Forbrænding af affald på Affaldscenter Århus Forbrændingsanlæg

Transkript

1 Forbrænding af affald på Affaldscenter Århus Forbrændingsanlæg LCI/LCA for forbrændingsanlægget Version 5-2. april 2007 Christian Riber Institut for Miljø & Ressourcer DTU Danmarks Tekniske Universitet

2 Indholdsfortegnelse 1 INDLEDNING ANLÆGSBESKRIVELSE OVNLINJE 1 OG 2 SEMITØR RØGGASRENSNING (NID) OVNLINJE 4 - VÅD RØGGASRENSNING SYSTEMAFGRÆNSNING DATAGRUNDLAG MASSEBALANCE STOFBALANCE ENERGIREGNSKAB LCI LCA SCENARIO 1 FØR/NU SCENARIO 2 ENERGI EFFEKTIVITET SCENARIO 3 - AFFALD DE VIGTIGSTE PÅVIRKNINGER KONKLUSION REFERENCER BILAGSOVERSIGT... 16

3 1 Indledning Dette dokument er udarbejdet som led i et større projekt, hvis formål er at udføre miljøvurdering af affaldshåndteringen i Århus Kommune. I dokumentet beskrives alle væsentlige miljøparametre ved affaldsforbrændingsprocessen på Affaldscenter Århus Forbrændingsanlæg (AÅF), ud fra tilgængelige data, hvorefter der opstilles en livscyklusopgørelse (LCI) for processen. Denne LCI benyttes til en egentlig livscyklusvurdering (LCA) af AÅF hvor den funktionelle enhed er et ton affald. Der sammenlignes i rapporten med en lignende undersøgelse for forbrændingsanlægget i Herning fordi dette anlæg rent logistisk kunne være et alternativ til forbrænding i Århus. 2 Anlægsbeskrivelse AÅF består af 3 ovnlinjer og er godkendt til at forbrænde bl.a. husholdnings, industri- og erhvervsaffald. Herudover findes en speciel ovn til forbrænding af kliniske risikoaffald, hvilken ikke inkluderes i denne LCI. Ovnlinje 1 og 2 er kraftvarmeproducerende og røggassen renses i et tørt NID anlæg, hvor der indblæses kul og kalk i røggassen inden den passerer et posefilter, der udskiller det reagerede kul og kalk samt partikler fra gassen. Ovnlinje 4 er ligeledes kraftvarmeproducerende og røggassen renses først i et posefilter og herefter i en våd proces 1. Der renses for dioxin på alle ovnlinjer med aktivt kul samt for NO x med SNCR 2. Forbrændingsanlægget har en oplagringskapacitet i affaldssiloen på m 3 affald, og en samlet forbrændingskapacitet på de tre ovne på 31 tons/h. Der behandles i alt mellem og tons affald pr. år /AÅF, 2005/ 2.1 Ovnlinje 1 og 2 Semitør røggasrensning (NID) Herunder ses de til ovnlinje 1 og 2 hørende anlægsparametre der har størst betydning for LCI en og det procesflow der karakteriserer ovnlinjerne (Figur 1) - Kapacitet: 7,6 ton/time (gennemsnitlig ton/år i alt) - Ovntype: Bevægelige luftkølede riste - Forbrændingstemperatur: º C - Kedeltype: Damp til kraftvarme produktion - Støvudskillelse: Efterstillet posefilter - Dioxin rensning: Aktivt kul i NID reaktor - NO x rensning: SNCR - Restprodukter: Slagge, røggasrensningsprodukt og røggas. /AÅF, 2005/, /Fredriksen G. et. al., 2003/ 1 Først vaskes røggassen i en skrubber, hvor kun vand tilsættes, og herefter i en basisk skrubber, hvor røggassen vaskes med en kalkslurry. Processen giver spildevand, der ved rensning giver en slamkage og spildevand der kan udledes til det kommunale spildevandssystem. /Fredriksen G. et. al., 2003/ 2 Semi Non Catalytic Reduction udføres ved at indsprøjte ammoniak i ovnrummet hvorved NO x reduceres til frit kvælstof. 1

4 Opblanding Keddel NID reaktor Røggas Affald Oplagring Restprodukt Posefilter Deponi Ovn Råslagge Slaggeoparb. Figur 1 : PProdukt rocesdiagram for opassiv vnlinje proces 1 og 2 våd røggaaktiv srensnin proces g Figur 1: Procesflow diagram for AÅFs ovnlinje 1 og 2. Faststofflow Gasflow Væskeflow 2.2 Ovnlinje 4 - Våd røggasrensning Herunder ses de til ovnlinje 4 hørende anlægsparametre der har størst betydning for LCI en og det procesflow der karakteriserer ovnlinjen ( Figur 2). - Kapacitet: 16 ton/time pr. ovn (ca ton/år) - Ovntype: Bevægelige vandkølede riste - Forbrændingstemperatur: º C - Kedeltype: Damp til kraftvarmeproduktion - Støvudskillelse: Foranstillet posefilter - Dioxin rensning: Aktivt kul efter kedel - NO x rensning: SNCR - Restprodukter: Slagge, flyveaske, slam, spildevand og røggas. /AÅF, 2005/ 2

5 Opblanding Keddel Posefilter Surt vasketrin Røggas Affald Oplagring Flyveaske/ Gips Basisk vasketrin Deponi Ovn Råslagge Vandrensning Slam Spildevand Slaggeoparb. Figur 2 : Procesdia Produkt gram for ovnlinje Passiv proces 1 og 2 våd røggaa sr ktiv ensning proces Figur 2: Procesflow diagr am for AÅFs ovnlinje 4 Faststofflow Gasflow Væskeflow 2.3 Anlægget generelt Anlægget modtager ud over affald også en række hjælpestoffer, som bruges i rensningen af røg og spildevand (se evt. Figur 3 og Figur 4). De væsentlige af disse hjælpestoffer ses i Tabel 1, hvor deres gennemsnitligt forbrugte mængde pr. ton forbrændt affald, samt hvilken ovnlinje der benytter stoffet, er angivet. Hjælpestofferne antages i det følgende at være rene, og medgår derfor kun med deres indhold af aktivstoffer. Tabel 1: Hjælpestoffer til AÅF. Enhed: kg/ton forbrændt affald. Mængde Mængde Ovnlinje Enhed Ton/år kg/ton Nr. Hjælpestoffer til røgrens CaCO 3 * ,90 4 CaCO 3 * 12,0 3 Hjælpestoffer til vandrens FeCl 3 3,75 3 0,06 4 TMT 15 5,25 0,04 4 Polymer 0,45 0,004 4 NaOH 108 0,97 4 /AÅF, 2003/ Afrundet til tre betydende cifre. * = Kun det totale kalkforbrug kendes, forbruget på ovnlinjerne estimeres ud fra et teknologigennemsnit for ovnlinje 1-2 og en beregnet værdi for ovnlinje 4. Udledningerne fra AÅF er, som det ses af Figur 1 og 3 Forbruget er ophørt og gennemsnittet er kun for år med forbrug 3

6 Figur 2; slagge, flyveaske, restprodukt, slam, spildevand og røggas. Råslaggen forarbejdes og genanvendes og ud over røggas og spildevand eksporteres de resterende restprodukter. Restprodukterne fra anlægget disponeres således: - Råslagge sendes til lokal slaggeoparbejdning og genanvendes. - Røggasrensningsrestprodukt eksporteres til udlandet - Flyveaske eksporteres til udlandet - Gips eksporteres til udlandet - Slam eksporteres til udlandet - Røggas udledes til luft - Spildevand udledes til kommunal kloak /AÅF, 2003/ 4

7 3 Systemafgrænsning Figur 1 og Figur 2fastsætter systemafgrænsningerne nær anlæggenes fysiske grænser, hvilket betyder at input og output kan relateres til hvad der faktisk til- og fraføres forbrændingsanlægget. I energibalancen regnes solgt og købt energi som henholdsvis inog output. Hermed opnås mulighed for at tilskrive energiforbruget og produktionen forskellige emissioner, svarende til at man ikke køber sin egen producerede energi. Transport til og fra anlægget medtages ikke da de ikke er en del af teknologien. Miljøpåvirkningerne fra genanvendelse af slagger og kommunal behandling af spildevand medtages ikke. Deponering af restprodukt, flyveaske, gips og slamkage antages ikke at have væsentlige miljøpåvirkninger. 3.1 Datagrundlag Datagrundlaget for denne LCI stammer fra registreringer af forbug, indkøb, salg, ind- og udvejninger samt målinger foretaget rutinemæssigt af personale på ÅKV men indsamlet specielt til denne LCI. Herudover er der gennemført forsøgsmåling af slaggeproduktionen og der er specielt til denne LCI indsamlet prøver af slagger fra hver ovnlinje, restprodukt og flyveaske samt slam til kemisk analyse. Restprodukt- og askeproduktionen er beregnet idet de ikke kan måles inden produkterne blandes. I beregningerne indgår bl.a. udvejninger og målinger af siloernes fyldning. Beregningen af askeproduktionerne (slagge, flyveaske og restprodukt) for hver ovnlinje valideres mod den samlede aske produktion for anlægget der er målt ved udvejning. Opgørelsesperioder Alle data er indsamlet i 2006 men de individuelle datasæt er ikke alle indsamlet samtidigt idet dette ikke var muligt. Langt de fleste data dækker helt eller delvist perioden fra februar til og med april, undtagelserne er slagge og askeproduktionerne der er udmålt i september og oktober. Alle data er korrigeret for den forbrændte mængde i den målte 5

8 periode og indgår således i LCI en som relative data idet disse over længere perioder er sammenlignelige. 4 Massebalance Figur 3 og Figur 4 viser al le relevante materialefraktioner i nd og ud af systemet, hvilket er baseret på en analyse af hvorledes masserne bevæ ger sig i forbrændingssystemer. Herudover er det forsøgt at eksemplificere, hvorledes de afgørende masseudvekslinger inde i systemet ser ud. Der er i den grafiske præsentation i Figur 3 og Figur 4 ikke taget hensyn til massernes indbyrde s størrelse. Slaggerne fra alle ovnlinjer blandes efter nedkøling og udvejes således sammen. Derfor krævede en massebalance pr. ovnlinje en måling af den aktuelle produktion pr. ovnlinje. Efter flere forsøg på opstilling af et fornuftigt system til separat håndtering af slaggen fra de enkelte ovnlinjer blev det besluttet at basere flowfordelingen på en måling på ca. en uge hvor kun ovn 4 var i drift. Resultaterne fra denne måling er dog lidt usikre grundet den korte måleperiode og resultaterne er derfor valideret med den samlede slaggeproduktion og tidligere målinger af ovn 1 og 2. Vandværksvand Sekundavand Råslagge Affald Ovn Filter / kedel Flyveaske Biobrændsel Forbrændingsluft Hjælpestoffer Våd rensning Vandsrensning Slam/Gips Røggas Spildevand Figur 3 : Procesdiagram Produkt for ovnlinje Passiv proces 1 og 2 våd røggasrensning Aktiv proces Figur 3: Masseflow diagram for AÅF ovnlinje 4. Faststofflow Gasflow Væskeflow 6

9 Vandværksvand Råslagge Affald Ovn Kedel Restprodukt Biobrændsel Posefilter Røggas NID-reaktor Forbrændingsluft Hjælpestoffer Fi gu Produkt Passiv proces Aktiv proces r 4 : Procesdiagram for ovnlinje 1 og 2 våd røggasrensning Figur 4: Masseflow for AÅF ovnlinje 1 og 2. Faststofflow Gasflow Væskeflow Den producerede flyveaske på ovn 4 og restproduktet produceret på ovn 1 og 2 opbevares i separate siloer men blandes ved bortkørsel af logistiske årsager. Derfor krævede denne massestrøm en nærmere analyse inden den kunne indgå i LCI en. Denne blev udført for oktober måned hvor hver enkelt udvejning blev sammenlignet med målinger af siloens fyldningsgrad så et præcist masseflow kunne beregnes. Alle masseflow er korrigeret i forhold til den forbrændte mængde affald og det antages at alle ovnlinjer har lige mange driftstimer på årsplan. I LCI en for hele AÅF vægtes resultaterne sammen ved forholdet mellem dagsproduktioner (24 timers drift). Masseflow af faste restprodukter er gengivet herunder i procent af affaldets askeindhold. Tabel 2 Masseflow af asker og faste restprodukter Ovn 1-2 Ovn 4 AÅF Restprodukt 19 % % Slagge 81 % 82 % 82 % Flyveaske - 15 % 10 % Gips % 1.5 % Filterkage % 0.30 % Alle værdier i procent af affaldets askeindhold. AÅF kolonnen er den vægtede sum af alle ovnlinjer i forhold til forbrændt mængde pr. døgn. 5 Stofbalance Den installerede teknologi, måden hvorpå anlægget drives og affaldet som forbrændes er alle medvirkende til at definere udledningerne fra anlægget. Generelt opdeles udledningerne efter om de hovedsageligt påvirkes af teknologi og drift (processpecifikke) 7

10 eller af affaldet (inputspecifikke). De inputspecifikke emissioner er hovedsageligt tungmetalemissioner i røggassen og de processpecifikke emissioner er hovedsageligt de resterende røggasemissioner (f.eks. HCl, SO 2 og NO x ). For de inputspecifikke emissioner gælder at de defineres af fordelingen til røggassen hvorfor en stofbalance er nødvendig. De koefficienter som beskriver fordelingen mellem output i procent af input for hvert stof kaldes fordelingskoefficienter. Disse koefficienter er gengivet i bilag 2. De processpecifikke emissioner er et resultat af den aktuelle rensning og er udelukkende en funktion af den forbrændte mængde. I Tabel 3 ses de processpecifikke emissioner der er medtaget i denne LCI. Tabel 3 Emissioner der er defineret udelukkende af den forbrændte mængde Ovn 1-2 Ovn 4 Vægtet * g/ton g/ton kg/ton HCl HF E-05 SO CO NO x Partikler Dioxin 4.86E E E-10 Enheden er g eller kg pr. ton vådt affald. * = Vægtet sum af ovnlinjerne, vægtet efter indfyrret mængde. 6 Energiregnskab AÅF modtager energi i form af affald og elektricitet og producerer energi i form af elektricitet, varme (fjernvarme), bortkølet varme, tab i røggassen samt en række strålingstab fra systemet. I Figur 5 ses disse strømme afbilledet i et energidiagram. Det skal bemærkes at strålingstab og tab via røggassen indgår i de beregninger der foretages for energiregnskabet i Tabel 4. Produktionen af el og varme er gengivet i procent af affaldets nedre brændværdi m en afspejler den aktuelle produktion inklusiv energien fra støttebrændsler. Den procentvise energieffektivitet er derfor lidt lavere end den i Tabel 4 viste da energien fra disse brændsler skal fratræ kkes. Bortkølling Olie Affald Dansk elektricitet Fjernvarme Kedel Turbine Generator Fjernvarme Elektricitet Strålingstab mm. Røggas Damp Figur 5 : Procesdiagram Produkt for ovnlinje Passiv proces 1 og 2 våd røggasrensning Aktiv proces Faststofflow Gasflow Energiflow 8

11 Figur 5 : Energidiagram for AÅF (alle ovnlinjer). Kedel, turbine og generator opfattes som aktive processer, fordi energien i disse processer skifter karakter. Der ses bort fra forbruget af biomasse og fjernvarme til opvarmning af administrationsbygninger da disse størrelser tidligere er vist negligeable. /AÅF, 2003/ Tabel 4 Energibalance for AÅF 2006 Ovn 1og 2 Ovn 4 Samlet AÅF Mwh/ton Mwh/ton Mwh/ton Elforbrug 0,0313 0,0818 0,0657 Elproduktion* 19,0% 21,4% 20,6% Varmeproduktion* 70,1% 75,7% 73,9% Samlet effektivitet* 89,1 % 97,1 % 94,5 % Kolonnen samlet er vægtet efter den forbrændte mængde på hver ovnlinje. * = i forhold til den nedre brændværdi. Det blandede affalds brændværdi kan beregnes til 10,2-10,9GJ/ton vådt affald ved opgørelse på henholdsvis ovn 1-2 og ovn 4. Vandindholdet beregnes til 22,8-24,4 % af det våde affald. 9

12 Den forbrugte og producerede el substituerer marginal elproduktion der i Danmark er kul hvilket antages at være gældende både på kort og langt stigt. Den producerede fjernvarme vurderes at substituere varmeproduktionen på det nærtliggende kraftværk i Studstrup. Den marginale varmeproduktion kan til dels hentes som en effektivisering (50%) og resten hentes ved kulfyring /Jacob Lerhøj, 2006/. Der regnes derfor kun med halv substitution af fjernvarmeproduktionen og emissionerne fra Studstrupværkes fordeles efter energikvalitet. Denne antagelse kan i kortere perioder over året være forkert grundet forhold ved Studstrupværket og/eller andre forhold i fjernvarme produktionen/forbruget. Denne undersøgelse har ikke haft til formål at udføre en nærmere analyse af den årstidsvariation der findes for marginalvarmeproduktionen på distributionsnettet, men det bør påpeges at det ikke kan udelukkes at dette kan påvirke vurderingerne. 7 LCI Livscyklusopgørelsen ( LCI en) er den totale opgørelse af emissioner og råstofforbrug der passerer systemafgrænsningen og beskriver således alle påvirkninger af miljøet ved fortsat anvendelse af systemet. LCI en er resultatet af forbrug, produktion, stoffer der udledes som konsekvens af røggasrensningen og stoffer som udledes som konsekvens af affaldet. Således fremkommer LCI en direkte som funktion af massebalancen og stofbalancen. Både massebalancen og stofbalancen er opgjort for hver ovnlinje separat og anlægget total. Totalkolonnen fremkommer med en vægtet opgørelse for anlægget som helhed og kan bruges til at opgøre marginalmiljøpåvirkningen 4 fra forbrænding af et ton affald i Århus. Den samlede LCI kan i sin helhed ses af bilag 3. Et resultat af LCI en er at den kemiske sammensætning af affaldet kan beregnes idet denne er den eneste ubekendte i stofbalancen. Affaldet som er blevet brændt i opgørelsesperioden er det blandede affald der modtages på AÅF. I Tabel 5 ses den kemiske sammensætning for en række af de vigtigste enkeltstoffer i denne LCI s periode samt for den tidligere opgørelse for årene Resultater for flere stoffer end gengivet i Tabel 5 er til stede i bilag 1. Tabel 5: Koncentrationer i affaldet for AÅF. Stof * As 15,4 19,0 Cd 5,91 14,1 Cr ,5 Cu Hg 0,439 1,20 Ni 27,5 19,8 Pb Zn Enhed: g/ton vådt affald */Fredriksen G. et. al., 2003/ 4 Den påvirkning forbrændingen af et ekstra ton affald medfører. 10

13 Flere af de vigtige tungmetaller, i Tabel 5, ses reduceret hvilket formegentligt primært skyldes effektiviseringer i indsamlingsordninger der kildesortere fraktioner med højt indhold af disse stoffer. Eksempelvis ses kviksølv reduceret med 63 %, cadmium reduceret med 59 % og bly reduceret med 41 % imens nikkel, kobber og krom er steget med henholdsvis 28 %, 8 % og 71 %. Stigningen kan skyldes ændrede forbrugsmønstre kombineret med en manglende kildesortering af materialefraktioner indeholdende disse stoffer. For krom er kilderne i dagrenovationen primært fraktionerne; Tekstiler, Sko og læder og Grønt glas, for nikkel er kilden primært Batterier og for kobber vurderes kilden primært at være fraktionen Andet af metal. /Riber C. & Christensen T.H, 2006/ 8 LCA Der er udført livscyklusvurderinger for det nuværende system ved AÅF sammenlignet med en række alternative scenarier. Der ses også på hvilke enkeltfaktorer der har størst betydning for de vigtigste potentielle miljøeffekter fra AÅF. I forhold til den i 2003 udførte LCA er der følgende ændringer: Dioxinemission inkluderet til luft Varmeproduktionen medfører halv substitution af den producerede mængde. Den substituerede varmeproduktion på Studstrupværket medfører et ekstra kulforbrug svarende til den halve energi mængde i forhold til den producerede fjernvarme. /Jacob Lerhøj, 2006/. Data stammer fra Studstrupværkets grønne regnskab 2005 og forbrug af primærenergikilder samt luftemissioner er medtaget. Elproduktionen substituere marginal kulfyret elproduktion hvor alle emissioner tilskrives elproduktionen. For den marginale elproduktion antages der ikke at være afsætning for den tilhørende varmeproduktion. Processen stammer fra Stigsnæsværket og data fra anlæggets grønne regnskab Forbrug af primærenergikilder og luftemissioner er medtaget. Varmeforbrug og forbrug af biobrændsel på AÅF medtages ikke. Affaldssammensætningen af dagrenovation er opdateret til at inkludere kemisk sammensætning for alle 48 materialefraktioner Det fossile CO 2 i affaldet tilskrives en emission hvorimod den biologiske del ikke tilskrives en emission i 2003 modelleringen var affaldet antaget CO 2 neutralt. LCA resultater vil i det følgende blive præsenteret som normaliserede data, hvilket vil sige at de potentielle effekter sammenlignes med en danskers samlede belastning i en personækvivalent. LCA resultaterne vurderes for alle emissioner i grupper af miljøeffekter men der vurderes ikke på baggrund af ressourceforbrug. De valgte scenarier der sammenlignes er angivet med de forudsætninger som de indebærer. LCA på baggrund af data indsamlet i dette studie for Affaldscenter Århus Forbrænding i 2006 kaldes i det følgende for AÅF Scenarierne vurderes i tre sammenligninger med forskellige formål, der er er angivet herunder. Scenarierne sammenlignes som bidrags scenarier hvilket vil sige scenarier der vurdere en ændring i forhold til AÅF samlede bidrag. 11

14 1. Substitution og før/nu Her vurderes udviklingen ved den teknologiopdatering som AÅF har været igennem de seneste år og der sammenlignes med det nærmeste alternative forbrændingsanlæg. Herudover er der medtaget et scenario med den nuværende teknologi men hvor der ervalgt nogle alternative substitutionsteknologier. Herning: Stammer fra en udmåling af Knudmoseværket i 2005 ved afbrænding af dagrenovation. Der er tilføjet en kørsel med svær lastbil i 80 km. AÅF LCI fra 2002 opdateret med dioxinemission ( ) dataene bag denne LCI stammer fra perioden og dokumentation kan findes i /AÅF LCI 2003/. Substitutionsteknologierne er ændret så de er de samme som LCI AÅF 2006 AÅF 2006 med substitution af kulfyret elproduktion og med 100 % substitution af dansk fjernvarme produceret på centrale værker begge med emissioner fordelt efter energikvalitet. 2. Energieffektivitet Denne sammenligning viser hvorledes ændringer i el og varme effektiviteten påvirker LCA en. AÅF 2006 (Uændret effektivitet) Som ovn 4 (+ 1 % elproduktion og + 2 % varme) Forbedret/opgraderet teknologi (+ 3 % elproduktion og + 5 % varme) Som ovn 1-2 (- 1,4 % elproduktion og - 4 % varme) 3. Affaldstyper og tungmetaller Denne sammenligning viser hvorledes forskellige affaldstyper påvirker LCA en. Dagrenovation (fra Miljøprojekt 1085, 2006) Blandet affald (fra LCI opgørelsen) Blandet affald (fra LCI opgørelsen) med dobbelt tungmetalindhold Resultatet af scenario beregningerne er gengivet som grafer i bilag 4. Resultaterne er opgivet i personækvivalenter pr. ton affald og er opdelt i ikke toksiske (non tox) og toksiske potentielle miljøeffekter (tox). 8.1 Scenario 1 før/nu Effektiviseringerne på AÅF ses tydeligt at have påvirket vurderingen af de ikke toksiske miljøeffekter positivt. Mest markant er påvirkningen for drivhuseffekten hvor der i 2006 spares dobbelt så meget som i Substitutionsteknologierne, i figur 1 bilag 4, spiller en vigtig rolle for drivhuseffekten og det alternative scenario er 50 % mere besparende end det nuværende scenario for AÅF hvilket hovedsageligt skyldes fuld substitution for fjernvarmeproduktionen. Forbrændingsanlægget i Herning klarer sig markant dårligst på drivhuseffekten med et netto positivt bidrag hvilket skyldes substitutionsforholdene for anlægget samt transporten. På forsuring vil der dog være en mindre fordel i at transportere affaldet til Herning i forhold til den nuværende miljøvurdering af AÅF, hvilket dog kan sættes over styr af valget af substitutionsteknologier. 12

15 For de toksikologiske miljøeffekter ses den teknologiske udvikling at have haft en meget positiv effekt idet den store potentielle miljøpåvirkning af mennesker via vand i figur 2 bilag 4 ses formindsket markant. Der spares miljøpåvirkning svarende til 0,71 personækvivalent pr. ton affald, hvilket er 10,5 gange den nuværende miljøeffekt for kategorien. Dette skyldes primært en mindre udledning af tungmetaller (specielt kviksølv) og dioxin via røggassen. Den mindre tungmetaludledning er også den vigtigste årsag til at værket i Herning klarer sig bedst i denne kategori men for flere af de andre toksiske kategorier opvejes dette af miljøeffekten af de 80 km transport. Værket i Herning har som det eneste en sparet miljøeffekten på mennesker via vand på 0,03 personækvivalenter. Det valgte alternative substitutionsscenarierne ses ikke at have den store effekt for de fleste toksiske miljøeffekter bortset fra effekten på mennesker via jord. 8.2 Scenario 2 energi effektivitet Som forventet ses en sammenhæng mellem den positive miljøpåvirkning af drivhuseffekten og effektiviseret energiproduktion af figur 3, bilag 4. En effektivitet svarende til ovn 4 sparer således 13 % mere drivhuseffekt end effektiviteten på ovn 1-2. For eutrofiering og forsuring ses samme tendens og besparelserne ligger på 87 og 77 % for en energiproduktion svarende til ovn 4 i stedet for ovn 1-2. For de toksiske miljøeffekter ses også mindre effekter af energieffektiviseringen (figur 4 bilag 4), største effekten er på mennesker via vand hvor effektiviseringen maksimalt sparer 26 %. 8.3 Scenario 3 - Affald Affaldets brændværdi og vandindhold er udgangspunktet for energiproduktionen og dermed for substitutionen og dette ses tydeligt i figur 5 i bilag 4. Der spares potentielt 9 % mere drivhuseffekt ved forbrænding af blandet affald end ved dagrenovation. Dette skyldes at blandet affald har en 10 % højere brændværdi og et ca. 5 % lavere vandindhold. Det blandede affald belaster grundet et lavere tungmetalindhold miljøet mindre end dagrenovationen med de toksiske miljøeffekter. Det blandede affald har et tungmetalindhold svarende til mellem 1/3 og 1/4 af det fundne i dagrenovationen, men det bør her bemærkes at dette er dansk dagrenovation målt i Scenariet med dobbelt tungmetalindhold viser hvordan miljøpåvirkningen ser ud med dobbelt tungmetaludledning f.eks. som konsekvens af et dårligt filter, se figur 6 bilag 4. De toksiske effekter på mennesker via vand øges 1,8 gange ved en fordoblet tungmetalmængde og via jord øges effekten 2,2 gange. 8.4 De vigtigste påvirkninger For at vurdere hvilke enkeltpåvirkninger fra systemet der er vigtigst for de enkelte miljøeffekter er det først nødvendigt at kende de processer som tilsammen tegner miljøeffekten (figur 7 og 8 i bilag 4). Herefter kan det analyseres hvilke stoffer der bidrager til miljøeffekten (figur 9-14 i bilag 4) og det kan vurderes for hvilke stoffer i hvilke processor der med fordel kan sættes ind for at mindske miljøeffekten. De mest 13

16 betydende miljøeffekter fra den forudgående analyse er for de ikke toksiske (non tox) effekter; drivhuseffekten, eutrofiering og forsuring og for de toksiske effekter (tox); toksicitet på mennesker via vand, toksicitet på økosystemer via vand og toksicitet på mennesker via jord. Drivhuseffekten er hovedsageligt påvirket af CO 2 udledninger, og som det ses i figur 7 i bilag 4 er det positive bidrag direkte fra forbrænding af fossilt kulstof i affaldet og forbruget af el. Substitueret el og til dels varmeproduktion giver besparelserne på drivhuseffekten. Eutrofiering er hovedsageligt påvirket af processpecifikke emissioner og i figur 13 i bilag 4 ses det tydeligt at dette skyldes NO x emissionen. Et lignende billede ses for forsuring (figur 7 og figur 14) der ligeledes er klart domineret af den direkte emission af NO x fra forbrændingsanlægget. Systemets samlede toksiske miljøeffekt på mennesker via vand tegnes næsten udelukkende af affaldsspecifikke emissioner og disse udgøres ligeledes næsten udelukkende af Hg med et mindre bidrag på 3 % fra dioxin. Påvirkningen af mennesker via jord sker næsten ligeligt af proces- og affaldsspecifikke emissioner og det ses af figur 10, bilag 4 at disser skyldes Hg og NOx. Et mere kompliceret billede tegner sig for de toksiske effekter på økosystemer via vand der belastes af en række processer og hvor substitutionen spiller en meget vigtig rolle. Denne miljøeffekt påvirkes næsten ligeligt af dioxin, Hg og Cu emissioner fra forbrændingsprocessen, affaldet, produktionen og forbrænding af fuelolie og fra elforbruget. På substitutionssiden spares der for denne miljøeffekt emissioner af PAH og Sr (Strontium) fra produktionen af el og til dels varme, hvor emissionerne hovedsageligt tilhører produktionen af kul. 14

17 9 8BKonklusion Forbrændingsanlægget AÅF er blevet miljøvurderet ud fra indsamlede data i 2006 efter anlægget har gennemgået en større teknologisk modernisering. Dataindsamlingen er udført for de to tilstedeværende teknologier på anlægget og der foreligger separate livscyklusopgørelser med den funktionelle enhed et ton blandet affald. Opgørelserne har medført viden om det blandede affalds kemiske sammensætning, vandindhold og brændværdi der sammen med tilsvarende data fra Miljøprojekt 1085, 2006 for dagrenovation har været grundlaget for modelleringer af AÅF. Anlægget er LCA modelleret med EASEWASTE 2006 og alle resultater er normaliserede til personækvivalenter. Ud over en vurdering af kilderne til AÅFs miljøpåvirkning i 2006 er der også analyseret på 3 sammenligninger af scenarier omhandlende: Før og efter teknologiopdatering samt ændret substitution af energi Højere og lavere effektivitet i energiproduktionen Forbrænding af dagrenovation, blandet affald og blandet affald med dobbelt tungmetalindhold Teknologiopdateringen fra 2003 til 2006 med erstatning af en gammel ovnlinje med en ny og opdateret røggasrensning på de to resterende har medført en markant mindre miljøbelastning. Den bedre rensning af røggasserne har medført at den vigtigste toksiske effektkategori, toksicitet på mennesker via vand, er reduceret til en tiendedel. Samtidigt har en bedre udnyttelse af energiindholdet i affaldet medført en dobbelt så stor besparelse for drivhuseffekten. Det kan således konkluderes at anlægget ved teknologiopdateringen er gået fra at have en samlet miljøbelastning til en næsten neutral effekt, hvor belastningerne er i samme størrelsesorden som besparelserne. AÅFs samlede marginale miljøpåvirkning ved behandling af dagrenovation sparer drivhuseffekt og forsuring men belaster med eutrofiering og toksiske effekter på mennesker via vand og jord. I personækvivalenter er de sparede miljøeffekter ikke lige så store som belastningerne men en samlet vurdering kan ændres ved vægtning miljøeffekterne imellem. Vurderingen af de vigtigste bidrag til den samlede miljøpåvirkning viser at affaldets Hg indhold og anlæggets NORxR udledning er de vigtigste enkeltparametre. Med den nuværende rensning er udledningen af Hg mere afhængig af affaldets indhold end det er tilfældet med den anvendte rensning i Herning. Hg emissionen kan således nedbringes ved at forbedre teknologien, ved at kildesortere flere batterier eller en kombination. I alt vurderes det at en forbedret indsats over for Hg kan nedbringe belastningerne med 90 %. NORxR emissionen kan kun nedbringes ved en mere effektiv rensning og en nærmere analyse bør klarlægge potentialet for en forbedret rensning. Substitutionen af anden el og varmeproduktion ved udnyttelse af affaldets brændværdi er en vigtig faktor i miljøvurderingen og dermed er en forbedret energiproduktion et alternativ til bedre rensning eller en indsats over for affaldet. Samtidigt bør det bemærkes at ændringer i forståelsen af substitutionen eller mindre justeringer i det nuværende 15

18 system kan ændre nogle af konklusionerne. En nærmere analyse af fjernvarmeforsyningens produktionsmarginaler i gennemsnit over året vil bidrage til valideringen af miljøpåvirkningerne fra AÅF. 10 9BReferencer /Hulgaard T., 2003/ Internt dokument; Forbrændingsberegninger Fast Affald Tore Hulgaard, Rambøll, 2003 /Fredriksen G, et. Al, (2003)/ LCI og Fordelingskoefficienter for affaldsforbrænding Gry A.S. Fredriksen og Christian Riber, Institut for miljø & Ressourcer, DTU, 2003 /Riber C. & Christensen T.H, 2006/ Tungmetaller i dagrenovation og småt brændbart, Christian Riber og Thomas H. Christensen, Miljøprojekt 1085, Miljøstyrelsen, 2006 /Lerhøj, Jacob, 2006/ Personlig kontakt med teknisk chef ved Dongenergy Studstrup kraftværk Jacob Lerhøj /AÅF, 2003/ LCI og LCA udført for Århus kommunale værker af DTU i 2003 /AÅF, 2005/ Brochuren Indvielse af ovnlinje 4 udgivet af ÅKV i Juni Bilagsoversigt Bilag 1 : Kemisk sammensætning af det blandede affald på baggrund af LCI Bilag 2 : Fordelingen af en række stoffer i kg/24 timer og i % Bilag 3 : LCI for AÅF pr ton affald forbrændt inklusiv eksterne processer Bilag 4 : Grafiske gengivelser af LCA på scenarier og for AÅF alene. 16