis forgasningsanlæg

Forbehandling

Træet skal inden behandling neddeles til flis. Flisanlægget dimensioneres til en kapacitet på 20 ton pr. time. Der regnes med 15 ton pr. time i 6-7 timers daglig drift 5 dage om ugen, i alt ca. 25.000 ton pr. år.

Affaldstræet indeholder fremmedlegemer som sten og metalfragmenter, hvorfor maskinerne skal være robuste nok til at klare dette. Stål og metalfragmenter sorteres fra flisen og kan genanvendes. Flisen tilføres et flislager, med en kapacitet på ca. 500 ton.

Af hensyn til støj og risiko for støvspredning placeres neddelingsanlægget i en lukket bygning indrettet til formålet.

Forgasning

Forgasningen finder sted i en modstrømsforgasser. Forgasserens reaktor er udformet som en vertikal orienteret udmuret cylinder med top og bund.

De processer, der finder sted i reaktoren, er opdelt i vertikalt afgrænsede zoner. Set fra bunden består disse lag af:

1. Askelag, hvor også luftindblæsning finder sted
2. Glødelag, hvor afgasset kulstof (koks) forbrændes
3. Forgasningslag, hvor der dannes brint og kulmonoxid
4. Pyrolyselag, hvor kulbrintegasser og tjære drives ud af brændslet
5. Brændselslag, hvor tilført flis forvarmes/tørres. Brændselslaget virker samtidig som et filter, der tilbageholder støv.

Processen styres ved at regulere på tilførsel af vanddamp og forvarmet atmosfærisk luft, som blæses ind i reaktoren under askelaget.

Rågassen, som forlader reaktorens top, er ca. 75 °C. Forsøg viser, at gassen er mættet med en blanding af vanddamp og tjære samt ca. 80% af den arsen, der findes i CCA imprægneret træ. De resterende 20% arsen tilbageholdes i asken sammen med de øvrige metaller chrom og kobber.

De materialestrømme, der forlader reaktoren, er således:

• Rågas
• Forgasningsaske

Efterbehandling

1a) Rensning af rågassen

Den ca. 75°C varme rågas, der er overmættet med vanddamp og tjære, ledes til en røggaskøler, hvor temperaturen sænkes til ca. 40°C. Herved udkondenseres tjære og vand, og der afgives varme, der overføres til fjernvarmenettet.

Gassen føres herefter til rensning i et vådt el-filter. Erfaringer fra Harboøre Varmeværk, der forgasser ren træflis, viser, at et vådt el-filter udskiller ca. 99,9% af alle aerosoler og partikler større end 3 µm. El-filteret opererer med en spændingsdifference på 20-30.000 volt. Partiklerne lades og udfældes på kollektorpladerne, hvor de vaskes ned af kondenseret tjære og vanddamp.

Forsøg har vist, at kondensatet indeholder alle faste partikler, herunder arsen, som ved den aktuelle temperatur optræder som arsenik, As₂O₃.

Strømme fra el-filteret er således:

• Renset gas
• Tjære-/vandkondensat

1b) Separering af tjære/vandkondensat

Separering af tjære/vandkondensat sker i tjæreseparatoren ved hjælp af massefyldeforskellen. Herved fås:

• Tung tjære, der ledes til eksisterende roterovns-forbrændingsanlæg. Herved udnyttes brændværdien til fremstilling af el og varme. Ved forbrændingen ender As i røggasrensningsproduktet og slagge, der begge deponeres.
• Let tjære.

1c) Opkoncentrering af let tjære

Den lette tjære ledes til opkoncentreringsanlægget, hvor ca. 50% af væskemængden afdampes.

Dampen anvendes til befugtning af luft til forgasningsreaktoren.

Forsøg viser, at arsenikindholdet i den tilbageværende væskeandel herved opkoncentreres.

Den koncentrerede let-tjære ledes til forbrænding i de eksisterende roterovnsforbrændingsanlæg, således at brændværdien udnyttes til fremstilling af el og varme. Ved forbrændingen ender As i røggasrensningsproduktet og slagge, der begge deponeres.

1d) Forgasningsgassen

Den rensede forgasningsgas vil i første omgang blive anvendt som støttebrændsel på de eksisterende roterovnsforbrændingsanlæg. Senere er det hensigten at benytte gassen på en eksisterende gasturbine, der med hensyn til fremstilling af el har en bedre virkningsgrad end ved afbrænding på roterovnene.

2) Forgasningsaske

Forgasningsasken indeholder 100% af den chrom og kobber og ca. 20% af den arsen, som træet indeholder.

Med udgangspunkt i gennemsnitsværdier for de forudsætninger, der er sat for metalindhold, tørstof- og askeprocent i affaldstræet, kan askemængden og dens metalindhold beregnes:

Tør træmængde: 60% af 25.000 ton = 15.000 ton

Askemængde: ca. 10% af tør træmængde: 1.500 ton pr. år

Metalindhold (ved 10% aske og når 80% As fjernes med gassen):

• Kobber       12.500 mg/kg
• Chrom         8.750 mg/kg
• Arsen         1.550 mg/kg

Metallerne i asken kan enten oparbejdes, eller alternativt kan asken deponeres.

2a) Oparbejdning af asken

Kommunekemi udvikler i samarbejde med Wilson Engineering A/S en proces til oparbejdning af metallerne i asken.

Processen består af en varm alkalisk ekstraktion efterfulgt af en række hydrokemiske processer:

Asken blandes med reagens (miks af tre reagenser) i forholdet 1:1,5, og opvarmes til ca. 800°C i ca. 1 time. Herefter ekstraheres aske/reagens i vand, hvorved chrom og arsen opløses i vandet, mens kobber forbliver uopløst i sedimentet.

Kobbersedimentet sendes til oparbejdning på kobberværk.

Opløsningen gøres sur, og arsen fældes som en stabil svovlforbindelse, der er egnet til deponering. Efterfølgende fældes chrom, og der kan fremstilles en chromforbindelse, der anvendes på eksempelvis garverier. Det ene af de tre reagenser til den varme proces kan til slut regenereres.

2b) Deponering af forgasningsaske

I stedet for at oparbejde metallerne i asken er det muligt i stedet at stabilisere asken og opfylde fx saltminer i Tyskland. Alternativt kan asken indstøbes i beton og deponeres på Kommunekemis deponi ved Klintholm.

4.4.1 Miljøeffekter/emissioner

Processpildevand

Der forekommer ikke spildevand fra forgasningsprocessen. I aske-oparbejdningsprocessen genereres der ca. 3.000 m³ processpildevand pr. år (ca. 0,5 g SO₄^2- pr. liter).

Ventilationsluft

Af brand- og arbejdsmiljømæssige årsager skal bygninger, der rummer produktionsanlæggene, ventileres. Der vil uundgåeligt være en vis støvproduktion fra flisning af træet, og flisanlægget udrustes med støvundertrykkelsesanlæg.

Emissioner til luft

I forgasningsprocessen dannes der ved afbrænding af gassen CO₂, men da gassen er fremstillet på baggrund af træ, anses processen for at være CO₂-neutral. I askeoparbejdningsprocessen er der en emission på 50-100 ton NO_X pr. år.

Støj

I forgasningsprocessen vil der i forbindelse med drift af flisanlægget være støj fra maskinanlæggene. Bygningerne støjisoleres derfor. I aske-oparbejdelsesprocessen er støj ikke relevant.

Fast affald

Der dannes ikke fast affald i forgasningsprocessen, og i aske-oparbejdningsprocessen dannes der ikke af fast affald af betydning.

Samlet miljøeffekt

Tabel 4.15. Type og mængde af miljøkonsekvenser fra Kommunekemis processer pr. ton imprægneret affaldstræ

1  Kommunekemi oplyser, at NOx-emissionen ved metaloparbejdning er 50-100 kg ved fuld kapacitetsudnyttelse (behandling af asken fra 25.000 ton imprægneret affaldstræ). I beregningerne er anvendt et gennemsnit, 75 kg.

Emissioner fra fortrængt energiproduktion

Den energi, der produceres i Kommunekemis proces fortrænger energiproduktion andetsteds og dermed også emission fra energiproduktionen andetsteds. Det antages, at den fortrængte energiproduktion ville have fundet sted på et gennemsnitligt kraftvarmeværk. Emissioner fra et sådan kraftvarmeværk ses i tabel 4.9.

Af oplysningerne fra Kommunekemi kan beregnes, at der pr. ton behandlet imprægneret affaldstræ produceres 2,28 MWh varme og 0,82 MWh el (anden energi). Et groft skøn over den fortrængte emission fra et gennemsnitligt kraftvarmeværk ses i tabel 4.16.:

Tabel 4.16. Fortrængt emission ved energiproduktion på Kommunekemi’s anlæg (kg/ton imprægneret affaldstræ)

Energibalance

Kommunekemi har to muligheder i energiproduktionen. Enten kan vælges at afbrænde både gas og tjæreprodukter i forbrændingsanlægget. Alternativt kan gassen anvendes på gasturbinen, som er koblet i en combined cycle med dampturbinen. Tjære fra gasrensningen afbrændes i forbrændingsanlæget. Her vil tjæren kunne erstatte dyrt indkøbt støttebrændsel. Virkningsgraderne vil være flg.:

Ved afbrænding:
Elvirkningsgrad på modtryksturbine med samtidig fjernvarmeproduktion er 15%.
Varmevirkningsgrad ved samtidig elproduktion er 73%. Samlet anlægsvirkningsgrad er 88%.

Ved gasturbine og combined cycle:
Elvirkningsgrad gasturbine + dampturbine 32%.
Varmevirkningsgrad 50%.

80% af træets energiindhold genfindes i gassen, mens 15% afbrændes med virkningsgrader som ved forbrænding. 5% går tabt. Samlet virkningsgrad er 79%.

4.4.2 Omkostninger ved Kommunekemis metode

Oplysninger om Kommunekemis behandling af imprægneret affaldstræ er videregivet med en fortrolighedserklæring. Det er derfor kun muligt at præsentere aggregerede resultater af de økonomiske beregninger af omkostningerne ved behandling af imprægneret affaldstræ under forudsætningerne for sammensætningen af det imprægnerede affaldstræ præsenteret i afsnit 1.2.1. Opgørelsen af omkostningerne er dokumenteret i et regneark, der indeholder de fortrolige oplysninger. Dette regneark er kun tilgængeligt for Miljøstyrelsen, Kommunekemi, FORCE Technology og akf.

De velfærdsøkonomiske omkostninger til behandling af imprægneret affaldstræ på Kommunekemi er beregnet på baggrund et driftsøkonomisk regnskab omfattende oplysninger om alle investeringer samt løbende omkostninger og indtægter.

Kommunekemi har oplyst følgende priser på ressourcer og produkter, som anvendes og produceres i Kommunekemis proces.

Tabel 4.17. Nøgletal for input og output i Kommunekemis proces (Kommunekemi 2005)

De velfærdsøkonomiske omkostninger forbundet med Kommunekemis behandling af imprægneret affaldstræ ses i tabel 4.18. I de velfærdsøkonomiske beregninger indgår kun omkostningerne for de miljøkonsekvenser, det har været muligt at finde beregningspriser for. Af hensyn til fortrolighedsaftalen fremgår de enkelte poster kun på aggregeret niveau. Omkostningerne er beregnet for forgasningsprocessen og den efterfølgende proces hhv. oparbejdning af metallerne eller deponering i miner i hhv. Danmark eller Tyskland.

Tabel 4.18 Velfærdsøkonomiske omkostninger ved Kommunekemis behandling af imprægneret affaldstræ (kr.)

Ved maksimumsscenariet er vandindholdet 15%, og i dette tilfælde kan der ifølge Kommunekemi kun behandles omkring 17.500 ton træ, da det er nødvendigt at befugte det op til 40% (=25.000 ton). Forskellen på de totale behandlingsomkostninger ved min.- og maks.-scenariet er således kun et yderligere vandforbrug på 6.250 ton pr. år ved maksimumsscenariet. Det svarer til en merudgift på 62.500 kr. pr. år i faktorpriser. Af tabel 4.18 ses, at behandlingsomkostningen pr. ton behandlet imprægneret affaldstræ ved oparbejdning af metaller bliver betydelig højere under maks.-scenariet, hvilket hovedsagelig skyldes den mindre mængde imprægneret affaldstræ der kan behandles for ca. samme omkostninger. Vælges i stedet at udelade metaloparbejdningsprocessen for blot at deponere asken efter selve forgasningsprocessen, ses, at maks.-scenariet medfører en højere gevinst pr. ton træ end min.-scenariet.  Dette skyldes, at den mindre mængde træ i maks.-scenariet medfører samme størrelse overskud.

Tabel 4.19 Budgetøkonomiske omkostninger ved Kommunekemis behandling af imprægneret affaldstræ (kr.)

Ved behandling af imprægneret affaldstræ på Kommunekemis anlæg antages at gælde samme hvile i sig selv-princip som ved deponering og forbrænding. Derfor dækkes de budgetøkonomiske omkostninger af affaldsproducenterne. Netselskaberne vil skulle betale for at få behandlet ledningsmaster. Kommunerne vil i første omgang betale for at få behandlet det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ, for efterfølgende at sende regningen direkte videre til forbrugerne, så det i sidste ende vil være forbrugerne, der dækker omkostningerne ved behandling af det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ.

Kapacitet og stordriftsfordele

Kommunekemi har ikke foretaget estimeringer af omkostninger på anlæg med anden kapacitet end det her præsenterede, og det er således ikke muligt at vurdere, om der vil være evt. stordriftsfordele ved at behandle større mængder imprægneret affaldstræ end anlæggets fulde kapacitet. Ligeledes er det heller ikke muligt at vurdere omkostningen pr. ton træ ved en ikke-fuld udnyttelse af anlæggets kapacitet.

4.5 RGS90 Watech

RGS90 Watech har udviklet en metode til behandling af imprægneret affaldstræ. Anlægget findes endnu ikke i fuld skala, da RGS90 Watech afventer, ligesom Kommunenkemi, klare retningslinjer for behandling af træet og restprodukterne. Data er derfor baseret på forsøgsanlæg og estimerede omkostninger. Alle beregninger i dette afsnit er baseret på data fra RGS90 Watech.

RGS90 Watechs behandlingsproces til ekstraktion af tungmetaller fra imprægneret træ følger principskitsen (flow-sheet) for processen i figur 4.2.

Figur 4.2 Flow-sheet for RGS90 Watechs anlæg til genanvendelse af imprægneret træaffald (RGS90 Watech d. 10. okt. 2003).

Anlægget er baseret på behandling af CCA-imprægneret affaldstræ ved hjælp af en ekstraktionsproces.  I de efterfølgende betragtninger er der taget udgangspunkt i de sammensætninger af træet, der er præsenteret i af snit 1.2.1.

Procesbeskrivelse

Træaffald tilføres sortering/neddelingsprocessen, hvor sand, grus, sten, søm og andre fremmede stoffer sorteres fra dels med en magnet og dels gennem en sorter-tromle. Det sand og jord, der sorteres fra, sendes til specialdeponi (klasse 3-jord), da det kan indeholde imprægneringsmidler. Det forsorterede træaffald hakkes herefter til flis og mellemlagres (med befugtning).

Fra mellemlageret føres det neddelte træ (træflis) til en ekstraktionsproces. Modstrømsekstraktionen udføres med varm, fortyndet saltsyre.

Efter ekstraktionen fås en saltsyreopløsning med kobber, krom, arsen og en smule oxidérbare organiske forbindelser (COD). Denne opløsning behandles med kalk (CaCO₃) og læsket kalk (Ca(OH)₂). Herved fældes tungmetallerne. Opløsningen fra udfældning finpoleres med sulfid for at fjerne evt. rest arsenindhold. De fældede tungmetaller fjernes med en filterpresse og filterkagen sendes til oparbejdning af Cu og Cr eller deponeres. As foreligger på stabiliseret form og kan deponeres. Vandfasen fra afvandingsprocessen deles i spildevand og vand, der kan genbruges i processen.

Efter ekstraktionen indføres træflisen til et skylletrin til fjernelse af restklorid.  Dette udføres som en modstrømsekstraktion med varmt vand.

Det nu rensede træflis separeres fra væsken i to trin. Det grove trin giver det behandlede træflis produkt, og det fine trin giver et træ(sav)smuldslignende produkt. Disse produkter kan køres sammen, hvis man ønsker det. Processen fremstiller altså rent træbrændsel (flis og smuld) uden imprægneringsmidler. Disse brændsler vil kunne erstatte tilsvarende ”jomfruelige” træbrændsler og dermed give en meget høj udnyttelsesgrad af energien i affaldstræet. Selve forbrændingen i et flisfyr (som vist i figur 4.2) er ikke med i de økonomiske vurderinger. Det skyldes, at det ikke er en del af den, af RGS90 Watech til projektet beskrevne teknologi, og at det ligger uden for projektets rammer at opstille de nødvendige tekniske forudsætninger,  herunder forudsætninger om træets renhed.

Efter tørring sendes produkterne på lager for henholdsvis træflis og træsmuld. En mindre del af det behandlede træflis produkt bruges til opvarmning af vand, saltsyre samt til tørringsformål.

Miljøeffekter relateret til RGS90 Watechs proces er vist i tabel 4.20.

Tabel 4.20. Emissioner fra RGS90 Watechs proces pr. ton imprægneret affaldstræ

4.5.1 Omkostninger ved RGS90 Watechs metode

Oplysninger om RGS90 Watech behandling af imprægneret affaldstræ er givet med en fortrolighedserklæring. Det er derfor kun muligt at præsentere generelle resultater af de samfundsøkonomiske beregninger. Der er forudsat en kapacitet på 25.000 ton/år.^[14]

De samfundsøkonomiske omkostninger til behandling af imprægneret affaldstræ hos RGS90 Watech er beregnet på baggrund et driftsøkonomisk regnskab omfattende oplysninger om alle investeringer samt løbende omkostninger og indtægter.

RGS90 Watech har oplyst følgende priser (jf. tabel 4.21) på ressourcer og produkter, som anvendes og produceres i RGS90 Watechs proces.

Tabel 4.21. Nøgletal for input og output i RGS90 Watechs proces

Ifølge RGS90 Watech har træflis en værdi på 247 kr./ton og træsmuld sælges til 360 kr./ton. Denne salgspris er afhængig af, at træflis og træsmuld godkendes som rene træprodukter, jf. tabel 4.20.

De samfundsøkonomiske omkostninger forbundet med RGS90 Watechs behandling af imprægneret affaldstræ ses i tabel 4.22. Af hensyn til fortrolighedsaftalen fremgår de enkelte poster kun på et aggregeret niveau. Omkostningerne er beregnet for forbehandlingen, den efterfølgende proces, samt for genindvinding af Cu. Cr genindvindes ikke, da det ikke kan betale sig.

Tabel 4.22 Samfundsøkonomiske omkostninger ved RGS90 Watechs behandling af imprægneret affaldstræ

I maks.-scenariet ligger behandlingsomkostningerne på cirka 437 kr. pr. ton og i min.-scenariet på ca. 567 kr. pr. ton, jf. mht. konstruktionen af scenarierne i tabel 1.2. Maks.-scenariet inkl. kobberindvinding har behandlingsomkostninger på 467 kr. pr. ton behandlet træ og min.-scenariet inkl. kobberindvinding har behandlingsomkostninger 599 kr. pr. ton behandlet træ.

Som nævnt indgår der i analysen en forventet markedspris for salg af ren træflis og træsmuld.  Derimod indgår ikke værdien af fortrængt CO₂- emissioner ved anvendelse af denne træflis til energiproduktion. Det indgår ikke i de forudsætninger, der er opstillet til denne samfundsøkonomiske analyse. Vi er heller ikke gået ind i en nærmere vurdering af de forudsatte salgspriser.

Tabel 4.23 Budgetøkonomiske omkostninger ved RGS90 Watechs behandling af imprægneret affaldstræ (kr.)

Ved behandling af imprægneret affaldstræ på RGS90 Watechs anlæg antages at gælde samme hvile i sig selv-princip som ved deponering og forbrænding. Derfor dækkes de budgetøkonomiske omkostninger af affaldsproducenterne. Netselskaberne vil skulle betale for at få behandlet ledningsmaster. Kommunerne vil i første omgang betale for at få behandlet det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ, for efterfølgende at sende regningen direkte videre til forbrugerne, så det i sidste ende vil være forbrugerne, der dækker omkostningerne ved behandling af det kommunalt indsamlede imprægnerede affaldstræ.

Kapacitet og stordriftsfordele

RGS90 Watech oplyser følgende (tabel 4.24) om sammenhængen mellem investeringer (forbehandling, proces og bygninger er inkluderet) og anlægskapacitet.

Tabel 4.24 Investering og kapacitet for RGS90 Watech

Det ses, at der er betydelige stordriftsfordele. Forudsætningerne for beregningerne (i tabel 4.22.) er en kapacitet på 25.000 ton. Vi har ikke haft nøgletal (jf. tabel 4.21) til at gennemføre beregninger med andre kapaciteter. Hvis Watech fik monopol på behandlingen af imprægneret affaldstræ, kunne et anlæg med højere kapacitet komme på tale, jf. figur 1.

Fodnoter

^[4] Se Munksgaard & Larsen (1999) for en definition af begrebet ”stærk bæredygtighed”.

^[5] Modellen er opstillet og estimeret af COWI for Miljøstyrelsen.

^[6] Se EC (1995) for omtale af begrebet ”pollution pathways”.

^[7] Projektets teknikvalgstilgang nødvendiggør, at der tages udgangspunkt i etablering af et nyt deponeringsanlæg på trods af, at et mere realistisk scenarium muligvis blot ville tage udgangspunkt i udvidelse af et eksisterende affaldsdeponi.

^[8] Modellen er opstillet og estimeret af COWI for Miljøstyrelsen.

^[9] I CCP-imprægneret træ er kobberkoncentrationen højere end i CCA-træ. Det er nødvendigt for at opnå den ønskede "giftvirkning". I praksis vil der altid forbrændes en blanding af CCA- og CCP-træ, så resultaterne fra forsøgene kan udmærket benyttes til at bedømme ændringerne i dioxin-dannelsen. Under alle omstændigheder giver fyringen med imprægneret affaldstræ anledning til meget forhøjede kobber-koncentrationer. Kobber er kendt som katalysator for dioxindannelse (Cramer 2004).

^[10] Modellen er opstillet og estimeret af COWI for Miljøstyrelsen.

^[11] Anlægsomkostningerne omregnes til kapitalomkostninger via en opregning med forrentningsfaktoren på kapital (r=3% og q=6%) og annuisering med en diskonteringsfaktor på 3%. Anlæggets levetid (T) antages at være 20 år. Jf. Møller et al. 2000.

^[12] I forbindelse med modellen opstillet og estimeret af COWI for Miljøstyrelsen.

^[13] I forbindelse med modellen opstillet og estimeret af COWI for Miljøstyrelsen.

^[14] Opgørelsen af omkostningerne er dokumenteret i et regneark, der indeholder de fortrolige oplysninger. Dette regneark er kun tilgængeligt for Miljøstyrelsen, RGS90 Watechs, FORCE Technology og akf.

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

Version 1.0 December 2007, © Miljøstyrelsen.