Sporing af tungmetaller i husholdningsaffaldet

Transkript

1 Sporing af tungmetaller i husholdningsaffaldet Måling af batterier, småt elektronik, stort brændbart og dagrenovation Version 4.1 april Christian Riber DTU Miljø Danmarks Tekniske Universitet

2 Indholdsfortegnelse 1 INDLEDNING ANLÆGSBESKRIVELSE KNUDMOSEVÆRKET TESTET AFFALD DAGRENOVATION HERNING (BASIS) SMÅT ELEKTRONIK BATTERIER DAGRENOVATION ÅRHUS STORT BRÆNDBART ANALYSEMETODER MASSEBALANCER STOFBALANCER KEMISK SAMMENSÆTNING RESTPRODUKTER LCI & SYSTEMGRÆNSER LCIA KONKLUSIONER BILAGSOVERSIGT... 13

3 1 Indledning Dette notat er resultatet af to delprojekter udført på Knudmoseværket december 2007 for AffaldVarme Århus, Århus Kommune. Udgangspunktet for begge delprojekter har været at skabe information om hvor tungmetallerne i affaldet stammer fra og hvilken indflydelse det forventes at de har på miljøpåvirkningerne fra forbrændingsanlægget i Århus Nord. Der er blevet målt på tre affaldstyper: Dagrenovation fra Århus, dagrenovation fra Herning og rest af stort brændbart efter sortering i Århus. Herudover er der målt på to affaldsfraktioner: Batterier fra husstandsindsamling i Århus (Hg knapceller var frasorteret) og småt elektronikskrot fra genbrugsstationer. De to affaldsfraktioner er udmålt ved en ny metode fremover benævnt batchindfyring der er nærmere beskrevet i afsnittet Analysemetoder. 2 Anlægsbeskrivelse Knudmoseværket Knudmoseværket er beliggende i udkanten af Herning og har én ovnlinje på 5 ton pr time. Ovnen er forsynet med en luftkølet rist efterfulgt af en vådtransportør og et sorteringsanlæg til slaggerne. Røggassen overhedes med naturgas inden det ledes til kedlen og videre til elfilteret. Herefter renses røggassen først i en sur skrubber og herefter i en semitør NID reaktor og et posefiler. En del af dampen i røggassen kondenseres ud i en røggaskondensator inden røggassen ledes til skorstenen. Anlægget genbruger kondensatet og renser overskydende vand fra skrubberen i eget rensningsanlæg inden det ledes til kommunal kloak. 3 Testet affald I det følgende vil de analyserede affaldsfraktioner eller typer blive gennemgået og i Tabel 1 herunder findes en oversigt over forsøg og anvendte mængder. Tabel 1 Udførte forsøg på Knudmoseværket i december 2007 Dato for test Input af fraktion/type Tidligere udmålt Oprindelse Basis % 2006 Herning kommune Basis % 2006 Herning kommune Batterier kg 2007 Århus husstandsindsamlet Småt Elektronik kg - Herning genbrugsstationer Stort Brændbart % - Århus sorteret rest (findelt) Dagrenovation % 2004 Århus kommune 3.1 Dagrenovation Herning (basis) Dagrenovationen fra Herning er indsamlet i Herning kommune der efter kommunalreformen er noget større end da dagrenovationen sidst blev analyseret i Herning kommune har i hele den nye kommune indført den P-kasse ordningen som også eksisterede i Der er ikke registeret andre ændringer med betydning for affaldets kemiske sammensætning siden målingen i Dagrenovationen fra Herning har i de to følgende forsøg fungeret som basisaffald hvilket vil sige at de to affaldsfraktioner er blevet brændt samtidigt med dagrenovationen fra Herning. 1

4 3.2 Småt elektronik Denne affaldsfraktion antages at ligne det elektronikaffald der uanset sorteringssystemer alligevel ender i dagrenovationen. Den er udsorteret på en genbrugsstation i Herning og indeholdt alle slags små husholdnings elektronikprodukter så som eksempelvis: Walkman, vækkeur, strygejern, fjernbetjening, trådløs telefon, boremaskine, CD-drev, USBstick, vaffeljern og lign. Se billede. 3.3 Batterier Fra en tidligere analyse af den kemiske sammensætning af indsamlede batterier i Århus via henteordning (pose på skraldespand) var en større mængde batterier med en kendt kemisk sammensætning til rådighed. Ved at bruge disse batterier i en forbrændingstest kan batteriernes præcise påvirkning af indholdsstoffernes fordelinger ved forbrænding vurderes. Herudover kan en evt. påvirkning af restprodukterne fra batterierne direkte kvantificeres og miljøvurderes. 3.4 Dagrenovation Århus Sidst den kemiske sammensætning af dagrenovationen i Århus blev udmålt var i 2003 hvor der stadig blev sorteret i organisk affald i grønne poser der blev optisk frasorteret. Århus kommune havde på daværende tidspunkt ikke husstandsindsamling af batterier som den der er indført nu. 3.5 Stort brændbart Århus kommune har valgt at få sorteret træ og andre genanvendelige fraktioner ud af affaldstypen stort brændbart fra genbrugsstationerne men der bliver dette til trods stadig en anseelig mængde tilbage der stadig skal forbrændes. Denne affaldstype har været på tale som et oplagt potentiale for udsortering af RDF men forbrændes i dag på Århus Nord forbrændingsanlæg. For denne analyse blev affaldstypen neddelt til ca. 5x5 cm for at lette transporten og for at imødekomme den høje brændværdi og det høje kloridindhold blev den opblandet med 20 % dagrenovation fra Herning. Se billede. 2

5 4 Analysemetoder Der er i dette projekt anvendt to analysemetoder ved udførsel af forbrændingstest og de vil her kort blive beskrevet: Traditionel indirekte analyse Her brændes kun en affaldstype af og varigheden er typisk 8 timer hvor alle restprodukter prøvetages løbende og blandes så der er en blandingsprøve pr. restprodukt. Forud for testen har ovnen i mindst 10 timer, svarende til to opholdstider, brændt test affaldet for at undgå uønsket krydskontaminering. Metoden er robust for variationer i affaldet der optræder inden for den forbrændte mængde på 8 timer og er bl.a. dokumenteret i Miljørapport 1085, 2007 fra Miljøstyrelsen og Riber, C., et al Batchindfyring Denne metode adskiller sig fra ovenstående ved at anvende et basisaffald der er karakteriseret på forhånd og herudover tilsættes den ønskede fraktion som en sammenhængende mængde. Herved kan man analysere på fraktioner der ikke i sig selv kan brænde men de kan kun tilsættes som en mindre delmængde af basisaffaldet. Dette skyldes at man ellers ville skabe en zone på forbrændingsristen uden forbrændinig. Dette ville ikke kunne sammenlignes med normal drift uden den tilsatte fraktion, hvilket er en grundlæggende forudsætning. Restprodukterne vil ikke være påvirket af den indfyrede fraktion på samme måde som ved traditionel analyse idet opblandingen i systemet vil fortynde den indfyrede fraktion. Herudover vil restprodukterne der tilhører den indfyrede fraktion først forlade systemet efter en opholdstid der ikke på forhånd er kendt. Fortyndingen af fraktionen bestemmes ved at sammenligne indholdet i restprodukterne med basis og et kendt indhold af en række stoffer i fraktionen batterier. Opholdstiden for slaggerne kan måles med jernrør og derved kan slaggen prøvetages på det rigtige tidspunkt. For flyveasken bestemmes opholdstiden ud fra den tid det tager før den største påvirkning fra batterierne ses. Elektronik fraktionen antages at være udsat for samme opblanding og opholdstid som batterierne hvilket er en rimelig antagelse da begge fraktioner tilsættes i ca. samme mængde i forhold til basisaffaldet. Ved batchindfyring af affaldsfraktioner kan brændselsegenskaber så som brændværdi, askeindhold og vandindhold ikke bestemmes da den tilsatte mængde i forhold til basisaffaldet er for lille. 5 Massebalancer Massebalancerne er baseret på kranmålinger af affaldsmængden der forbrændes og på udvejninger af slagger samt niveaumålinger i askesiloen. Niveaumålingerne i askesiloen omregnes til et masseflow idet silodiameter og densitet af askerne kendes. Vandindholdet er bestemt ved målinger af emitteret vand i skorstenen, fordampet vand fra skrubberen og kondenseret vand fra kondensatoren samt et vurderet hydrogenindhold i affaldet. Det sidste punkt adskiller sig fra de øvrige tidligere analyser der baserer sig på målte CO 2 emissioner der desværre ikke var til rådighed ved disse forsøg. Vurderingen af affaldets H indhold er mere usikker end målingen af emitteret CO 2 hvorfor bestemmelsen af vandindholdet er mere usikkert ved de seneste målinger. Brændværdien er bestemt ud fra den producerede dampmængde og de tilhørende dampspecifikationer. Når brændværdien opgives på tør aske fri basis (LHV waf ) indeholder den en ekstra usikkerhed da denne 3

6 værdi er korrigeret med vandindholdet. Der er kun udført massebalancer for forsøgene med hele affaldstyper da forsøgene med affaldsfraktioner antages at have samme massebalance som basisaffaldet (her dagrenovation fra Herning 2007). Spildevandsstrømmen prøvetages ikke og masseflowet måles derfor heller ikke, i stedet prøvetages skrubberen og den tilhørende masse bestemmes ligesom med flyveasken af niveaumålinger der omregnes. Askeindholdet i dagrenovation er rimeligt stabil for både Århus og Herning dagrenovation omkring 20 % i 2007 men i begge tilfælde er askeindholdet faldet siden tidligere målinger. Vandindholdet er meget varierende og er i Århus målt til 1 % højere og i Herning til 7 % højere i 2007 i forhold til tidligere. Dette varierende vandindhold vurderes dog at være et udtryk for sæsonvariationer hovedsagelige betinget af bl.a. vejrforhold. Det lader til at der i Århus er et lidt højere vandindhold. Selvom der syntes at være sket en stigning i brændværdi på våd basis i Århus viser korrektion for vandindhold og aske (LHV waf) at den brændbare del af affaldet ikke har en højere brændværdi og forskellene skyldes udelukkende det lavere askeindhold. I Herning er energiindholdet i den brændbare del blevet lidt større selv om brændværdien af det våde affald er faldet hvilket skyldes at vandindholdet er steget. Stort og småt brændbart har begge at lavere vandindhold og et højere askeindhold end dagrenovationen samt en markant højere energiindhold. Der er ikke afgørende forskelle på de to affaldstyper mht. de viste parametre i tabel 2 usikkerhederne taget i betragtning. Tabel 2 Massebalance ved indirekte måling af affaldstyper Aske Vandindhold LHV waf LHV våd Enhed tør/tør våd/våd GJ/ton GJ/ton Aarhus % 38 % 20,6 8,7 Aarhus % 39 %* 21,0* 10,4 Herning % 23 % 18,0 10,8 Herning % 30 %* 18,5* 10,3 Småt brændbart 25 % 21 % 23,5 13,9 Stort Brændbart 29 % 18 %* 21,5* 12,4 Usikkerhed ± 2 % ± 5 % ± 1,0 ± 0,5 *Absolut vurderet usikkerheden er for disse forsøg 8 % for vandindhold og 1,5 GJ/ton for LHV waf 6 Stofbalancer Affaldets indhold af et stof beregnes som summen af stoffet i alle strømme ud af forbrændingsanlægget hvilket krævet at masseflow og stofkoncentrationer for alle udstrømme er tilgængelige. I disse forsøg er røggassen og kondensat ikke prøvetaget idet tidligere forsøg har vist at disse massestrømme var negligeable for de fleste stoffer. Grundet lang opholdstid i vandrensningssystemet er spildevandet prøvetaget som det forlader skrubberen. Affaldets kemiske sammensætning baserer sig derfor på målinger af skrubbervand, slagge og flyveaske/restprodukt. Skrubberen afspærres i en periode for tilsætning af vand hvorfor der kun mistes vand via fordampning, og skrubberen prøvetages før og efter denne periode. Forskellen i koncentrationen før perioden og efter (korrigeret for fordampet vand) angiver hvor meget der er optaget i skrubbervandet i den pågældende periode. Slaggen prøvetages med en automatisk prøvetager der tager 4

7 repræsentative delprøver med et kort interval hvilket sikre et stort antal delprøver pr forsøg trods den korte længde af visse forsøg. I alt tog prøvetageren ca delprøver på de 4 dage med forsøg og alle delprøver blev blandet i betonblander og delt repræsentativt i riffeldelere. Flyveasken blev prøvetaget med en spand eller et rør i flyveaskesiloen hvilket tidligere er vist repræsentativt for dette flyveaskesystem. 6.1 Kemisk sammensætning Den kemiske sammensætning fremkommer som summen af den kemiske sammensætning af alle udstrømme fra anlægget hvilket tidligere er beskrevet. Det antages at tungmetaller og de fleste andre stoffer ikke forlader anlægget i signifikante mængder gennem skorstenen hvilket er en rimelig antagelse undtagen for Hg og Cl. Da røggassen ikke prøvetages under disse forsøg kan der derfor ikke laves stofbalancer for disse stoffer og deres indhold i affaldet kan ikke konkluderes. Ud fra indholdet i flyveasken og antagelser om stoffernes fordeling kan der dog laves rimelige skøn for deres indhold i affaldet. I det følgende vil den kemiske sammensætning for først basisaffaldet (Herning dagrenovation) og dernæst hver enkel affaldsfraktion blive præsenteret. Alle affaldstyper der er udmålt samt tidligere målinger af dagrenovation og småt brændbart er gengivet i bilag 5. Herning dagrenovation 2007 Udmålingen af dagrenovationen fra Herning der blev brugt som basis er baseret på to måleserier og to massebalancer hvilket gør resultatet væsentligt mere robust overfor variationer. Resultatet af de to målinger er rimeligt ens men afviger fra målingen i 2006 idet de nye målinger har højere niveauer af flere tungmetaller. Dette gælder i særdeleshed for Pb, Zn, Ni og Co men også i nogen grad for As og Cd hvilket kunne skyldes en øget mængde af ikke brændbare fraktioner samt batterier i dagrenovationen. Analysen af flyveaske tyder på at affaldets indhold af Hg er betydeligt lavere end ved målingen i Stort brændbart Denne affaldstype der er restproduktet efter sortering af stort brændbart fra genbrugsstationerne indeholder ligesom småt brændbart forhøjede koncentrationer af en række tungmetaller i forhold til dagrenovationen. I forsøget blev det stort brændbare blandet med 20 % (vægtbasis) med basisaffald for at imødekomme den høje brændværdi og kloridindhold. Dette lykkedes desværre kun delvist idet der i perioder var emissionsoverskridelser af SO 2 som følge af for stor belastning af systemet med klorid. Mest bemærkelsesværdig er de høje koncentrationer af As, Sb, Cd, Co og Pb der vidner om at denne affaldstype indeholder anseelige mængder af forurenede fraktioner. Følgende fraktioner er fra tidligere undersøgelser kendt for deres indhold af de ovenstående stoffer: Trykimprægneret træ, PVC og batterier. Herudover indeholder det stort brændbare høje koncentrationer af Ba, Ni, S, Zn, K, Mg og Ti. Sammenlignes stort brændbart med småt brændbart er koncentrationerne væsentlig højere hvilket hovedsageligt skyldes den udsorterede mængde træ og andet genanvendeligt. Indholdet af Hg i flyveasken tyder på at Hg indholdet i stort brændbart er væsentligt mindre end i småt brændbart og på niveau med indholdet i dagrenovation. 5

8 Batterier Det var ikke på forhånd meningen at bestemme den kemiske sammensætning af batterierne da denne allerede var kendt fra en direkte analyse, se bilag 2. Derimod var det meningen at vurdere effekten på restprodukterne ved en kendt mængde af miljøfarlige stoffer tilsat og dette er rapporteret i afsnittet Restprodukter. Følgende stoffer var dog i væsentlig grad påvirket under testen med batterier i forhold til basis og dagrenovation generelt: Cd, Co, Ni, Zn, Mn og K og disse stoffer kan tilskrives følgende batterityper: Cd stammer hovedsageligt fra NiCd batterier Co, Ni og Sb stammer hovedsageligt fra NiMH batterier Zn, Mn og K stammer hovedsageligt fra Alkali/brunstens batterier Elektronikskrot Den kemiske sammensætning af elektronikskrottet var ikke tilstrækkelig forskellig fra basisaffaldet til at der kunne beregnes en kemisk sammensætning. Konklusionerne på dette forsøg vil derfor som for batterier være relateret til påvirkningen af restprodukterne. Forhøjet koncentration af Cd under forsøget med småt elektronikskrot tyder dog på at elektronikskrottet er mere forurenet med Cd i forhold til dagrenovation. Cd er tidligere i dagrenovation påvist at stamme hovedsageligt fra NiCd batterier men blød PVC er en anden ikke uvæsentlig kilde til Cd i affaldet. Århus dagrenovation 2007 Målingen af dagrenovation fra Århus viste at en lang række tungmetaller er målt i en højere koncentration end ved undersøgelsen i Mest markant er stigningen for Cu der er mål til en koncentration der er mere end tre gange højere end i 2004 hvilket må forventes at stamme fra ikke brændbare materialefraktioner. For As, Cd og Ni er der målt ca. dobbelt så høje koncentrationer som i 2004 hvilket f.eks. kunne skyldes en større mængde genopladelige batterier af typerne NiCd og NiMH i affaldet. Analyser af flyveasken tyder på at affaldets indhold af Hg følger den ovenstående tendens med en fordoblet koncentration. Indholdet af Al i affaldet er faldet med ca. 40 % i perioden mellem de to målinger og ligger nu på niveau med indholdet i Herning. 7 Restprodukter Påvirkningen af flyveaske og slam medtages ikke i det følgende idet der ikke vurderes nogen negativ miljøeffekt af en ændring i disse restprodukter. I forsøgene med indfyring af elektronikskrot og batterier ønskes det vurderet om de producerede slaggers kvalitet er påvirket af den tilsatte mængde. Ud over dette er det også undersøgt hvilke potentiel udvaskning der kan forventes direkte fra batterier og det tilhørende småt jern. Der er ikke et krav om at udsorteres disse fraktioner fra slaggen til deponering eller genanvendelse og hvis de ikke udsorteres analyseres de normalt ikke da det ifølge standarden for udvaskningstest er tilladt at frasortere disse fraktioner. Som det ses af bilag 3 er udvaskningen fra slaggerne under test af elektronik og batterier inden for samme størrelsesorden som basisaffaldets. Dette skal sammenholdes med slaggens koncentrationsniveauer der som det ses i bilag 4 er relativt påvirket for en række 6

9 stoffer. Det kan konkluderes at forbrænding af ca. 700 kg batterier og 1000 kg elektronik på en gang ikke påvirker udvaskningen selv om det påvirker slaggens indhold af en række stoffer. Forsøget med stort brændbart affald havde på næsten alle parametre sammenlignelig slaggeudvaskning sammenlignet med dagrenovation med undtagelse af Cu der udvaskede markant mindre. Dette skyldes sandsynligvis en bedre udbrænding af slaggerne med tilhørende lavt organisk indhold og dermed mindre Cu udvaskning. For at teste den potentielle udvaskning fra batterier og småt jern blev disse fraktioner separat indsamlet under testen med batterier. Batterierne kommer ved slaggesorteringen af den friske slagge ud sammen med småt jern ved en magnetseparation. Batterierne blev boret ud med titanium bor og jernet blev behandlet i en kæbeknuser så alt slaggegrus blev banket af (kun dette medgik til udvaskningstesten). Resultaterne viser helt klart at det er et stort udvaskningspotentiale tilbage i batterier og på småt jern der kan være op til flere hundrede gange udvaskningsniveauet i normale slagger (2200 gange for Li). I tabel 4 ses hvilke stoffer hvor man kan forvente udvaskning der er væsentligt højere end dagrenovation. Dette vil påvirke miljøpåvirkningerne både hvis småt jern ikke udsorteres (og dermed udvasker sammen med slaggerne) og hvis småt jern genanvendes. Ved genanvendelse kan stofferne enten udvaske eller lede til miljøpåvirkninger under oparbejdelsen af jernet men hvis småt jern deponeres forventes er ikke nogen miljøpåvirkninger af betydning. Tabel 4 Påvirkning af slaggeudvaskning fra batterier og tilhørende småt jern i forhold til slaggeudvaskning fra dagrenovation Faktor Batterier Småt jern >200 x Li, Mn, Zn - > 50 x As, Co As, Sn, V, Zn > 10 x Fe, K, Ni, Se, Si, Sn K, Li, Mn, Ni, Si > 5 x S, V Cr, S, Sb, Se 8 LCI & Systemgrænser Til modellering af miljøeffekten ved behandlingen af de målte affaldstyper/-fraktioner anvendes 2006 LCI en for forbrændingsanlægget beskrevet i notatet Forbrænding af affald på Affaldscenter Århus Forbrændingsanlæg fra januar 2007 med visse ændringer: Genanvendelse af jern er inkluderet Transport før deponering af restprodukter er inkluderet Udvaskning fra slagger af kobber er medtaget (svarende til L/S 2 på 100 år) Forbrug af ammoniak er inkluderet Substitution af Studstrupværket ved fjernvarmeproduktion er opdateret og specielt beregnet for LCIA 7

10 For at miljøvurdere den nye LCI for forbrændingsanlægget som kan ses i bilag 1 er anlægget modelleret ved behandling af 1 ton gennemsnits dansk dagrenovation som defineret i Riber et al. (2008a). Opdateringen af LCI en for forbrændingsanlægget som beskrevet ovenfor har medført en 27 % større besparelse på drivhuseffekten og har vendt belastningerne af forsuring og eutrofierings kategorierne til besparelser. Det fremgår af figur 1 at drivhuseffekten har størst samlet indflydelse og af figur 2 ses hvorfra den samlede belastning kommer. For drivhuseffekten spiller jern og aluminium genanvendelsen ikke markant ind og ændringen skyldes primært den nye varmesubstitution af Studstrupværket. For de toksiske kategorier i figur 3 ses størst ændringer i kategorierne økotoksicitet via vand og humantoksicitet via jord men også humantoksicitet via vand er påvirket positivt. Ved at se på hvor fra påvirkningerne kommer i figur 4 kan det konkluderes at ændringerne i økotoksicitet primært skyldes sparede påvirkninger grundet aluminiumgenanvendelse selvom der finder en øget belastning i kategorien sted grundet kobberudvaskning fra slaggerne. Kategorien humantoksicitet via jord er belastet af transport af restprodukterne til Tyskland men dette opvejes af såvel besparelser grundet den nye varmesubstitution samt jern og aluminium genanvendelse. 0,0200 0,0100 0,0000-0,0100 PE / ton -0,0200-0,0300-0,0400-0,0500-0,0600-0,0700 Global Warming 100 Years Photochemical Ozone Formation Acidification Incineration, Århus, 2006 [update 2008] Incineration, Århus, DK, 2006 Nutrient Enrichment Figur 1 Ikke toksiske potentielle miljøeffekter fra Århus forbrændingsanlæg før og efter opdatering af data. 8

11 20% 0% -20% -40% -60% -80% -100% Global Warming 100 Years Photochemical Ozone Acidification Nutrient Enrichment Formation Road, Long haul truck, 25t, 2006 Incineration, Aarhus, DK, 2006 [update 2008] Steel scrap to steel sheets, DK, 1992 Aluminium scrap to reprocessed aluminium, Europe, 2000 Figur 2 Ikke toksiske potentielle miljøeffekter fra Århus forbrændingsanlæg fordelt på teknologier. 0,1000 0,0800 0,0600 0,0400 PE / ton 0,0200 0,0000-0,0200-0,0400 Human Toxicity via Air Human Toxicity via Water Ecotoxicity in Water, C Ecotoxicity in Soil Human Toxicity via Soil Incineration, Århus, 2006 [update 2008] Incineration, Århus, DK, 2006 Figur 3 Toksiske potentielle miljøeffekter fra Århus forbrændingsanlæg før og efter opdatering af data. 9

12 100% 80% 60% 40% Aluminium scrap to reprocessed aluminium, Europe, 2000 Steel scrap to steel sheets, DK, 1992 Incineration, Aarhus, DK, 2006 [update 2008] Road, Long haul truck, 25t, % 0% -20% -40% -60% -80% -100% Human Toxicity via Air Human Toxicity via Water Ecotoxicity in Water, C Ecotoxicity in Soil Human Toxicity via Soil Figur 4 Toksiske potentielle miljøeffekter fra Århus forbrændingsanlæg fordelt på teknologier. LCIA for affaldstyper / -fraktioner Miljøeffekten ved forbrænding af følgende affaldsfraktioner / typer er vurderet ved forbrænding blandet med andet kommunalt affald til en sådan grad at procesemissionerne ikke er påvirkede. Dagrenovation Århus indsamlet november 2007 [Århus 2007] Dagrenovation Århus fra den tidligere undersøgelse i 2003 (Hg indholdet er meget usikkert) [Århus 2003] Småt brændbart affald fra genbrugsstationer i København i 2004 (gennemsnit af måling forår og efterår) [Småt B] Stort brændbart affald fra genbrugsstationer frasorteret træ til genanvendelse i Århus i november 2007 (sorteret med grab) [Stort B] Dagrenovation Herning indsamlet november/december 2007 [Herning 2007] Dagrenovation Herning fra en tidligere undersøgelse i 2006 [Herning 2006] For de ikke toksiske påvirkningskategorier er det kun brændværdien og tørstof- /vandindholdet der påvirker miljøeffekten som ses gengivet i figur 5. Et øget tørstofindhold betyder større indhold af fossilt kulstof da tørstoffets kulstofindhold og fordeling af fossilt og biogent kulstof er antaget ens for alle affaldstyper grundet manglende data. Brændværdien af den enkelte fraktion eller affaldstype påvirker modsat med en lineær besparelse grundet substitueret el og varme. Grundet den højere brændværdi målt i 2007 i dagrenovationen fra Århus sammenlignet med 2003 er besparelsen på drivhuseffekten 44 % forøget og der spares mere på drivhuseffekten ved forbrænding af småt brændbart frem for stort brændbart. 10

13 Toksiske påvirkningskategorier er primært påvirket af affaldets indhold af tungmetaller hvoraf Hg er langt det vigtigste da effekten er stor og idet Hg påvirker i flere kategorier. Den store belastning fra småt brændbart som kan ses i figur 6 skyldes således et højt Hg indhold i denne affaldstype som ikke fanges af røggasrensningen og dermed tilskrives en miljøpåvirkning på mennesker via vand. Forskellene mellem de øvrige affaldstyper/- fraktioner er ikke signifikant hvilket leder til konklusionen at stort brændbart har en miljøpåvirkning for disse kategorier der ligner påvirkningen fra dagrenovation PE / ton Global Warming 100 Years Photochemical Ozone Formation Acidification Nutrient Enrichment Århus 2007 Århus 2003 Småt B Stort B. Herning 2007 Herning 2006 Figur 5 Ikke toksiske potentielle miljøeffekter fra Århus forbrændingsanlæg ved forbrænding af forskelligt affald. 11

14 PE / ton Human Toxicity via Air Human Toxicity via Water Ecotoxicity in Water, C Ecotoxicity in Soil Human Toxicity via Soil Århus 2007 Århus 2003 Småt B Stort B. Herning 2007 Herning 2006 Figur 6 Toksiske potentielle miljøeffekter fra Århus forbrændingsanlæg ved forbrænding af forskelligt affald. 10 Konklusioner Der foreligger en opdateret miljøprofil for forbrændingsanlægget (LCI) i 2006 og denne er indført i EASEWASTE. Samlet set belaster forbrændingsanlægget miljøet mindre efter opdateringen der nu inddrager jerngenanvendelse, aluminiumgenanvendelse samt transport af restprodukter til Tyskland. Forbrændingsanlægget sparer ved forbrænding af århusiansk dagrenovation samfundet for emissioner i alle signifikante påvirkningskategorier. Det kan anbefales at miljøpåvirkningerne modelleres igen når EASEWASTE kan modellere oparbejdelse og genanvendelse af slaggen, kommunal spildevandsbehandling og deponering af restprodukterne i saltminer. Der bør med henvisning til Hg s betydning for resultaterne skaffes bedre emissionsdata for Hg gennem skorstenen f.eks. gennem flere og længere målinger eller kontinuert måling. Enhver ændring af anlægget der vil påvirke emissioner eller energiproduktionen ændre miljøprofilen for anlægget og denne modellering gælder således kun for anlægget som det så ud i Af de seks udførte forsøg var de fire ubetinget succesfulde og de to delvist succesfulde hvilket hovedsageligt skyldes at en ny metode blev anvendt for første gang. Ved fremtidig batchindfyring af affald, som i de to forsøg, skal der udføres kontinuerte massebalancer med stor præcision, hvis resultatet skal være ubetinget succesfuldt. Herudover skal slaggen prøvetages i en meget lang periode efter gennemsnits opholdstiden, for at sikre at hele den påvirkede slagge prøvetages. 12

15 Følgende kan dog konkluderes fra de to forsøg med batchindfyring af batterier og småt elektronikskrot: Batterier: Når batterier forbrændes sammen med det kommunale affald forurener det ikke slaggen i nogen nævneværdig grad men der må forventes et ikke ubetydeligt bidrag fra batterier der ikke er fuldstændigt forbrændt. Mindst 7 % af batterierne må forventes at passere ovnen delvist uforbrændt og herudover må jernfraktionen < 5 cm forventes forurenet af batterierne. Ud over en meget forhøjet udvaskning fra de uforbrændte batterier medvirker de også til at en række tungmetaller deponeres i slaggen i højere grad end normalt, dette gælder hovedsageligt: Cd, Co, Hg, Li og Ni. Småt elektronikskrot: Affaldsfraktionen småt elektronikskrot forventes, for de målte stoffer, kun at være mere forurenet end dagrenovation med Cd. Det har ikke været muligt at fastsætte den eksakte forureningsgrad men forureningen kan forventes at stamme fra enkelte NiCd batterier i fraktionen. Slaggen er ikke signifikant påvirket af elektronikskrottet hverken med hensyn til totalindhold af tungmetaller eller udvaskningsegenskaber. Stort brændbart frasorteret træ har en høj brændværdi, et højt askeindhold og et lavt vandindhold sammenlignet med dagrenovation hvilket gør denne affaldstype til et udmærket brændsel. Dog må affaldstypen forventes at have et meget højt klorid indhold hvilket peger i retning af at den forhøjede brændværdi hovedsageligt skyldes et forhøjet PVC indhold. Indholdet af tungmetaller er højere end dagrenovation for næsten alle tungmetaller men udvaskningen fra slaggerne er ikke påvirket og der forventes ikke signifikante påvirkninger af røggasemissionen. Dette understøttes af miljøvurderingen ved LCIA modellering i EASEWASTE der viser bedre resultater for ikke toksiske kategorier grundet den høje brændværdi og uændrede påvirkninger for toksiske kategorier i forhold til dagrenovation. Dagrenovationen i Århus er mere forurenet med Cu, Cd, As og Hg i 2007 i forhold til 2003 hvilket kunne tyde på en øget mængde af visse batterityper og trykimprægneret træ i affaldet. Indholdet af Al, Cr og Mo er faldet siden 2003 hvilket kunne skyldes en bedre udsortering af dåser og andet småt jern. Den mest markante forskel i dagrenovationen siden 2003 er det formindskede askeindhold og den forhøjede brændværdi. Disse forhold kan have betydning for anlæggets fremtidige kapacitet hvis der er tale om en generel tendens snarere end tilfældige udsving, til trods for den store mængde affald testet. Det kan derfor anbefales at følge affaldets brændværdi, vand og askeindhold løbende i en periode for at klarlægge eventuelle tendenser og deres forklaring samt betydning på lang sigt. Miljøpåvirkningen fra dagrenovationen er samlet set mindre i 2007 end i 2003 hvis det nuværende anlæg i begge tilfælde anvendes til vurderingen. 11 Bilagsoversigt Bilag 1 : Århus forbrændingsanlæg 2006 opdateret 2008 Bilag 2 : Batteriernes kemiske sammensætning Bilag 3 : Slaggeudvaskning L/S 2 Bilag 4 : Kemisk sammensætning af slaggen Bilag 5 : Kemisk sammensætning af affaldstyper 13

16 Bilag 1 :Århus forbrændingsanlæg 2006 opdateret 2008 Udenfor scenariet ser teknologien således ud: Inde i et scenarie ser teknologien således ud: 14

17 15

18 Bilag 2 : Batteriernes kemiske sammensætning ELEMENT SAMPLE NiCd NiMH Li Alkali/brunsten Knapceller Vægtet Al mg/kg As mg/kg B mg/kg Ba mg/kg Ca mg/kg Cd mg/kg Co mg/kg Cr mg/kg Cu mg/kg Fe mg/kg Hg mg/kg K mg/kg Mg mg/kg Mn mg/kg Mo mg/kg Na mg/kg Ni mg/kg P mg/kg Pb mg/kg S mg/kg Sb mg/kg Si mg/kg Sn mg/kg Sr mg/kg Zn mg/kg Glødetab % af TS TS %

19 Bilag 3 : Slaggeudvaskning L/S 2 Herning 2007 Århus 2007 Elektronik slagge Batterier slagge Stort B. Kun batterier Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sb Se Si Sn Sr Ti V Zn Enhed g/kg tør slagge 17

20 Bilag 4 : Kemisk sammensætning af slagge Herning 2007 a Herning 2007 b Århus 2007 Elektronik Batterier Stort Bændbart Batterier As Ba Be Cd Co Cr Cu Hg Sb Mo Nb Ni Pb S Sc Sn Sr V W Y Zn Zr F Cl Si Al Ca Fe K Mg Mn Na P Ti Enhed mg/kg tør slagge 18

21 Bilag 5: Kemisk sammensætning af affaldsfraktioner Århus 2007 Århus 2003 Småt B Stort B. Herning 2007 Herning 2006 As Ba Be Cd Co Cr Cu Hg Sb Mo Nb Ni Pb S Sc Sn Sr V W Y Zn Zr Si Al Ca Fe K Mg Mn Na P Ti Enhed mg/kg tørt affald 19