Livscyklusvurdering. af dobbelt porøs filtration af regnvand. Af Sanne Holst

Transkript

1 Livscyklusvurdering af dobbelt porøs filtration af regnvand Af Sanne Holst

2 Forord Denne rapport er resultatet af bachelorprojektet: Livscyklusvurdering af dobbelt porøs filtrering af regnvand. Projektet er lavet ved Institut for produktion og ledelse ved DTU og er kommet i stand efter forespørgsel fra Rambøll A/S Spildevand. Tak til min vejleder Stig Irving Olsen, ekstern vejleder Christian Nyerup Nielsen fra Rambøll A/S Spildevand, Henrik Søgård Olsen fra Rambøll A/S Spildevand, Marina Bergen Jensen fra LIFE samt Rambølls samarbejdspartnere og leverandører for hjælp til at fremskaffe af uddybende data, at lave estimater, at lave antagelser og databehandling. Sanne Holst s042581

3 Abstrakt Denne rapport er et resultat af en sammenlignelig livscyklusvurdering af rensning af 7566m 3 vejvand i to pilotrensningsanlæg, baseret på dobbelt porøs filtration. Det ene anlæg har 6 filterlag, det andet 18. Hvert rensningsanlæg blev modelleret med to alternativer for hvordan kalken behandles, når dens kapacitet er opbrugt. 1: Kalken bliver udskiftet. 2: Kalken bliver regenereret. Til modelleringen blev pc-værktøjet SimaPro 7.1 brugt. Pilotanlæggene er bygget sammen, derfor er gravearbejde og de elektriske måleinstrumenter fælles, så hvert anlæg krediteres for halvdelen af disse processer. Det har ikke været muligt, at kreditere systemet for rensning af vandet i et kommunalt rensningsanlæg, da SimaPro ikke tillader kreditering af bortskaffelsesfaser. Ved sammenligning af de fire alternativer var det klart at 6-lagsanlægget med regenerering af kalken, er det mindst miljøbelastende, dels fordi der bruges mindre kalk, og dels fordi det påvirkes mindst hvis forudsætninger og nøgleantagelser skulle ændres.

4 Indholdsfortegnelse 1 INTRODUKTION PROCEDURER OG METODE EDIP METODEN DEFINITION AF MÅL DEFINITION AF AFGRÆNSNINGER DATAOPGØRELSE MILJØPÅVIRKNINGSVURDERING MILJØPÅVIRKNINGSPOTENTIALE METODE FOR NORMALISERING OG VÆGTNING Normalisering Vægtningsfaktorer SENSITIVITETSANALYSE GENTAGELSER AF PROCESSERNE SIMAPRO MÅL OG AFGRÆNSNING FOR PROJEKTET DEFINITION AF MÅL FUNKTIONEL ENHED VURDERINGSKRITERIER ALLOKERINGSMODELLER TEKNOLOGISK AFGRÆNSNING TIDSMÆSSIG AFGRÆNSNING GEOGRAFISK AFGRÆNSNING EGENSKABER SYSTEMAFGRÆNSNING SYSTEMBESKRIVELSE ANTAGELSER OG BEREGNINGER SELVE ANLÆGGET Betonkonstruktion Membran Strømningslag Hullet til anlægget Gravemaskiner MÅLEUDSTYR KALKMADRASSER TRANSPORT Slambilen BORTSKAFFELSE Udskiftning Regenerering DATAOPGØRELSE INDSAMLING AF DATA Databehandling NORMALISERING OG VÆGTNING MILJØPÅVIRKNINGSVURDERING MODELLERING I SIMAPRO...22

5 7.2 SCENARIER Scenario Scenario Scenario Scenario HOT SPOTS SENSITIVITETS- OG USIKKERHEDSANALYSE KONKLUSION...39 REFERENCER:...41 INDHOLD FOR APPENDIKSER...43

6 1 Introduktion En livscyklusvurdering (LCA) er et værktøj til, at vurdere hvor meget et produkt belaster miljøet i løbet af dets liv. En LCA spænder over udvinding af råmaterialer, over fremstilling, brug og transport, til bortskaffelse af produktet. Dette projekt er blevet til efter forespørgsel fra Rambøll A/S Spildevand. Rambøll A/S Spildevand er med i udviklingen af en ny type lokalt rensningsanlæg til rensning af vejvand. Metoden kaldes dobbelt porøs filtration (DPF), den rensende del af anlægget består af skiftende lag af kalk og strømningslag af polymer. Virksomheden ønskede. at få et overblik over hvilke processer i anlægget, der har en stor miljøpåvirkning, samt at få en idé om hvilken opbygning og brug af filterenheden, der vil være mest miljørigtig. Det er Rambøll A/S Spildevands håb, at denne LCA vil være medvirkende til, at de kan give eventuelle investorer i projektet bedre og mere understøttede svar på spørgsmål omkring anlæggets miljøpåvirkninger. Denne LCA er en sammenligning af to forskellige opbygninger af filterenheden i anlægget. Dette kommer sig af, at der i øjeblikket er pilotanlægsforsøg i gang i Ørestaden. Pilotanlægget er opdelt i to separate filterenheder, en med 6 lag og en med 18 lag. Denne LCA er foretaget på pilotanlæggene. Det antages, at resultatet af denne LCA kan opskaleres til fuldskalaanlæg. 1

7 2 Procedurer og metode Livscyklusvurdering (LCA) er et værktøj inden for livscyklustankegangen, hvor et produkts eller et systems miljøpåvirkninger vurderes over hele produktets eller systemets livsforløb, fra vugge til grav. 2.1 EDIP metoden Denne LCA er lavet efter EDIP metoden (Environmental Design of Industrial Products). Den blev udviklet over en fireårig periode under det danske EDIP program, et samarbejde mellem DTU, industrien og Miljøministeriet. Metoden indeholder fem stadier: Definition af mål, afgrænsning, dataopgørelse, vurdering af påvirkninger og sensitivitetsanalyse. (Wenzel et al, 1997) De fem stadier vil blive gennemgået herunder. 2.2 Definition af mål I dette afsnit defineres målet med LCA en. Det skal gøres klart, hvem der skal bruge den, og hvilke beslutninger den skal understøtte. Det beskrives, hvad den kan og ikke kan bruges til. (Wenzel et al, 1997) 2.3 Definition af afgrænsninger Her afgrænses produktet eller systemet, der undersøges. Det afgrænses i tiden, teknologisk og geografisk. Afgrænsningen sker ofte ved at definere en funktionel enhed. (Wenzel et al, 1997) 2.4 Dataopgørelse Dette stadie omhandler de data der bruges i LCA en. Datakilder, indsamlingsmetoder og behandling gennemgås her. (Wenzel et al, 1997) 2

8 2.5 Miljøpåvirkningsvurdering Den indsamlede viden og information samles og forbindes således, at det afsløres hvilke miljøpåvirkninger, der er de mest vigtige. Ifølge ISO skal en LCA indeholde en påvirkningsvurdering, da den er et vigtigt skridt frem mod at opfylde målet med LCA en. Der introduceres dog ofte nogle usikkerheder til undersøgelsen og brugeren må være opmærksom på disse usikkerheder og deres påvirkning af resultatet. (Wenzel et al, 1997) 2.6 Miljøpåvirkningspotentiale En livscyklus, en proces eller en emission har et potentiale til at bidrage til en eller flere miljøpåvirkningskategorier (global opvarmning, human toksicitet, farligt affald etc.). Hver kategori opgøres i en fælles enhed. For at omregne til denne enhed bruges emissionens ekvivalensfaktor. Som eksempel vil her blive gennemgået en bestemmelse af et påvirkningspotentiale af metangas. Emissionen bidrager til miljøpåvirkningskategorien global opvarmning, hvis fælles enhed er CO 2. Metans ekvivalensfaktor er 25, da opvarmningspotentialet for 1 kg metan svarer til 25 kg CO 2. Emissionens påvirkningspotentiale findes ved at multiplicere emissionsmængden med ekvivalensfaktoren. (Wenzel et al, 1997) 2.7 Metode for normalisering og vægtning Inden de enkelte påvirkningspotentialer kan sammenlignes skal de normaliseres og vægtes Normalisering Normaliseringen af et påvirkningspotentiale foregår ved, at påvirkningspotentialet divideres med en normaliseringsreference. Når dette er gjort, er det muligt at identificere, hvilke potentialer der er store, og hvilke der er små Vægtningsfaktorer Ved vægtning ganges det normaliserede påvirkningspotentiale med en vægtningsfaktor, der afspejler alvorligheden af påvirkningskategorien. Når dette er gjort, kan alle kategorier lægges sammen for at give et tal for det samlede miljøpåvirkningspotentiale. Det er også muligt at 3

9 identificere, hvilke emissioner det er vigtigt at nedbring, for at reducer miljøpåvirkningen mest muligt. Der er mange ting, der kan spille ind på hvilken værdi en vægtningsfaktor har. Generelt er det sådan at jo højere den er, jo mere seriøst er problemet med den pågældende kategori. Den miljøpolitiske dagsorden, folkelige bevægelser eller virksomhedens egen miljøpolitik kan have afgørende indflydelse på ændringer af vægtningsfaktorerne. 2.8 Sensitivitetsanalyse En sensitivitetsanalyse foretages efter vurderingsfasen i LCA en. Den identificerer nøgletal i vurderingen, inklusiv de antagelser der har størst indflydelse på resultatet. De tilfælde hvor det ikke har været muligt at skaffe data undersøges også. De resultater sensitivitetsanalysen giver ligger til grund for, beslutninger om hvorvidt der skal foretages yderlige undersøgelser eller dataindsamling, for at give dem en større pålidelighed. Signifikante og insignifikante bidrag til miljøpåvirkningen identificeres. (Wenzel et al, 1997) 2.9 Gentagelser af processerne Efter sensitivitetsanalysen og identificering af de data der har stor betydning for resultatet, genereres flere data, der skal underbygge de svage punkter. Herefter gentages beregninger og vurderinger for livscyklusen. Det er muligt, at dette skal gentages flere gange for at få et tilfredsstillende resultat. (Wenzel et al, 1997) 2.10 SimaPro SimaPro, et Livscyklusvurderingsværktøj til PC, er udviklet af PRé consultants og har været på markedet siden SimaPro 7.1 følger ISO anbefalingerne for livscyklusvurderinger. SimaPro 7.1 findes på flere sprog, herunder dansk. Programmet har mange databaser, der indeholder oplysninger om forskellige materialer, fremstillingsprocesser, transport og affaldsbehandling. Der er mulighed for, at benytte de processer der findes i SimaPro i forvejen eller selv lave nye processer, der passer til den livscyklus der undersøges. (pre, 2008) 4

10 Resultatet fra SimaPros analyser gives i Pt, en forkortelse for point point svarer til den årlige gennemsnitlige miljøpåvirkning fra en europæer. 5

11 3 Mål og afgrænsning for projektet 3.1 Definition af mål Målet med denne livscyklusvurdering er, at give et overblik over de miljøpåvirkninger, der er ved at bruge dobbelt porøst filtration til rensning af regnvandsafstrømning fra veje. To udgaver af et rensningsanlæg med DPF er ved at blive testet i et pilotanlæg i Ørestad. Den ene har 18 filtrationslag og vil herefter blive kaldt 18-lagsanlægget, den anden har 6 filtrationslag og vil herefter blive kaldt 6-lagsanlægget. De to udgaver af anlægget vil blive sammenlignet. Desuden vil der for hvert anlæg blive vurderet to forskellige scenarier for bortskaffelse af forureningen, udskiftning af den forurenede kalk og regenerering af kalken med efterfølgende deponering af slam. Rambøll A/S Spildevand har rekvireret denne LCA i forbindelse med arbejdet omkring pilotanlægget. Den skal være med til at klarlægge miljøpåvirkningspotentialet for denne type anlæg. Det vil være muligt at bruge LCA en til at vælge den mest miljøvenlige udgave af anlægget. Det vil ikke være muligt, med denne LCA, at vurdere om DPF er mere miljøvenlig end andre former for lokal rensning af vand fra vejbaner. 3.2 Funktionel enhed Den funktionelle enhed for denne LCA er rensning af 7566 m 3 vejvand i løbet af et år. Denne mængde svarer til, hvad hvert af de to pilotanlæg modtager til rensning fra oplandet om året. 3.3 Vurderingskriterier Anlæggene vil blive undersøgt for påvirkninger indenfor følgende kategorier. Forsuring Global opvarmning Næringssaltbelastning Ozon nedbrydning 6

12 Økotoksicitet Human toksicitet Fotokemisk smog (fotokemisk ozondannelse) Affaldsvolumen Farligt affald Radioaktivt affald Slagge/aske Ressourceforbrug 3.4 Allokeringsmodeller 6-lags- og 18-lagsanlæggene er bygget sammen således, at de har fælles indløbskammer, derfor vil de hver blive krediteret for halvdelen af gravearbejdet. Det betyder også at de måleinstrumenter der findes i indløbskammeret måler for begge anlæg. Da der findes de samme måleinstrumenter i begge udløbskamre, vil de to anlæg hver blive krediteret for halvdelen af den forbrugte strøm. 3.5 Teknologisk afgrænsning Der tages ikke højde for, det el der bruges til pumpning af vandet, da det antages, at være ca. det samme som hvis vandet skulle pumpes til et regionalt rensningsanlæg eller en anden type lokalt rensningsanlæg. Den el der bruges til måleudstyret medtages i denne undersøgelse og vil blive modelleret som lav volt produceret og distribueret i Danmark. Det skal dog påpeges at der i løbet af anlæggets levetid højst sandsynligt vil ske en ændring af el-produktionen i Danmark hen imod mere miljøvenlig teknologi. Dermed vil miljøpåvirkningerne fra elforbruget blive mindre. Der vil muligvis også ske en udvikling inden for filtermaterialet og regenereringen, men da hele denne teknik er ny, er det ikke muligt, på nuværende tidspunkt, at give et kvalificeret bud på, hvordan det vil ændre sig. 7

13 3.6 Tidsmæssig afgrænsning Betonkonstruktionerne antages at have en levetid på omkring 70 år, mens kalken der bruges til rensning af vandet har en levetid, der afhænger af mængden af kalk i filteret, mængden af tungmetal i vandet og mængden af suspenderet stof i vandet. (Nielsen a, 2008) Kalken i 18-lagsanlægget har en levetid mellem 26 og 38 år, alt afhængig af om den udskiftes når den er opfyldt med suspenderet stof eller med tungmetal. For 6-lagsanlægget er det mellem 9 og 15 år. Se appendiks II for beregninger. I figur 3.1 og 3.2 ses en grafisk fremstilling over levetiden for de to anlæg. Figurerne skal læses forskelligt, alt afhængigt af om kalken udskiftes eller regenereres, når dens kapacitet er opbrugt. Hvis kalken udskiftes, skal kun de to nederste bjælker benyttes. Hvis kalken i stedet regenereres, skal alle tre bjælker benyttes. Den øverste bjælke viser kalkens levetid i forhold til tungmetaller. Når den er opbrugt, gennemskylles anlægget med en syreopløsning der regenererer kalken. Den midterste bjælke viser kalkens levetid i forhold til suspenderet stof. Når kapaciteten er opbrugt, graves kalken op, og det suspenderede stof fjernes ved at kalkmadrasserne spules. Den nederste bjælke viser anlæggets levetid. Levetid 6-lags Tungmetaller Suspenderet stof Anlæg År Anlæg Figur 3.1: Skitse over levetiden for 6-lagsanlægget. Nederst ses levetiden for selve anlægget, i midten ses levetiden for kalken i forhold til suspenderet stof, øverst ses levetiden for kalken i forhold til tungmetaller. Tallene henviser til antallet af regenereringer. (For beregninger se appendiks II) 8

14 Levetid 18-lags Tungmetaller Suspenderet stof Anlæg År Anlæg Figur 3.2: Skitse over levetiden for 18-lagsanlægget. Nederst ses levetiden for selve anlægget, i midten ses levetiden for kalken i forhold til suspenderet stof, øverst ses levetiden for kalken i forhold til tungmetaller. Tallene henviser til antallet af regenereringer. (For beregninger se appendiks II) Det ses, at levetiden for kalkmadrasserne i begge anlæg er mindre, både i henhold til tungmetaller og suspenderet stof, end anlæggets samlede levetid. De farvede intervaller i de to øverste bjælker viser, hvornår kalkens kapacitet er opbrugt, og den skal udskiftes eller regenereres. 3.7 Geografisk afgrænsning Geografisk set er dette rensningsanlæg regionalt. Drænmåtterne er produceret i Holland og er dermed den del af anlægget, der er blevet transporteret længst. Kalken er fra Fakse og er blevet syet til madrasser i Tyskland. Membranerne er produceret i Herlev, men produktionen er siden flyttet til Slovakiet. (Bruzelius, 2008 a) 3.8 Egenskaber For at DPF-metoden kan være et godt alternativ på markedet for lokale rensningsanlæg, må den have følgende produktegenskaber. 9

15 Tabel 3.1: Obligatoriske og positionerende egenskaber for DPF anlæg. Obligatoriske egenskaber Rense vand for tungmetaller Positionerings egenskaber Lettere at betjene end andre lokale rensningsanlæg Lavere vedligeholdelse end andre lokale rensningsanlæg Billigere i drift end andre lokale rensningsanlæg 3.9 Systemafgrænsning Da der kigges på lokal rensning af vand fra veje vil der kun blive kigget på selve rensningsanlægget. Rørledninger og pumpesystem der leder vandet til og fra anlægget, vil ikke blive medtaget i systemet, da de i alle tilfælde skal anlægges ved lokale rensningsanlæg. Figur 3.3: Principskitse over anlæggene og systemets afgrænsning. Kun det indenfor den stiplede cirkel medtages i denne LCA. Figur 3.3 viser en skitse af rensningsanlæggene. Vandet kommer ind i et indløbskammer, hvor der fortages målinger af forureningskoncentrationen. Herefter ledes vandet ind i filtrene. De består af to slags måtter i lag oven på hinanden. Det ene lag er strømningslaget, bestående af drænmåtter lavet af polypropylen (i 18-lagsanlægget) eller polyethylen (i 6-lagsanlægget) drænmåtter. Det andet lag er filterlaget, der består af kalk, som absorberer forureningen, se figur 3.4. Efter filtrationen løber 10

16 vandet ud i et kammer hvor forureningskoncentration igen måles. Herfra ledes vandet ud i en grøft. (Olsen og Nielsen, 2007, Ekadrain, 2008, Kjeld, Anders, 2008) Figur 3.4: De to lag i filteret. (Rambøll, 2008 a) 11

17 4 Systembeskrivelse I dette afsnit vil selve pilotanlæggenes livscyklus og system blive beskrevet. Systemet er afgrænset i afsnit 3, også her er der lavet nogle afgrænsninger, idet det ikke har været muligt at gå i dybden med alle de ting, der er en del af anlæggets livscyklus. Produktionen af gravemaskiner og lastbiler er kun med i det omfang, det er en del af de data der er tilgængelig i SimaPro. I forhold til måleinstrumenterne er der kun medtaget elektriciteten til selve driften af dem. Det system der kigges på starter med fremstillingen af alle de dele som rensningsanlægget består af. Materialefasen: Kalkmadrasser: Kalken brydes i Fakse Kalkbrud, knuses, pakkes og transporteres i lastbil til Ellefeld i Tyskland, hvor den sys ind i madrasser. (Bennetsen, 2008) Strømningslag: Olien udvindes og raffineres. Plasten fremstilles og ekstruderes til tråde der væves sammen, på en sådan måde at det giver drænmåtterne deres tredimensionelle form. Membran: Olien udvindes og raffineres. Plasten fremstilles og calendreres. Produktionsfasen: Alle disse dele transporteres til Ørestad. Der graves et hul, ind- og udløbsbygværk støbes i armeret beton, membranen og strømningslagene og kalkmadrasserne nedlægges og gøres fast. Hullet dækkes til. (Olsen og Nielsen, 2008 a) Brugsfasen: Regnvandet fra vejene ledes ind i indløbskammeret hvor et sandfang opfanger større partikler af sand og lignende. Vandet løber ind i filteret hvor kalken sorberer tungmetallerne. Vandet løber ud i udløbskammeret, hvorfra det ledes til recipienten. Forureningskoncentrationen i vandet måles i indog udløbskamrene med måleapparater, der bruger elektricitet. En gang om måneden tømmes et sandfang i indløbskammeret med en slamsuger. (Olsen og Nielsen, 2008 a) Vedligeholdelse: I løbet af nogle år vil kalkfilteret ikke kunne sorbere flere tungmetaller eller mellemrummene er fyldt op af suspenderet stof. Disse to processer er ikke lige hurtige, jvf. Figur 3.1 og 3.2. Der er to 12

18 muligheder for at vedligeholde filteret. Enten kan man udskifte kalklagene og deponere dem eller man kan regenerere og genbruge dem. Ved regenerering vil det suspenderede stof blive spulet af med en højtryksspuler, og tungmetallerne vil blive fjernet ved at skylle kalkmadrasserne med en svag syreopløsning. Ved denne proces vil kalken miste 5 % af sin volumen. (Jensen, 2008 a) Bortskaffelse: Det antages, at alle dele af rensningsanlægget bortskaffes ved endt livscyklus. Det foregår på den måde, at det vil blive transporteret til Kommune Kemi, hvor det brændes og asken deponeres. Dette deponi betragtes som endegyldigt, der udvaskes ingen tungmetaller. (Olsen og Nielsen, 2008 b) Olieudvinding Raffinering Ekstrudering Vævning Kalkmadras Svovlsyre Kalkbrud Lastbil Olieudvinding Raffinering Caledrering Strømningslag Membran Armeret beton Slambil Elektricitet Regenerering af kalkmadras Rensningsanlæg Materialefasen Produktionsfasen Brugsfasen Bortskaffelsesfasen Kalkmadras Membran Rensningsanlæg Slam Deponering Strømningslag Figur 4.1: Skitse over anlæggets livscyklus. Vedligeholdelse er en del af brugsfasen, de stiplede kasser repræsenterer, de processer der kun indgår i regenereringsalternativet. Der indgår de samme materialer og processer i to anlægs livscyklusser bortset fra at polymeren til strømningslagene er forskellig og der bruges forskellige mængder at nogle af materialerne. Kalkens levetid er forskellig, det medfører at den regenereres eller udskiftes hyppigere i 6-lagsanlægget end i 18-lagsanlægget.. 13

19 5 Antagelser og beregninger 5.1 Selve anlægget Det er antaget, at anlægget kan sammenlignes med et lokalt rensningsanlæg til rensning af vand, der er forurenet med tungmetaller. Derfor antages det, at der kan ses bort fra rørledninger og pumper, da de under alle omstændigheder skal anlægges, for at et lokalt rensningsanlæg kan fungere. Da denne LCA er en sammenligning af to typer anlæg, med to forskellig måder at håndtere kalken på, når dens kapacitet er opbrugt, kan resultatet opskaleres til fuldskalanlæg, så længe forholdet mellem fuldskalaanlæggene er de samme som for pilotanlæggene Betonkonstruktion Det antages, at det armerede beton er den form der findes i SimaPros databasen: Concrete (reinforced) I, hvor der til 1 ton armeret beton indgår: 140 kg cement, 320 kg sand, 460 kg grus, 40 kg vand og 40 kg stål. (SimaPro 7, 2008) Endvidere antages det at 1 m3 = 2350 kg (Nielsen, 2008). I udløbskammeret er der et rør, der fører fra hvert af de separate kamre til et fælles kammer. Derfra er der 4 rør, der går fører ud af kammeret. Der allokeres således, at der tilskrives 3 huller til hvert af de to anlæg. Da anlæggets betondeles levetid er estimeret til år (Nielsen a, 2008) regnes der med en levetid på 70 år. 14

20 5.1.2 Membran Membranen består af Icopal Blackline 1000 TFS Geomembran (Bruzelius, 2008). Det antages, at membranerne leveres fabrikssvejset i passende størrelser. Begge membraner skal være 50 meter lange. Membranen til 18-lagsanlægget skal være 7,4 m. i omkreds, den til 6-lagsanlægget skal være 7,1 m. Derudover skal der være membran til sammensvejsning. (Rambøll, 2004) Det antages, at der skal bruges 0,5 meter i hver ende og 0,5 meter til at lukke membranen på midten. Se billede herunder. Figur 5.1: Sammensvejsning af membran. (Rambøll, 2008 a) Membranen til 18-lagsanlægget skal være 51m* 7,9m= 402,9 m2 Membranen til 6-lagsanlægget skal være 51m* 7,6m= 387,6 m2 Det antages, at membranerne er fremstillet ved calendring Strømningslag Det antages, at tråden til strømningslagene er fremstillet ved ekstrudering. Herefter væves eller samles trådene for at give den rette struktur. Denne proces kendes ikke, og medtages derfor ikke i denne LCA. 15

21 Strømningslagene består af 6-lagsanlægget: Enkamat 7010/4: består af PE, vægt 720 g/m2 (Kjeld, 2008). 18-lagsanlægget: Enkadrain E5004/4: består af PP, vægt 720 g/m2 (Rambøll, 2008 a, Ekadrain, 2008). Det antages, at produktionsstedet er Arnhem i Holland (Colbond, 2008). Det antages endvidere, at transporten fra fabrikken til anvendelsesstedet foregår med lastbil. Ifølge Google Earth (2008) er der 722 km fra Arnhem til Ørestad over Puttgarden - Rødby Hullet til anlægget Hullet der skal graves til anlægget, skal kunne rumme et anlæg med følgende dimensioner: Højde: 2,5m Bredde: 8,0m Længde: 55m Der skal være 0,5 m luft fra kanten af anlægget til hullets sider hele vejen rundt om anlægget i bunden af hullet. Dimensionerne af hullets bund bliver: Brede: 8,0m+0,5m+0,5m=9,0m Længde: 55m+0,5m+0,5m= 56m Væggene i hullet har en hældning på 1:1. (Nielsen, 2008, Rambøll, 2008 b) Længden Bredde Figur 5.2: Skitse over hullet til anlæggene. Ovenfra Hullet skal være 1687,08 m 3 stort, for udregninger se appendiks I. 16

22 Ved udskiftning og spuling af filteret er det nødvendigt at grave det op, hullet skal kun afdække filteret, ikke hele anlægget. Dimensionen på hullets bund er: Brede: 8,68 m Længde: 50 m Denne gang er det kun de lange sider af hullet der skal have en hældning på 45, da ind og udløbskamrene ligger for de korte sider. Dybden af hullet er i gennemsnit 1,5 m. Hullet skal være 766 m 3 stort. Se appendiks I for udregninger. (Rambøll, 2008 b) Gravemaskiner Det antages, at maskineriet der er brugt til anlægsarbejdet, kan repræsenteres af en hydraulisk gravemaskine fra databasen i SimaPro. Det antages, at den tid maskinen har brugt på at grave hullet udgør 10 % af det samlede tidsforbrug. Resten af tiden er blevet brugt til at udfylde andre funktioner, f.eks. kranfunktion. (Nielsen, 2008) Derfor antages det, at den mængde jord der skal fjernes, er 10 gange større end hullet til anlægget. Da anlæggene ligger i det samme hul og er lige store, skal der allokeres 50 % til hver. 5.2 Måleudstyr Påvirkningen fra produktionen af måleinstrumenter er ikke medtaget i denne LCA. Det kan være en kilde til fejl, da der er meget måleudstyr, men det skønnes for omfattende at begynde at kigge på produktionen af så mange forskellige instrumenter. For at give en ide om hvor meget brugen af måleudstyret bidrager til den samlede miljøpåvirkning, blev der givet et konservativt bud på elektricitetsforbruget på 1 kwh i døgnet. Det viste sig imidlertid, at dette bud var sat meget for højt. Det har ikke været muligt, at skaffe målinger på hvor meget strøm der bruges af måleinstrumenterne, men der blev senere i forløbet skaffet data for 3 lignende installationer. Disse målinger er brugt i scenario 2, hvor det undersøges, hvor meget elektricitetsforbruget påvirker den samlede miljøbelastning. 17

23 5.3 Kalkmadrasser Kalken er brudt i Fakse Kalkbrud, derefter transporteret med lastbil til Ellefeld i Tyskland. En tur på 699 km over Rødby - Puttgarden. I Ellefeld er den syet ind i måtter. Under denne proces går 10 % af kalken til spilde. Kalkmadrasserne transporteres 755 km til Ørestad. Efter brug sendes kalken til Kommune Kemi, hvor den behandles som farligt affald. (Bennetsen, 2008, Olsen og Nielsen, 2008 b, Google Earth, 2008) 5.4 Transport Al transport inden for Europa foregår i lastbil over land. Der er ikke taget højde for, at en lille del af transporten sker med færge. Afstande i Europa er vurderet fra by til by ved hjælp af Google Earth, mens afstande inden for Storkøbenhavn er vurderet ved hjælp af Krak.dk Slambilen Slambilen kommer forbi 1 gang om måneden og henter 1-2 m 3 slam (Nielsen, 2008). Der vil sige, at den kommer 12 gange om året og i gennemsnit henter 1,5 m 3 slam ad gangen. Det antages, at slambilen kommer fra det nærliggende kloakservicefirma Albertslund Kloakservice, og at en 16 tons lastbil kan bruges til at modellere slambilen. Først kører slambilen 21,1 km fra Albertslund til anlægget hvor der opsuges 1,5 m 3 slam. Slammet transporteres 9,7 km til AV Miljø og deponeres her. Derefter kører slambilen 21,9 km tilbage til Albertslund. (Krak, 2008, Petersen, 2008) Det antages, at slammets masser er 1,5 ton/m Bortskaffelse Mellemrummene i kalken fyldes med suspenderet stof hurtigere end alle sorptionspladser bliver fyldt, se figur 3. og 3.2 samt appendiks II. Det tungmetal der er renset ud af vandet, kan bortskaffes 18

24 på to forskellige måder. Enten ved at hele kalkmadrassen udskiftes og erstattes med en ny, eller ved at kalkmadrassen regenereres. Der er endnu ikke en endelig plan for hvordan tungmetallerne bortskaffes, men i det følgende er der givet et realistisk bud på hvordan det kan ske Udskiftning Når kalkmadrassen udskiftes vil det ske på det tidspunkt, hvor mellemrummene er fyldt med suspenderet stof. Kalkmadrasserne graves op og transporteres til Kommune Kemi, hvor de brændes. Asken deponeres, og det antages, at dette er et endeligt deponi. (Olsen og Nielsen, 2008 b) Regenerering Regenereringen består af to dele: fjernelse af suspenderet stof og fjernelse af sorberet tungmetaller. Når mellemrummene i kalken er opfyldt med stof bliver kalken gravet op, spulet fri for suspenderet stof og derefter lagt tilbage i anlægget. Det antages, at den højtryksspuler, der benyttes bruger 22 l vand i minuttet og at det tager 5 minutter at spule en madras. Når der ikke er flere sorptionspladser til tungmetaller gennemskylles filteret af svag syreopløsning, der opløser omkring 5 % af kalken. Syreopløsningen opsamles ved udløbet. (Jensen, 2008 a) Der skal bruges 1920 kg svovlsyre til regenereringen af 18-lagsanlægget, og 640 kg til 6-lagsanlægget, se appendiks I for udregning. Slammet fra gennemskylningen antages at blive behandlet på Kommune Kemi. 19

25 6 Dataopgørelse I dette afsnit vil dataindsamlingen og behandlingen blive gennemgået. 6.1 Indsamling af data Mange af de brugte data stammer fra Rambølls logbog over projektet med pilotanlægget. De er sammensat af data og korrespondance fra forskellige samarbejdspartnere og leverandører. I nogle tilfælde har det været nødvendigt at kontakte samarbejdspartnere og leverandører for at få yderlige og uddybende data Databehandling Da SimaPro har en parameterfunktion, der gør det muligt at indtaste dimensionerne på anlægget, er langt de fleste beregninger foretaget i SimaPro. Kalkmadrassernes levetid er udregnet ved hjælp af oplysninger om hvor meget tungmetal og suspenderet stof, der opfanges af filteret. 6.2 Normalisering og vægtning SimaPro kan foretage normalisering og vægtning inden for flere forskellige metoder. Til denne LCA er der valgt EDIP-metoden, som er beskrevet tidligere. I SimaPros EDIP-metode bruges person ekvivalenten (PE) fra 1990 som normaliseringsreference. En PE udtrykker, hvor meget én person i referenceområdet har bidraget til den pågældende påvirkningskategori. Vægtningsfaktorerne er de politisk satte mål for 2000, i udledning pr. person i referenceområdet. De vægtningsfaktorer der er brugt i dette projekt, er vist i nedenstående tabel. 20

26 Tabel 6.1: Vægtningsfaktorer brugt i dette projekt. (Wenzel et al., 1997) Påvirkningskategori Enhed WF Ozon nedbrydningspotentiale kg R11-Equiv. 2,3 Global opvarmningspotentiale kg CO 2 -Equiv. 1,3 Forsuring kg SO 2 -Equiv. 1,3 Næringssaltbelastningspotentiale kg NO 3 -Equiv. 1,2 Fotokemisk oxidationspotentiale (lav NO X ) kg Ethylene-Equiv. 1,2 Human toksicitet 2,8 Økotoksicitet 2,5 Da vægtningfaktoren for ressourcer har enheden personreserve for 1990, er vægtningsfaktoren sat til 0. Dette gøres fordi det ikke er muligt at sammenligne forskelligt vægtede kategorier. Desuden er arbejdsmiljø og emissioner til vandrensningsanlæg ikke medtaget. (SimaPro 7, 2008) 21

27 7 Miljøpåvirkningsvurdering 7.1 Modellering i SimaPro SimaPro 7.1 er brugt til at modellere de forskellige livscykluser der undersøges i dette projekt. SimaPros parameter-funktion tillader, at indtaste dimensionerne af f. eks. indløbskammeret og betonens massefylde og udregne hvor meget beton der skal bruges til processen. Denne funktion giver mulighed for let at variere en eller flere parametre og hurtigt se, hvilke effekter det har på resultatet. Denne funktion betyder, at alle beregninger, fra mængder til normalisering og vægtning, kan foretages i SimaPro. SimaPro forbinder selv de enkelte processer i et netværk. Netværket kan bruges til at tjekke, om alle indtastningerne er rigtige og om mængdeforholdet er korrekt. De forskellige processer samles til sidst i den livscyklus, der ønskes undersøgt. Når dette er gjort, og der er valgt en vurderingsmetode, kan SimaPro udregne påvirkningerne fra de enkelte processer. SimaPro kan vise påvirkningerne i tabeller eller som diagrammer, enten grupperet efter proces eller efter påvirkningskategori. Det har ikke været muligt at kreditere systemet for rensning af vandet i et kommunalt rensningsanlæg, da SimaPro ikke tillader kreditering af bortskaffelsesfaser. Resultatet fra SimaPros analyser gives i point, Pt. En Pt svare til det samme som en mpet EU, millipersonekvivalenten for en gennemsnitlig europæer. 7.2 Scenarier Der undersøges flere scenarier i denne livscyklusvurdering. Dette gøres for at undersøge hvilken type anlæg der er det mindst miljøbelastende, samt i hvor høj grad forskellige faktorer spiller ind på resultatet. Det første scenario der undersøges er, de pilotanlæg der allerede er opført i Ørestaden. I scenario 2 ses på hvordan miljøpåvirkningen ville være, hvis der ikke var nogen måleinstrumenter til stede, samt hvordan forbruget af elektricitet påvirker resultatet. I scenario 3 antages det, at kalken til madrasserne ikke skal transporteres til Tyskland for at blive klargjort til brug i anlægget, men at det kan gøres ved kalkbruddet i Fakse. Til sidst undersøger scenario 4 hvordan miljøvurderingen påvirkes hvis levetiden for kalkmadrasserne ændres. 22

28 7.2.1 Scenario 1 De to pilotanlæg i Ørestaden sammenlignes. Der ses på, hvilken model der har de mindste påvirkninger og på hvilken metode for tømning af filteret, der er bedst De to anlæg Her sammenlignes 6-lagsanlægget med 18-lagsanlægget i deres fulde levetid på 70 år. Kalkmadrasserne, brugsfasen og bortskaffelsesfasen er ikke medtaget i denne vurdering, da den kun sammenligner de dele af anlægget, der ikke forbruges eller udskiftes. Figur 7.1 viser miljøpåvirkningen fra 6-lagsanlægget fordelt på forskellige dele af anlægget. 23

29 70 6-lagsanlægget, fuld levetid Pt Membran B Strømningslag B Indløbsbygværk B Udløbsbygværk B Gravning af hul Transport af membran Transport af strømningslag Global warming (GWP 100) Ozone depletion Acidification Eutrophication Photochemical smog Ecotoxicity water chronic Ecotoxicity water acute Ecotoxicity soil chronic Human toxicity air Human toxicity water Human toxicity soil Bulk waste Hazardous waste Radioactive waste Slags/ashes Resources (all) Figur 7.1: Miljøpåvirkningen fra 6-lagsanlægget fordelt på forskellige dele af anlægget. Det ses, at den del af anlægget der har den største miljøpåvirkning, er gravning af hullet. Denne post dækker over brugen af gravemaskiner til at grave hullet til anlægget, samt alle de andre funktioner der også varetages af gravemaskinerne, så som kranfunktion. Kun 10 % af deres tid bliver brugt til egentligt gravearbejde. Det ses også, at det er akut og kronisk økotoksicitet af vand, der er de største påvirkninger. Dette skyldes formentlig det store forbrug af brændstof til gravemaskinerne. 24

30 Figur 7.2 viser miljøpåvirkningen fra 18-lagsanlægget fordelt på forskellige dele af anlægget lagsanlægget, fuld levetid Pt Membran A Strømningslag A Indløbsbygværk A Udløbsbygværk A Gravning af hul Transport af membran Transport af strømningslag Global warming (GWP 100) Ozone depletion Acidification Eutrophication Photochemical smog Ecotoxicity water chronic Ecotoxicity water acute Ecotoxicity soil chronic Human toxicity air Human toxicity water Human toxicity soil Bulk waste Hazardous waste Radioactive waste Slags/ashes Resources (all) Figur 7.2: Miljøpåvirkningerne fra 18-lagsanlægget fordelt på forskellige dele af anlægget. Igen gør det sig gældende at gravning af hullet, er den største post, og at akut og kronisk økotoksicitet har de største påvirkninger. Det er dog værd at lægge mærke til, at strømningslaget og transporten af strømningslaget er større for 18-lagsanlægget end for 6-lagsanlægget. Dette skyldes, at der er tre gange så mange strømningslag i 18-lagsanlægget som i 6-lagsanlægget. 25

31 Fortolkning Af de to mulige anlægstyper er 6-lagsanlægget det bedste miljømæssigt set, da det har den laveste miljøpåvirkning. Anlæggets filterenhed er mindre, og dermed er de påvirkninger, der stammer fra at producere og transportere delene til filteret mindre. Betonkonstruktionen for 6-lagsanlægget forbruger lidt mere armeret beton, da det hul der fører ind til filterenheden er lidt mindre for 6- lagsanlægget end for 18-lagsanlægget. Den ekstra mængde armeret beton der brugs er så lille og påvirkningerne herfra så små, at det ikke opvejer de større mængder af membran, strømningslag og transport, der bruges ekstra til fremstilling af 18-lagsanlægget Regenerering eller udskiftning af kalken Her undersøges det om det er smartest at regenerere kalken eller at udskifte den, samt om der er forskel på, om det er et 6-lags- eller 18-lagsanlæg. Fremover vil alle vurderinger være baseret på den funktionelle enhed, rensning af 7566 m 3 vand i løbet af et år. Det betyder, at alle miljøpåvirkninger gives som en gennemsnitlig årlig belastning. Desuden er forbruget af kalken beregnet som en del af anlægget. Figur 7.3 viser den samlede miljøpåvirkning, der er for hver af de fire variationer for anlægget: 6- lagsanlægget med regenerering af kalken når dens kapacitet er opbrugt, 6-lagsanlægget med udskiftning af kalken når dens kapacitet er opbrugt, 18-lagsanlægget med regenerering af kalken når dens kapacitet er opbrugt og 18-lagsanlægget med udskiftning af kalken når dens kapacitet er opbrugt. 26

32 Pilotanlæg Pt lag, reg 6-lag, uds 18-lag, reg 18-lag, uds Figur 7.3: Den samlede miljøpåvirkning for de to typer anlæg, hvor kalken enten regenereres eller udskiftes, når dens kapacitet er opbrugt. Fortolkning Det ses i figur 7.3, at miljøpåvirkningen kan nedsættes med 6,5 og 8,9 mpet EU for hhv. 6- lagsanlægget og 18-lagsanlægget ved at vælge regenereringen i stedet for udskiftning af kalken. Det skyldes de store mængder af kalk, der forbruges, når den bliver udskiftet frem for regenereret, når dens kapacitet er opbrugt. Den samlede miljøpåvirkning fra de fire alternativer er vist i tabel 7.1, udtrykt i mpet EU. Tabel 7-1: Miljøpåvirkningen fra de fire alternativer beskrevet som tal. Anlæg mpet EU 6-lag, reg 11, 7 6-lag, uds 18,2 18-lag, reg 12,0 18-lag, uds 20,9 6-lagsanlægget er det, af de to typer der har mindst miljøpåvirkning. Dog er det bedre at vælge regenerering af 18-lagsanlægget frem for 6-lagsanlægget med udskiftning af kalken, da der er 6,2 mpet EU mindre belastning fra det første end fra det andet. Dette skyldes, at forbruget af kalk er væsentligt mindre ved regenerering end ved udskiftning. Der er en meget lille forskel på, om der vælges et 6-lags- eller et 18-lagsanlæg med regenerering af kalke, da der kun er en miljøpåvirkningsforskel på 0,3 mpet EU. 27

33 Figur 7.4 og 7.5 herunder viser 6-lagsanlægget, hvor kalken henholdsvis regenereres og udskiftes, når dens kapacitet er opbrugt. Den store forskal på miljøpåvirkningen fra anlægget skyldes, at forbruget af kalk er medtaget her. Når kalken regenereres, bruges der kun én omgang kalk, mens der bruges otte omgange kalk ved udskiftning. Transporten af kalk indgår også i søjlen for anlægget, og da der transporteres store mængder kalk, er denne post også en stor bidrager til miljøpåvirkningen. De andre søjler i figurerne repræsenterer de andre processer i anlæggets livscyklus. For regenereringsanlægget er den største post opgravning af kalk, tæt efterfulgt af elektricitetsforbruget. Alle tre har et stort bidrag til akut og kronisk toksicitet af vand. Deponeringen bidrager mest til affaldsvolumen, hvilket er et problem, i og med at det areal der optages af lodsepladser, ikke kan benyttes til andet i lang tid på grund af jordforurening. Regenerering af kalkmadras har for det meste meget små bidrag, men er den eneste proces der bidrager til forsuring. For udskiftningsscenariet ses det at miljøpåvirkningerne fra deponering er ca. lige så stor som dem fra elektricitetsforbruget og opgravning af kalk. Dette skyldes, at der deponeres meget større mængder kalk ved udskiftning end ved regenerering. I dette scenario er der ingen regenerering og derfor heller igen forsuring. 28

34 3,5 6-lagsanlægget, regenerering 3 2,5 2 Pt 1,5 1 0,5 0 Anlæg Elektricitet Slambil Opgravning af kalk Spuling af kalkmadras Regenerering af kalkmadras Gravning af hul Deponering Global warming (GWP 100) Ozone depletion Acidification Eutrophication Photochemical smog Ecotoxicity water chronic Ecotoxicity water acute Ecotoxicity soil chronic Human toxicity air Human toxicity water Human toxicity soil Bulk waste Hazardous waste Radioactive waste Slags/ashes Resources (all) Figur 7.4: Miljøpåvirkningerne fra 6-lagsanlægget, ved regenerering af kalken. 29

35 10 6-lagsanlægget, udskiftning Pt Anlæg Elektricitet Slambil Opgravning af kalk Gravning af hul Deponering Global warming (GWP 100) Ozone depletion Acidification Eutrophication Photochemical smog Ecotoxicity water chronic Ecotoxicity water acute Ecotoxicity soil chronic Human toxicity air Human toxicity water Human toxicity soil Bulk waste Hazardous waste Radioactive waste Slags/ashes Resources (all) Figur 7.5: Miljøpåvirkningerne fra 6-lagsanlægget, ved udskiftning af kalken Scenario 2 Da det ikke har været muligt at få oplysninger om, hvor stort elforbruget i pilotanlægget er, bruges der i scenario 1 et gennemsnit af elforbruget fra tre lignende anlæg. Her undersøges det, hvordan elforbruget påvirker miljøbelastningen. 30

36 Figur 7.6 viser den samlede miljøpåvirkning ved fire forskellige forbrug af elektricitet. Der er taget udgangspunkt i elforbruget i tre lignende anlæg, og i dette scenario vurderes miljøpåvirkningen som følge af det højeste, gennemsnittet og det laveste af de tre anlægs elforbrug, samt intet elforbrug. 25 Elforbrug Pt Højt Gennemsnit Lavt Intet Figur 7.6: Elforbrugets påvirkning af den samlede miljøpåvirkning. Fortolkning Som forventet ses det, at jo større elforbruget er, jo større er miljøpåvirkningen også. Det er dog værd at lægge mærke til, hvor stort springet mellem intet forbrug og det lave forbrug er i forhold til springet mellem det lave og det høje forbrug. Tabel 7.2 viser miljøpåvirkningen i mpet EU. Tabel 7-2: Miljøpåvirkningen som følge af ændringer i elektricitetsforbruget. Elektricitetsforbrug kwh/år mpet EU Højt ,3 Gennemsnit 874,7 20,9 Lavt ,3 Intet 0 18,1 Det er en fordel at begrænse forbruget at elektricitet, men det kan ikke helt undgås, at der er et elektricitetsforbrug, på grund af måleinstrumenterne. Tabel 7.2 viser at der er 1 mpet EU at spare ved at have det lave elektricitetsforbrug frem for det høje. Det er dog ikke undersøgt hvorfor elektricitetsforbruget i de tre anlæg varierer, og det kan vise sig at blive besværlig og omkostningsfuldt at nå det lave energiforbrug. 31

37 7.2.3 Scenario 3 Det faktum at der transporteres store masser af kalk til Tyskland og tilbage igen kan have en stor indflydelse på miljøpåvirkningen fra den samlede livscyklus. Om dette er tilfældet undersøges i dette scenario, ved at antage at kalken kan klargøres til brug i Fakse og derfor kun skal transporteres fra Fakse til Ørestad. Længden af transporten bliver da 56 km i stedet for 1454 km. Figur 7.7 viser den samlede miljøpåvirkning, i forhold til hvor kalkmadrasserne er produceret. Der er brugt udskiftnings- og regenereringsscenariet for 6-lagsanlægget. 20 Kalkmadrassernes fremstillingssted Pt Ellefeld, uds Ellefeld, reg Fakse, uds Fakse, reg Figur 7.7: Miljøpåvirkningen som følge af ændringer i transportlængden af kalken. Fortolkning Forskellen mellem kalkmadrasproduktionen i Ellefeld i Tyskland og Fakse i Danmark er stor for en enkelt proces i anlæggets livscyklus. Dette skyldes, at det er meget store mængder af kalk, der transporteres over store afstande. Tabel 7.3: Miljøpåvirkningen som følge af ændringer i transportlængden af kalken. Scenario mpet EU Ellefeld, uds 18,2 Ellefeld, reg 11,7 Fakse, uds 14,7 Fakse, reg 11,3 32

38 Når kalken udskiftes, kan der spares 3,5 mpet EU ved at få kalken klargjort i Fakse i stedet for i Ellefeld, mens der kan spares 0,4 mpet EU i regenereringsscenariet Scenario 4 I tilfælde af at beregningerne for levetiden ikke holder, er der her lavet 3 scenarier, hvor der ses på betydningen af, at kalkens levetid af den ene eller den anden årsag bliver mindre. Der ses kun på 18-lagsanlægget, da tendensen er den samme, uanset om det er det ene eller det andet anlæg der påvirkes. Som reference bruges de påvirkninger for 18-lagsanlægget, der er fundet i scenario 1, repræsenteret af de gule søjler i figur 7.8. Pt Levetid for kalken Reference, reg Reference, uds SS 10, reg SS 10, uds TM 15, reg TM 15, uds SS 10 TM 15, reg SS 10 TM 15, uds Figur 7.8: Kalkens levetid har indflydelse på, hvor stor miljøpåvirkningen fra anlægget er A: Kapaciteten for suspenderet stof opbruges hurtigere end beregnet I dette scenario sættes kalkens levetid i forhold til suspenderet stof til at være 10 år i stedet for 25,9 år. Dette øger hyppigheden af opgravning og spuling eller udskiftning af kalkmadrasserne. I figur 7.8 kaldes dette scenario SS 10 og er vist som grønne søjler. Det ses, at de grønne søjler er højere end de gule hvilket også er forventet, da de hyppigere opgravninger og spulinger eller udskiftninger af kalkmadrasserne vil have en negativ indflydelse på miljøpåvirkningen. Det ses også, at udskiftningsscenariet påvirkes meget mere end regenereringsscenariet. Dette skyldes igen, den store mængde kalk der skal bruges. 33

39 B: Kapaciteten for tungmetal opbruges hurtigere end beregnet I dette scenario sættes kalkens levetid i forhold til tungmetaller til at være 15 år i sted for 37,9 år. Dette øger hyppigheden af syrebadning af kalkmadrasserne. I figur 7.8 kaldes dette scenario TM 15 og er vist som blå søjler. Da det kun er hyppigheden for syrebadning, der påvirkes, og ikke opgravning og spuling eller udskiftning af kalkmadrasserne, er der som forventet ingen ændring af påvirkningen fra udskiftningsscenariet, derimod stiger påvirkningen fra regenereringsscenariet en smule. En af de påvirkningskategorier der øges er forsuring på grund af det øget brug at svovlsyre C: Kapaciteterne for suspenderet stof og tungmetal opbruges hurtigere end beregnet I dette scenario sættes kalkens levetid i forhold til suspenderet stof til at være 10 år i stedet for 25,9 år og levetiden i forhold til tungmetaller til 15 år i stedet for 37,9 år. Dette øger hyppigheden af opgravning og spuling eller udskiftning, samt syrebadning af kalkmadrasserne. I figur 7.8 kaldes dette scenario SS 10 TM 15 og vises som lilla søjler. Igen påvirkes udskiftningsscenariet mest, men regenereringsscenariets miljøpåvirkning øges mere end i de to andre scenarier. Fortolkning Miljøpåvirkningen stiger mest, når kalken udskiftes i de scenarier, hvor kalkens levetid forkortes med hensyn til suspenderet stof. Det ses i figur 7.4, såvel som i tabel 7.4. Tabel 7.4: Miljøpåvirkningen som følge af ændringer i kalkens levetid. Scenario mpet EU Reference, reg 12,0 Reference, uds 20,9 SS 10, reg 14,1 SS 10, uds 40,8 TM 15, reg 12,7 TM 15, uds 23,9 SS 10 TM 15, reg 14,8 SS 10 TM 15, uds 40,8 Regenereringsalternativet er det, der påvirkes mindst, når kalkens levetid forkortes. Når den forkortes med hensyn til suspenderet stof, stiger miljøpåvirkningen med 2,1 mpet EU, med hensyn til tungmetal stiger miljøpåvirkningen med 0,7 mpet EU og med hensyn til både suspenderet stof og tungmetal stiger miljøpåvirkningen med 2,8 mpet EU. Udskiftningsscenariets miljøpåvirkning stiger 34

40 med næsten det dobbelte, fra 20.9 mpet EU til 40,8 mpet EU, når kalkens levetid forkortes med hensyn til suspenderet stof og suspenderet stof og tungmetal. Stigningen når kalkens levetid forkortes med hensyn til tungmetal, er kun 3,0 mpet EU. Forskellen på stigningerne i regenereringsscenariet og udskiftningsscenariet viser, at alternativet med at regenerere kalken, når dens kapacitet er opbrugt, er mindst følsom overfor om kalkens levetid ændres. 35

41 8 Hot spots I dette afsnit opsummeres hvilke processer der bidrager meget til den samlede miljøpåvirkning. De fire største bidrag er fra gravearbejdet, elektricitetsforbrug samt forbrug og transport af kalk. Brugen af gravemaskiner er antaget til at være 10 gange større end at grave selve hullerne, da maskinerne også udfører andre funktioner. Denne antagelse undersøges nærmere i afsnit 9. Der arbejdes i øjeblikket på at udvikle andre metoder til udskiftning af kalken end at grave hele filteret op. Disse metoder kan muligvis mindske brugen af gravemaskiner og dermed også deres miljøpåvirkning. Elektricitetsforbrugets miljøpåvirkning er undersøgt i afsnit De tre søjler hvor der forbruges elektricitet er væsentligt større, end den søjle hvor der ikke forbruges elektricitet. Anlæggene indeholder elektriske måleapparater, og det vil ikke være muligt at undgå et vist forbrug af el. Der forbruges meget store mængder af kalk, især når den udskiftes efter at kapaciteten er opbrugt. Dette medvirker til, at der transporteres meget store mængder kalk over store afstande. Som det er set i afsnit 7.2.3, kan det, at mindske transporten af kalken have store positive konsekvenser. 36

42 9 Sensitivitets- og usikkerhedsanalyse Ud over de forskellige scenarier der er undersøgt i afsnit 7, kan der være nogle usikkerheder omkring antagelsen af hvor meget af tiden gravemaskinerne bruger på at arbejde. Da der graves meget i løbet af anlæggets levetid, undersøges det her, hvordan miljøpåvirkningerne ændres, hvis andelen af tiden hvor gravemaskinerne bruges til at grave ændres. I det følgende ses der på, hvordan miljøpåvirkningerne fra 18-lagsanlægget ændres, hvis det antages, at gravemaskinen bruger 5 %, 10 % og 20 % af tiden på gravearbejde og det resterende på at løse andre opgaver. Størrelsen af hullerne ændres ikke, men derimod mængden af det totale arbejde maskinerne udfører i SimaPro modelleringen. 25 Brug af gravemaskiner 20 Pt Uds, 5% Uds, 10 % Uds, 20 % Reg, 5% Reg, 10% Reg, 20% Figur 9.1: Forskellige antagelser om hvor meget at tiden gravemaskinerne bruger på at grave. Som det ses af figur 9.1 kan en forkert antagelse, om hvor meget af den samlede brugstid gravemaskinerne rent faktisk bruger på at udføre gravearbejde, have betydning for resultatet. Valget af elektricitet og dermed produktionen af den kan også have en indflydelse på resultatet. Derfor udregnes miljøpåvirkningerne ved brug af britisk, amerikansk og svensk produktion af elektricitet. Figur 9.2 viser, at der ikke er særlig stor forskel på hvor elektriciteten kommer fra. 37

43 25 Elektricitet fra forskellig steder Pt USA Sverie Stor Britanien Reference, Danmark Figur 9.2: Den samlede miljøpåvirkning som resultat af elektricitetsproduktionen fra forskellige lande. 38