LCA til biomasse PSO-projekt 2003

Transkript

1 LCA til biomasse PSO-projekt 2003 Samarbejdsprojekt med deltagelse af: ENERGI E2 A/S, Elsam, Tech-wise, VEKS og Københavns Energi Juni 2003

2 Indholdsfortegnelse: SAMMENFATNING INDLEDNING Hvad er livscyklusvurderinger? LCA-metoden Anvendelsen af LCA både nationalt og internationalt LCA og energi FORMÅL OG ANVENDELSE Formål Målgruppe Kvalitetssikring PROJEKTETS METODE Funktionel enhed % biomassefyrede anlæg Tilsatsfyring/samfyring Godskrivning af el- og varmeproduktion Modellering Den overordnede model Effektvurdering Afgrænsninger Allokering Brændsel Samfyring Energi DATAINDSAMLING OG DATAKVALITET Dataindsamling Datakvalitet Håndtering af manglende data BESKRIVELSE AF BASISKONCEPTER Miljøeffekter for AVV Ressourcer Følsomhedsanalyse...20

3 5.1.3 Datakvalitet Manglende data Konklusion Miljøeffekter for Herningværket Ressourcer Følsomhedsanalyse Datakvalitet Manglende data Konklusion Miljøeffekter for MSK Ressourcer Følsomhedsanalyse Datakvalitet Manglende data Konklusion Miljøeffekter for SSV Ressourceforbrug Følsomhedsanalyse Datakvalitet Konklusion SAMMENLIGNING AF BASISKONCEPTER Sammenligning af 1 GJ indfyret Drivhuseffekt Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk ozondannelse Persistent toksicitet Human toksicitet Volumen affald Farligt affald Sammenligning af 1 GJ indfyret inkl. fortrængning af systemel og -varme Værkspecifik fortrængning af el og varme Følsomhedsvurdering og manglende data Opsummering ALTERNATIVER Træets oprindelse Træflis til Herningværket Træpiller til Avedøreværket Halmballer kontra halmpiller Teknologibeskrivelse for tilvejebringelse af halmballer til kraftværket Teknologibeskrivelse for tilvejebringelse af halmpiller til kraftværket Sammenligning af halmpiller og halmballer...55

4 7.3 Halmvask Vask Tørring Vandforbrug og spildevand Karakterisering af vasket halm Tilsatsfyring med vasket halm Halmbehandling før vask Perspektiv for halmvask Sammenligning og resultater Forgasning af halm Referenceværker Teknologibeskrivelse Emissioner Restprodukter Sammenligning med direkte indfyring af halm Forbehandling af træ (træflis kontra træpiller) OPTIMERING Optimering af koncepterne Driftsfasen Brændselsfasen Restprodukter Andre projekter Alternativer DISKUSSION OG PERSPEKTIVER Blev formålet opfyldt? Konceptvurdering Optimering Grundlag for F&U-indsatsen i fremtiden De vigtigste resultater Perspektiver Anvendelsen af biomasse LCA som teknologivurderingsværktøj KONKLUSION KOMMENTARER FRA EKSTERNE REVIEWERE Konklusion REFERENCER BILAG... 78

5 Sammenfatning Denne rapport udgør den samlede afrapportering af projektet LCA til Biomasse. Projektet blev igangsat i 2001 for at undersøge, om LCA (livscyklusvurdering) kan anvendes til vurdering af forskellige biomasseløsninger. Projektet er udført som et samarbejde mellem Elsam, Københavns Energi, VEKS og ENERGI E2. Den praktiske udførelse af projektet forestås primært af ENERGI E2 og Elsam repræsenteret ved Tech-wise, mens Københavns Energi og VEKS deltager som kvalitetssikrere. Projektet benytter en LCA-metode kaldet UMIP (Udvikling af Miljøvenlige Industri Produkter) udarbejdet af Institut for Produktudvikling, Danmarks Tekniske Universitet. I hovedtræk foretages en livscyklusvurdering gennem følgende hovedkomponenter: Målsætning (beskriver formålet med livscyklusvurderingen). Afgrænsning (afgør hvor stor en del af livsforløbet, der medtages). Opgørelse (alle relevante data i forhold til afgrænsningen indsamles). Vurdering og fortolkning (resultaterne vurderes og fortolkes, og der foretages en følsomhedsvurdering). Projektet har tre formål: 1. En miljømæssig sammenligning af at anvende yderligere 1 GJ biomasse i det danske el- og kraftvarmesystem med eksisterende og fremtidige koncepter. På den baggrund kan de miljømæssigt mest perspektivrige koncepter identificeres. 2. At give forslag til miljømæssig optimering af de enkelte biomassekoncepter. Mulige områder for optimering vil blive bestemt efter den indledende analyse. 3. Projektet skal danne et uddybende grundlag for en målrettet forsknings- og udviklingsindsats på biomasseområdet. Projektet tager udgangspunkt i fire basiskoncepter, der er udvalgt efter høring hos relevante parter hos Elsam og ENERGI E2. De fire basiskoncepter, der er miljøvurderet, er: 100% ristefyring med halm uden dampkobling (Maribo Sakskøbing Værket). 10% halm tilsatsfyret til kul (Studstrupværket, blok 4). 53% ristefyring med træflis til gas (Herningværket). Samfyring støv 70% træpiller og 30% gas (Avedøreværket, blok 2). Livscyklusvurderingerne af de forskellige koncepter har givet et indgående kendskab til de væsentligste miljøpåvirkninger i forbindelse med anvendelse af biomasse på kraftværker. For alle basiskoncepterne gælder, at de største miljøpåvirkninger er relateret til driftsfasen forårsaget af luftemissioner. De væsentligste luftemissioner er NO x, SO 2 og HCl (kun for halm). Sekundært kommer brændselsfasen, hvor energiforbrug til produktion og transport bidrager til miljøeffekterne. Restproduktfasen har relativ stor betydning for Studstrupværket, hvor tilsatsfyringen af halm til kul forårsager deponering af asken. For de tre andre værker har restprodukterne kun lille betydning. Bygning og nedrivning af værkerne har generel en meget lille betydning for alle basiskoncepterne. 1

6 Sammenligningen af de fire koncepter viser, at der ikke er stor forskel på anvendelsen af 1 GJ biomasse i forhold til miljøeffekter fra fossile teknologier. Sammenligningen af koncepterne afhænger af valget af, hvad den producerede el og varme fortrænger, men umiddelbart er træpiller til gas på AVV2 det af de fire undersøgte, der er det mest miljøfordelagtige koncept til anvendelse af 1 GJ biomasse. Hvis den fortrængte el og varme er værkspecifik, betyder det, at biomassen skal anvendes der, hvor den fortrænger den mest forurenende produktion. Derfor får biomasse til kul på Studstrupværkets blok 4 den bedste miljøprofil ved den værkspecifikke fortrængning af el og varme. Med kendskabet til de væsentligste miljøpåvirkninger skal der ved en miljømæssig optimering fokuseres på luftemissioner samt håndtering af restprodukter, især fra hybridaske. Dette er i overensstemmelse med de indsatsområder, der p.t. fokuseres på i forbindelse med forskning og udvikling (F&U). F&U-projekter, der p.t. er igangsat, behandler bl.a. reduktioner af emissioner gennem bedre forbrændingsforhold, brug af DeNO x til biomasse, øget virkningsgrad ved belægningsfjernelse samt opgradering af restproduktanvendelse. Ud over basiskoncepterne er der udvalgt en række alternativer, hvor der er foretaget en LCA-screening, dvs., at miljøvurderingen er foretaget på baggrund af nogle få udvalgte, men miljømæssigt vigtige parametre. Alternativerne er: Forgasning af halm. Halmvask. Halmpiller kontra halmballer. Brændselsfremskaffelse - oprindelsen af træ. Træpiller kontra træflis. LCA-screeningen viser, at variationer som halmvask og forgasning er løsninger, der kan bidrage positivt til ovenstående indsatsområder. Det skal dog i den sammenhæng nævnes, at løsningerne endnu ikke er optimeret på alle områder, og at der fortsat skal opnås flere praktiske erfaringer inden for disse områder. Endvidere er der andre alternativer, som dog ikke er miljøvurderet i denne rapport, der ligeledes kunne have bidraget positivt til indsatsområderne. Arbejdet med LCA-metoden viser, at LCA ikke er et værktøj, der er hensigtsmæssig at anvende til detaljerede teknologivurderinger, men at LCA kan anvendes til at kortlægge nogle problemområder og gennem hurtige screeninger kan identificere de væsentligste forskelle i miljøpåvirkninger. For at kunne foretage en screening er det dog nødvendigt at kunne udvælge de vigtigste parametre, således at eventuelle miljøpåvirkninger i livscyklusperspektiv ikke overses. Dette vil oftest kun kunne ske på baggrund af en mere detaljeret LCA. LCA som værktøj i energibranchen fremover vil formentlig mest blive anvendt til at kortlægge miljøpåvirkninger ved større nye teknologiløsninger som et led i en VVM eller til beskrivelse af miljøpåvirkningerne ved hele det danske energisystem. Det kan endvidere på et senere tidspunkt blive aktuelt med livscyklusbaserede miljødeklarationer. 2

7 1. Indledning Projektet LCA til Biomasse udføres som et samarbejdsprojekt mellem Elsam, Københavns Energi, VEKS og ENERGI E2. Projektet er støttet af Elkraft System gennem PSO- F&U-ordningen. Den praktiske udførelse af projektet forestås primært af ENERGI E2 og Elsam repræsenteret ved Tech-wise, mens Københavns Energi og VEKS deltager som kvalitetssikrere. I dette projekt vil livscyklusvurderinger blive forsøgt anvendt som et teknologivurderingsværktøj til at sammenligne forskellige løsninger. Der er derfor udarbejdet livscyklusvurderinger for fire udvalgte biomassekoncepter henholdsvis 100% halmfyring, halmtilsats til kul, træflis til naturgas og træpiller til naturgas. Endvidere er variationer i form af forgasning, forbehandling af brændsel og brændselsfremskaffelse undersøgt. I oktober 2000 afsluttede energiselskaberne Elsam, Eltra, Elkraft System, ENERGI E2 og Elfor en livscyklusvurdering (LCA) af dansk el og kraftvarme (Samarbejdsprojektet, 2000). Resultaterne af dette projekt er anvendt af en række selskaber, som ved udarbejdelse af livscyklusvurderinger har behov for at trække på data for el og varme. Som en naturlig opfølgning på dette projekt har flere af de samme selskaber samarbejdet om dette projekt, som kan give et bedre grundlag for vurdering af anvendelsesmulighederne for LCA i branchen i fremtiden. Denne rapport udgør den samlede afrapportering af projektet. Data præsenteres i videst muligt omfang, men af hensyn til fortrolighed er nogle data udelukkende medtaget i bagvedliggende notater og i datamodelleringen. 1.1 Hvad er livscyklusvurderinger? En livscyklusvurdering er et værktøj til at vurdere miljøpåvirkninger fra et specifikt produkt gennem hele dets livsforløb. Livsforløbet er alle de faser, produktet gennemløber fra vugge til grav. Dvs., at man opgør miljøbelastningerne fra råmaterialefremstilling, produktion, brug og bortskaffelse samt transport inden for og mellem disse faser. Målet med at udføre en livscyklusvurdering kan være flere. LCA kan bl.a. bruges til at: Skaffe den nødvendige information til at kunne foretage en indsats, som reducerer miljøpåvirkningerne fra et produkts livsforløb. Sammenligne miljøbelastningen fra to produkter eller teknologier. Opnå miljømærker eller certificerede miljøvaredeklarationer. Levere datasæt, som er anvendelige ved andre livscyklusvurderinger af produkter. 1.2 LCA-metoden Grundlæggende foretages en livscyklusvurdering ved først at foretage en afgrænsning og en målformulering, dernæst indsamles data for det område/produkt, der skal vurderes. 3

8 I hovedtræk foretages en livscyklusvurdering gennem følgende hovedkomponenter: Målsætning (beskriver formålet med livscyklusvurderingen). Afgrænsning (afgør hvor stor en del af livsforløbet, der medtages). Opgørelse (alle relevante data i forhold til afgrænsningen indsamles). Vurdering og fortolkning (resultaterne vurderes og fortolkes, og der foretages en følsomhedvurdering). Der er forskellige metoder til udførelse af livscyklusvurderinger, man kan støtte sig til. I dette projekt er det valgt at opfylde ISO-standardens krav (ISO , 1997), og at benytte en metode kaldet Udvikling af miljøvenlige Industriprodukter (UMIP). I dette projekt foretages modelleringen ved hjælp af LCA værktøjet SimaPro. SimaPro er et LCA-software udviklet i Holland og er et af de mest udbredte værktøjer bl.a. grundet den store mængde data, det giver adgang til. En nærmere beskrivelse af modelleringen i SimaPro findes i. 1.3 Anvendelsen af LCA både nationalt og internationalt Både i EU s grønbog fra 2001 om Integreret Produkt Politik og i Miljøstyrelsens produktorienterede miljøstrategi er livscyklusvurderinger en grundlæggende del. Det er derfor forventeligt, at LCA bliver tillagt større betydning i fremtiden. I Danmark er der netop oprettet et LCA-center med det formål at samle den danske indsats på området, at føre LCA-tankegangen ud i virksomheder samt at sikre konsensus mellem danske og internationale LCA-aktiviteter. I Danmark er der p.t. fokus på at finde et softwareværktøj, der er internationalt anerkendt, og som samtidigt kan indeholde den danske UMIP-database. Der har været et konsensusprojekt i gang i de seneste 5-6 år, hvor specielt det metodemæssige har været til diskussion. I de seneste år har trenden bevæget sig lidt væk fra, at LCA var et videnskabeligt og eksakt værktøj til, at LCA skal kunne anvendes bredt. Derfor er det også blevet mere udbredt med LCA-screeninger og at arbejde med en livscyklustankegang. 1.4 LCA og energi Et af de første selskaber, der anvendte LCA inden for energibranchen, var Vattenfall. Senere fulgte ExternE-projektet, der går et stykke videre og beregner eksternaliteter på de reelle påvirkninger fra forskellige energiformer. Det danske projekt om LCA af el og kraftvarme er det første projekt, der har beskrevet samtlige teknologier detaljeret i et system, og som samtidigt har medtaget varmesiden. Siden er der af Elsam, Tech-wise og ENERGI E2 specielt fokuseret på LCA af vindkraft både på land og offshore med henblik på bedre kortlægning i forbindelse med VVM, identificering af miljøforbedringer på et tidligt stadie i projekteringen samt til belysning af forskellige bortskaffelsesmuligheder. Desuden forsøger ENER- GI E2, Elsam og Tech-wise at deltage i internationale samarbejder omkring anvendelse af LCA-metoder og specielt inden for energisektoren. 4

9 2. Formål og anvendelse 2.1 Formål Projektet har tre formål: 1. En miljømæssig sammenligning af at anvende yderligere 1 GJ biomasse i det danske el- og kraftvarmesystem med eksisterende og fremtidige koncepter. På den baggrund kan de miljømæssigt mest perspektivrige koncepter identificeres. 2. At give forslag til miljømæssig optimering af de enkelte biomassekoncepter. Mulige områder for optimering vil blive bestemt efter den indledende analyse. 3. Projektet skal danne et uddybende grundlag for en målrettet forsknings- og udviklingsindsats på biomasseområdet. 2.2 Målgruppe Projektets målgruppe er for de overordnede dele af analysen beslutningstagere inden for energisektoren dels hos de deltagende elselskaber, dels hos systemansvarlige virksomheder og myndigheder. Projektet vil også kunne anvendes af projekterende medarbejdere ved at vurdere de miljømæssigt mest interessante problemstillinger i de behandlede koncepter. 2.3 Kvalitetssikring For at sikre kvaliteten i projektet er der foretaget en intern kvalitetssikring. Der er sat fokus på intern kvalitetssikring ved at lade biomassespecialister vurdere valget af koncepter, beskrivelsen af valgte koncepter og fremtidsperspektiverne. En ekstern reviewgruppe med deltagere fra Københavns Energi og VEKS blev nedsat. Reviewet fulgte vejledningen til kritisk gennemgang af LCA (Caspersen og Wenzel, 2002). Reviewgruppen sikrer kvaliteten parallelt med udførelsen af projektet. Den kritiske gennemgang af projektet er delt op i tre faser: Formål og afgrænsning Dataindsamling og modellering af produktionskoncepter Systemmodellering og slutrapportering Reviewgruppen har haft adgang til alt materiale i projektet, herunder også de interne teknolognotater og dataskemaer. Ved afslutningen af hver fase er der lavet et notat, der beskriver gruppens kommentarer. De sammenfattede kommentarer fra den eksterne reviewgruppe findes i kapitel 11. 5

10 3. Projektets metode 3.1 Funktionel enhed Den funktionelle enhed for projektet er 1 GJ biomasse indfyret på energianlægget. Ved at vælge denne funktionelle enhed bliver det muligt at analysere miljøeffekterne af forskellig anvendelse af biomasse med henblik på at opnå den miljømæssigt optimale løsning. Det vil også være muligt senere at udvide projekter med andre anvendelser af biomasse, f.eks. til bio-ethanol til transportsektoren. Den funktionelle enhed 1 GJ biomasse indfyret på energianlægget har ikke en tidsmæssig dimension. Varighed inddrages ved, at miljøeffekterne af bygning/nedrivning af anlæg annuiseres med lige stor miljøpåvirkning fordelt på hvert af årene i anlæggets levetid. Denne årlige miljøprofil fordeles derefter på den årligt indfyrede mængde i basisåret % biomassefyrede anlæg Systemet for rene biomassekoncepter ser ud som nedenstående: Bygning Produkt: el og varme Biobrændsel Transport Drift af anlæg Restprodukter Indfyret GJ biomasse Nedrivning Figur 3.1: Model for rene biomassekoncepter Denne model for et rent biomassefyret værk er simpel at opbygge. Modellering foregår som sædvanlig ved, at der anvendes data pr. værk. Produktet el og varme skal medtages som et output fra processen og kaldes bare el og varme. Til slut deles med indfyrede GJ biomasse på værket. Således opnås alle miljøeffekterne og produktionen udtrykt pr. GJ indfyret effekt. Egetforbruget på anlæggene skal trækkes fra outputtet. Således elimineres nogle problemer med anvendelse af andre energidata Tilsatsfyring/samfyring Når der er tale om samfyring mellem to brændsler, bliver det mere kompliceret. Efterfølgende skitse viser forholdene ved samfyring: 6

11 Bygning Produkt: el og varme Biobrændsel Transport Drift af anlæg Restprodukter Indfyret GJ biomasse Indfyret GJ øvrig brændsel (kul, olie o.l.) Nedrivning Figur 3.2: Model for tilsatsfyring Ved samfyring/tilsatsfyring opgøres ressourceforbrug ved den konventionelle teknologi (altså uden biomasseandel) til bygning og nedrivning af kedel/turbine/generator m.v. Disse ressourceforbrug fordeles som udgangspunkt mellem brændslerne proportionalt med deres andel af den indfyrede mængde i GJ (se kapitel 4.5). Al ombygning som følge af tilsatsfyring med biomasse tilskrives udelukkende biomassen. Også i denne model skal el og varme betragtes som et output. Egetforbruget på anlæggene skal trækkes fra outputtet. Således eliminerer vi nogle problemer med anvendelse af andre energidata Godskrivning af el- og varmeproduktion Når 1 GJ indfyret biomasse er den funktionelle enhed, bliver det nødvendigt at modregne en miljøbelastning for den mængde el og varme, der bliver produceret på anlægget. Der er en række forskellige metoder, der kan bruges hertil: En værkspecifik reference. Dette er mest relevant ved tilsatsfyring, hvor biomassetilsats på en kulfyret blok fortrænger kul på den samme blok. Dette er specielt relevant for varmen, hvor det grundet varmesystemets sammensætning ikke giver mening at tale om en overordnet systemværdi. Ulempen ved at bruge denne metode er, at der vil blive brugt forskellige værdier for forskellige koncepter. Derved kan valget af reference blive afgørende for udfaldet af sammenligninger, mere end forskellen mellem koncepterne. Systemværdier for el og varme, som de kendes fra LCA af dansk el og kraftvarme. Fordelen ved at bruge systemværdier er, at det er relativt objektive data, som kan verificeres. Systemværdier vil - som udgangspunkt - blive beregnet ved hjælp af energikvalitetsmetoden. Den marginale produktion af el og varme kan identificeres og lægges til grund for sammenligningen. Dette er den teoretisk mest korrekte løsning. Biomasseanlæg vil udelukkende blive bygget, hvis der sættes en høj samfundsmæssig værdi på CO 2 -reduktion (og/eller vedvarende energi i almindelighed). Derfor vil alternativet til anvendelse af biomasse i kraftvarmeanlæg formodentligt være vindmøller til elproduktion og 7

12 varmeproduktion på solvarmeanlæg. Hvis man ser på alternativer til kraftvarmeproduktion i almindelighed, vil et nybygget anlæg i Danmark typisk være naturgasfyret. En tredje mulighed er, at CO 2 -fjernelse fra eksisterende kulfyrede kraftværker vil være alternativet som virkemiddel til CO 2 -reduktion. Problemet med metoden er, at resultatet af livscyklusanalysen afhænger af resultatet af næste Folketingsvalg, når man taler om så politisk følsomme områder som energisektoren. Derfor vil denne metode introducere en diskontinuitet i resultaterne, som er vanskelig at håndtere. Med baggrund i ovenstående argumenter vil projektet anvende systemværdier for el- og varmesystemet til sammenligningen allokeret efter exergimetoden. På denne måde vil alle teknologierne blive sammenlignet ved anvendelse af den samme reference for el og varme. For at belyse følsomheden af dette valg foretages der også en sammenligning ved brug af en værkspecifik reference. Konsekvenserne af at vælge de andre mulige løsninger vil i et vist omfang blive beskrevet kvalitativt. 3.2 Modellering Den overordnede model Der er valgt en faseopdeling som vist på Figur 3.3: Figur 3.3: Faseopdeling. Denne opdeling varierer fra LCA af dansk el og kraftvarme (Samarbejdsprojektet, 2000) ved, at bygning og nedrivning er delt i hver sin fase, og endvidere er transmission og distribution ikke medtaget, da projektet har til formål at lave en teknologivurdering. Indholdet i de enkelte faser er nærmere beskrevet i det følgende. Figur 3.4: Faseopdeling samt underfaser. M-anlæg står for maskinanlæg, og B-anlæg er bygningsanlæg. Transport og produktion af brændsel er samlet i en fase med underfaser, der stadig tillader at sammenligne brændselstransporten med andre faser. Bygning og nedrivning er behandlet separat i to faser, som hver indeholder fire underfaser, der følger den gængse opdeling af et kraftværk samt bygningsmæssige foranstaltninger, der er udført for at anvende bio- 8

13 masse. Driften af kraftværket er opdelt i fire underfaser. Brændselsforbrænding, der indeholder luftemissionerne og angiver størrelsen af den producerede mængde el og varme. Hjælpestoffer indeholder diverse hjælpestoffer, der anvendes til forbrændingen såsom kemikalier, kalk og stensalt m.m. Vand og fast affald indeholder de vandige emissioner - fast affald dog ikke restprodukter. Den sidste underfase i driften er vedligehold, som opgøres pr. bygningsdel. Restprodukterne håndteres i en selvstændig fase med underfaser for henholdsvis slagge og flyveaske. 3.3 Effektvurdering I vurderingen af effekter bearbejdes de indsamlede data og omregnes til potentielle miljøeffekter. Der findes en række forskellige metoder til beregning af miljøeffekterne. Projektet vil leve op til ISO-standardernes krav (ISO , 1997). Det gøres bl.a. ved at bruge metoden Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter (UMIP) (Wenzel et al., 1996). I UMIPmetoden er effektvurderingen opdelt i tre trin: Beregning af miljøeffektpotentialer, normalisering og vægtning. Denne effektvurdering foretages ud fra det hollandske LCA-værktøj SimaPro, som udkom i en dansk udgave umiddelbart før dette projekts begyndelse. SimaPro understøtter anvendelsen af UMIP-metoden. Dette værktøj benyttes til at foretage modelleringsarbejdet. LCA resultaterne præsenteres som den normaliserede værdi i millipersonækvivalenter opgjort ved udtrykket beskrevet efterfølgende. mpe = Miljøeffekt eller ressourceforbrug for det undersøgte område i referenceåret Befolkningsantallet i det undersøgte område (lokalt/globalt) i referenceåret Box: Millipersonækvivalenter, hvilket svarer til miljøpåvirkningen for den enkelte effekt i forhold til en borgers gennemsnitlige miljøpåvirkningen til samme effekt. Se desuden bilag 10 for normaliseringsfaktorer. Miljøeffekter: De miljøeffekter, der vises resultater for i dette projekt, er: 1 global miljøeffekt Drivhuseffekt 3 regionale miljøeffekter Forsuring Næringssaltbelastning Fotokemisk ozondannelse 5 lokale miljøeffekter Human toksicitet Økotoksicitet Persistent toksicitet Volumenaffald Farligt affald 9

14 Endvidere bliver ressourceforbruget opgjort for hvert basiskoncept. De toksiske effekter i SimaPro opgøres separat for hver miljøeffektkategori, hvorimod UMIP-værktøjet aggregerer de toksiske effekter i tre kategorier. I dette projekt følges UMIPmetodens aggregering: Persistent toksicitet på regional skala: Økotoksicitet vand kronisk, økotoksicitet jord kronisk, human toksicitet vand og human toksicitet jord. Økotoksicitet på lokal skala: Økotoksicitet vand akut og økotoksicitet spildevandsrensningsanlæg Human toksicitet på lokal skala: Human toksicitet luft. Aggregeringen foretages på de normaliserede effektpotentialer og divideres med antallet af effektpotentialer, der indgår i beregningen, således at der på persistent toksicitet divideres med Afgrænsninger I projektet er det valgt at lave en vugge til port -vurdering. Dvs., at livscyklusvurderingen beskriver processer som opsamling og presning af halm fra mark, transport, lagring og eventuel forbehandling, indfødning og forbrænding samt håndtering af restprodukter og dermed udvaskning fra deponerede restprodukter. Den del, der ikke medtages, er transmission og distribution af el og varme. For hver del summeres de potentielle miljøpåvirkninger. At der modelleres fra vugge til port skyldes, at det antages, at miljøpåvirkningerne og ressourceforbrug ved levering af el og varme til forbrugeren må være ens for hver teknologi. Da formålet med projektet er at sammenligne koncepter, er vurderingen af transmissionen og distributionen ikke nødvendig. Opstår der et behov for at få en kwh udtrykt som leveret til forbrugeren, kan denne modellering dog hurtigt foretages ved at anvende resultater fra projektet om livscyklusvurdering af dansk el og kraftvarme. Dyrkning og høst af biomasse er ikke medtaget, da dette allokeres til henholdsvis kornet og gavntræ og ikke til affaldstræet eller halmen. For nærmere beskrivelse, se kapitel 4.5 om allokering. Der arbejdes med både første og anden ordens processer efter definitionerne i SimaPro. Førsteordens processer er materialestrømme, hvorimod anden ordens processer er forarbejdning, transport etc. Tredjeordens processer, som ikke medtages, er defineret som kapitalgoder, f.eks. fremstilling af lastbiler. I projektet om dansk el og kraftvarme viste det sig, at tredjeordens processer kun har en begrænset indflydelse på resultaterne. Derfor er der grund til at antage, at bygningen af mere sekundære anlæg som transportmidler vil være af yderst ringe betydning for resultaterne. For hver teknologi vil systemgrænserne blive beskrevet, således at udgangspunktet for teknologisammenligninger er det samme. 10

15 3.5 Allokering Ved flere produkter fra samme produktion opstår problematikken omkring fordeling af miljøpåvirkninger mellem produkterne (allokering). I dette projekt opstår allokeringsproblematikken flere steder Brændsel For brændselsproduktion er allokering relevant i forbindelse med dyrkning af korn og træ. Det er i projektet besluttet at: Potentielle miljøeffekter fra dyrkning af korn skal knyttes til kernen og ikke til halmen. Potentielle miljøeffekter fra dyrkning og skovning af træ skal knyttes til gavntræet og ikke til tyndingstræ eller affaldstræet fra træindustrien, dvs. brændslet. Allokering af halm: Allokering af de potentielle miljøeffekter fra dyrkning af korn svarer til den afgrænsning, der foretages i et projekt om LCA af basisfødevarer, som p.t. gennemføres af bl.a. forskningscenter Foulum. Argumentet for at foretage denne allokering er, at kernen er det produkt, som efterspørges ved produktion af korn. Halmen er et biprodukt ved kornproduktion, som har begrænset anvendelse og derfor ofte blot nedmuldes. Halm skal derfor tilskrives de miljøbelastninger, der opstår ved opsamling af halm, transport til værker og forbehandling og forbrænding. Derudover spares der energi til nedmuldning, hvilket kan trækkes fra de potentielle miljøeffekter. Dette er dog ikke inkluderet i dette projekt. Marken fraføres næringsstoffer (primært P og K). Derfor kan der argumenteres for, at fjernelsen af halmen medfører et mindre høstudbytte grundet færre næringsstoffer. Dette vil kunne medføre, at et større areal skal dyrkes for at opnå samme udbytte. Da slaggen i de fleste tilfælde tilbageføres til marken, og da den totale gødningsmængde er reguleret lovgivningsmæssigt, er dette projekt afgrænset således, at betydningen af fraførsel af næring ikke medtages. Allokering af træ: I dette projekt er det besluttet, at samtlige potentielle miljøeffekter fra dyrkning og skovning af træ skal knyttes til gavntræet og ikke til tyndingstræ eller affaldstræet fra træindustrien. Størstedelen af det træ, der i dag forbrændes på værkerne eller anvendes til fremstilling af træpiller, er affaldsprodukter fra træindustrien eller savværker. Der kan dog forekomme tilfælde, hvor træet ikke er affaldstræ (eksempelvis træ fra baltiske skove), men dette er ikke erfaringen endnu. Miljøeffekter ved flisning og transport til kraftvarmeværk tilskrives flisen og føres derved videre ind i den proces, der anvender flisen. Træslaggen/-asken tilbageføres sjældent til skovene, og derfor kan der også foretages en vurdering af gødningsbehovet i skoven ved anvendelse af affaldstræ herfra. Dette er dog som for halmen fravalgt. 11

16 Argumentationen for at kunne foretage denne allokering i forhold til træ fra træindustrien er, at det træ, som benyttes, er et lavværdiprodukt sammenlignet med de produkter, som kommer ud af gavntræet. Affaldsproduktet nyder ikke væsentlig anden anvendelse end til afbrænding. Argumentationen for at kunne foretage allokeringen i forhold til træ direkte fra skoven er, at dette træ er tyndingstræ, som plantes og fældes for gavntræets skyld, hvorfor miljøeffekter fra dyrkning af disse skal allokeres til gavntræet. Dette træ ligger og formulder i skoven eller indsamles i Danmark eventuelt som sankebrænde Samfyring For emissionerne opgøres alle emissioner for den samlede teknologi og sammenholdes med emissionerne før tilsats. Dernæst foretages en allokering af emissionerne mellem basisbrændsel og biomassen ud fra forskellene, erfaringer og beregninger. Disse ændringer kan have både positivt og negativt fortegn. Det følgende skal ses som en checkliste/eksempler og ikke nødvendigvis en udtømmende liste: Bygning af anlæg til håndtering af biomassen tilskrives helt til biomassen. Emissioner som svovl, tungmetaller, kulstof og saltsyre, hvor brændslets indhold er den vigtigste parameter for emissionen, hvorfor brændslets indhold anvendes som udgangspunkt til at beregne emissionen (EMOK-beregning). Indfyring af biomasse kan have betydning for de generelle emissioner. F.eks. kan NO x -emissionen fra hele anlægget påvirkes af forbrænding af biomassen. Her skal hele ændringen for anlægget tillægges biomassen. Indfyring af biomasse kan også ændre kedelvirkningsgrad (løses formodentlig ved ekstra sodblæsning) Her tillægges hele ændringen til biomassen. Komponentudskiftning som følge af øget korrosion tilskrives biomassen. Ved ændret disponering af restprodukter tilskrives hele ændringen til biomassen. For samfyring med naturgas og halm kan emissionerne fra de to dele ses helt separat, idet der ikke sker nogen ændring af emissioner fra naturgas på grund af samfyringen Energi Ved beskrivelse af processer er der et forbrug af el og varme, som skal beskrives ved hjælp af data for dansk el I projektet LCA af dansk el og kraftvarme blev flere modeller beskrevet. Valget af allokeringsmetode har stor betydning for resultatet af en LCA, hvorfor der altid skal lægges mærke til valget af allokeringsmodel ved fortolkning af resultater af forskellige studier. I dette projekt er det besluttet, at energiforbrug allokeret ved energikvalitet vil blive anvendt som udtryk for energiforbrug. Allokering ved energiindhold er et alternativ, der vil blive beskrevet kvalitativt. Efterfølgende er de to metoder beskrevet: Energikvalitet: Her tages udgangspunkt i, at el har en større energikvalitet (exergi) end varme. Som en enkelt regneregel kan anvendes, at 1 kwh varme = 0,15 kwh el. Hele fordelen ved sampro- 12

17 duktionen bliver her tillagt varmen. Denne metode kan bruges ved vurdering af den sparede miljøbelastning ved el- og varmebesparelser. Energiindhold: Her sammenholdes el og varme i energienheder, således at fordelingen tager udgangspunkt i, at 1 kwh el = 1 kwh varme. Hele fordelen ved samproduktion er her tillagt elproduktionen. Denne beregningsmåde anvendes, hvis man vil se på den gennemsnitlige miljøbelastning ved f.eks. en virksomheds el- eller varmeforbrug. 13

18 4. Dataindsamling og datakvalitet Valget af koncepter er foretaget efter høring hos relevante parter hos ENERGI E2 og Elsam. Der er ved udvælgelsen taget højde for, at det er de aktuelle eller fremtidige valg, som bliver belyst. Dette sikrer samtidigt, at data er af god kvalitet og er tilgængelige for projektet. På den baggrund er det besluttet, at følgende koncepter beskrives og vurderes som basiskoncepter i projektet: 100% ristefyring med halm uden dampkobling (Maribo Sakskøbing Værket). 10% halm tilsatsfyret til kul (Studstrupværket, blok 4). 53% ristefyring med træflis til naturgas (Herningværket). Samfyring støv 70% træpiller og 30% naturgas (Avedøreværket, blok 2). Efterfølgende figur giver en oversigt over basiskoncepterne og de mulige valg af alternativer i projektet. Basisteknologier Variationer Opsamling Forbehandling Produktion Træ Samfyring til naturgas (hhv. nyt og ombygget) 53% flis til naturgas - Herning 70 % træpiller til naturgas -AVV2 Træets oprindelse: Baltikum, industri, savværk og danske skove Pilletering Tørring Forgasning Separat 100% ristefyring med træ - Assens Halm Tilsats til kul 10% halmtilsats til kul - Studstrupværket Separat 100% ristefyring med halm - Maribo Sakskøbing Små/store baller Tørring Halmvask Pilletering Forgasning Tilsats til gas 10% halm til naturgas -Fynsværket 3 100% støvfyring med halm Figur 4.1: Basiskoncepter samt alternativer. I dette projekt vil følgende alternativer blive belyst: Forgasning af halm. Halmvask. Halmpiller kontra halmballer. Brændselsfremskaffelse - oprindelsen af træ. Træpiller kontra træflis. 14

19 Der kunne have været beskrevet mange andre alternativer, men valget er truffet dels ud fra hvilke alternativer, der vurderes at være mest væsentlige, dels ud fra tilgængelighed af data. Alternativerne er behandlet som en screening eller følsomhedsvurderinger i forhold til basiskoncepterne. 4.1 Dataindsamling Dataindsamlingen er den mest tidskrævende del af livscyklusvurderingen og danner grundlaget for modelleringen af koncepternes livscyklus. Alle data indsamles for et referenceværk eller et koncept, og herefter bliver miljøpåvirkninger og ressourceforbrug fordelt på anlæggets levetid, således at miljøpåvirkningerne udtrykkes pr. GJ indfyret biomasse. Før dataindsamlingen blev foretaget, blev hvert koncept beskrevet. Selskaberne har haft god adgang til data, og det gælder specielt bygning af anlæg, drift samt håndtering af restprodukter. Dette sikrer, at de grundlæggende data er af høj kvalitet. Mange af referenceanlæggene er af nyere dato, hvilket letter adgangen til data betydeligt. For koncepter, der endnu ikke er fuldt afprøvede, anvendes data, der beskriver det forventede for anlægget efter indkøring og altså ikke data fra prøvedrift. 4.2 Datakvalitet Datakvaliteten i SimaPro (se desuden bilag 5) er indikeret ved farvekoder. Hver proces tildeles automatisk en farvekode, som passer til den datakvalitet, processen har. I Tabel 4.1 ses farvekoderne for forskellig datakvalitet. Datakvalitet Gode data Fornuftige data Middelmådige data Dårlige data Tabel 4.1: Farvekode Grøn kode Gul kode Orange kode Rød kode Datakvalitetsindikatorer. For hver af basiskoncepterne er datakvalitetsniveauet angivet ved hjælp af farvekoderne. For at sikre konsistens i valget af processer i SimaPro er der undervejs udarbejdet en liste med standardprocesser vist i bilag Håndtering af manglende data Som udgangspunkt accepteres manglende data i projektet ikke. Målsætningen for projektet er, at alle betydende miljøeffekter dokumenteres. Det er dog først ved en total kortlægning, at man finder ud af, hvad der er betydende. Det betyder, at manglende data kun optræder som systemafgrænsning, hvor det er vurderet, at data ikke har betydning for det samlede resultat. På steder, hvor data vurderes at have betydning for resultatet, er data indsamlet eller estimeret. Under modelleringen i SimaPro har det vist sig, at der ikke findes data for alle materialer, der bruges ved bygning af anlæg, i databasen. I projektet LCA af dansk el og kraftvarme 15

20 (Samarbejdsprojektet, 2000) blev data indsamlet for flere bygningsmaterialer, og derfor har det ikke være nødvendigt at indsamle nye data. Der er dog anvendt materialer, hvor der ikke findes data, men disse er vurderet at have en mindre betydning. 16

21 5. Beskrivelse af basiskoncepter Dette kapitel beskriver de fire basiskoncepter enkeltvis. Samfyring støv 70% træpiller og 30% naturgas (Avedøreværket, blok 2), 53% ristefyring med træflis til naturgas (Herningværket). 100% ristefyring med halm uden dampkobling (Maribo Sakskøbing Værket). 10% halm tilsatsfyret til kul (Studstrupværket, blok 4) I Tabel 5.1 er basiskoncepterne sammenlignet på en række parametre, hvilket skal give et overblik over forskelligheden af koncepterne. En uddybende beskrivelse af de fire basiskoncepter kan findes i henholdsvis bilag 1, 2, 3 og 4. Parametre AVV2 HEV MSK SSV4 Koncept Samfyring af 30% træpiller Tilsatsfyring med 53% træflis 100% ristefyring med halmballer Tilsatsfyring 10% halm til kul og 70% naturgas til gas Brændsel Træpiller og naturgas Træflis, olie og Halm Halm og kul naturgas Mængden af biomasse ton ton ton ton Anlæggets idriftsættelsesdato Idriftsættelsesdato med biomasse Placering Centralt Centralt Decentralt Centralt Håndtering af restprodukter Træasken og -slaggen deponeres Træasken og -slaggen deponeres En lille andel af flyveasken deponeres, resten samt slaggen tilbageføres Bioslagge og kulslaggen deponeres sammen. Flyveasken nyttiggøres Partikelrensning Elfilter Elfilter Posefilter Elfilter Indfyret effekt maks. 804 MW 300 MW 33 MW 824 MW Elvirkningsgrad, netto 38,6% (modtryksdrift) 32% 29,5% 42% Totalvirkningsgrad 91,5% 89,5% 90,2% 84% Tabel 5.1: Oversigt over forskellige og ligheder mellem de fire basiskoncepter. For hver enkelt biomassebasiskoncept er der foretaget en omfattende dataindsamling, således at alle relevante og betydende data så vidt muligt er indsamlet og inkluderet i modelleringen. Tabel 5.2 giver en samlet præsentation af hvilke data, der er anvendt til modelleringen for de enkelte basiskoncepter, mens detaljer om koncepterne ses af bilag 1, 2, 3 og 4. I bilag 8 er data for bygning og nedrivning af værkerne beskrevet, og i bilag 14 er håndteringen af restprodukterne beskrevet. AAV2 HEV MSK SSV4 Brændsel: Opsamling af brændsel Lager for brændsel

22 AAV2 HEV MSK SSV4 Behandling af brændsel (bygning/anlæg) Bygning: Ombygning til biomasse (materiale) + + Bygget til - ubetydelig halm Hjælpestoffer: NaOH HCl NH Kalk til afsvovling Ikke relevant Ikke relevant Ikke relevant + Dieselolie Benzin Vandforbrug Natriumsulfat NaCl Smøreolie Styrevæske N Emissioner: SO NO x Støv CH N 2 O NMVOC CO HCl As, Cd, Cu, Hg, Pb Be Cr, Ni, Se Dioxin (TEQ) PAH Spildevand Restprodukt Slagge: Genbrug Depot (udvaskning) Flyveaske: Genbrug Deponering TASP: Genbrug Ikke relevant Ikke relevant Ikke relevant + Deponering Ikke relevant Ikke relevant Ikke relevant - Affald: Genbrug Farligt affald Deponi Tabel 5.2: Oversigt over hvilke data, der er indeholdt i modelleringen for de enkelte koncepter. + : Data indeholdt i modellering - : Ingen data indeholdt i modellering 18

23 I dette kapitel beskrives resultaterne af livscyklusvurderingen for hvert koncept, og kvaliteten af data gennemgås, hvorefter der laves en konklusion for det enkelte koncept. I det efterfølgende kapitel 6 foretages sammenligningen af de fire basiskoncepter. 5.1 Miljøeffekter for AVV2 I livscyklusvurderingen er medtaget alle miljøpåvirkninger fra fremskaffelse af træ fra skoven, produktion af træpiller, transport, indfyring, forbrænding samt restprodukthåndtering. Data indsamlet for AVV2 er indtastet i SimaPro, hvorved de potentielle miljøeffekter opgøres ud fra UMIP-metoden. I SimaPro pc-værktøjet er der foretaget en normalisering af miljøeffekterne, dvs., at miljøeffekterne opgøres i millipersonækvivalenter (mpe), se nærmere i kapitel 3.3. På efterfølgende figur er miljøeffekterne for 1 GJ træpiller indfyret på AVV2 vist. Miljøeffekter af 1 GJ fra AVV2 opdelt på faser Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt -0,1 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 milli-personækvivalenter, mpe Drift AVV2 Brændsel AVV2 Bygning anlæg AVV2 Restprodukter AVV2 Nedrivning AVV2 Figur 5.1: Potentielle miljøeffekter for AVV2 i mpe. Det fremgår af figuren, at de væsentligste miljøpåvirkninger stammer fra driftsfasen og brændselsfasen. Bygning af anlæg samt nedrivning af anlæg har en mindre betydning. Bidraget fra restprodukterne er meget lille og ses kun for økotoksicitet på grund af udvaskning af tungmetaller fra deponi. 19

24 For drivhuseffekt ses, at ca. 40% af bidraget stammer fra driftsfasen og ca. 35% fra brændselsfasen. I driftsfasen har emissionerne af lattergas og kulmonooxid den største indflydelse på drivhuseffekten. I brændselsfasen har træpilleproduktionen det væsentligste bidrag på grund af energiforbruget, der dog er baseret på biomasse. Hvis træpillerne havde været produceret på baggrund af fossile brændsler, ville bidraget blive højere. Transporten af træpillerne er ubetydelig, da der er tale om en skibstransport over 30 km. Bygningsfasen bidrager med ca. 25% - her er det primært fra fremstilling af materialer. For forsuring dominerer driftsfasen med ca. 70% af bidraget. Brændselsfasen udgør ca. 20% stammende fra energiforbruget. Stofferne NO x og SO 2 er de største bidrag efterfulgt af HCl. Næringssaltbelastning er ligeledes domineret af driftsfasen (ca. 90%) med nitrogen (NO x og N 2 O)-forbindelser som de mest betydende emissioner. Bidraget fra brændselsfasen (ca. 10%) skyldes igen energiforbruget ved fremstilling af træpiller. De toksiske effekter skyldes hovedsageligt emissionen af tungmetaller til luft fra forbrænding. Tungmetalemissionen er bestemt ud fra en EMOK-beregning, der er behæftet med nogen usikkerhed. Volumen affald domineres ikke overraskende af bygningsfasen og nedrivningsfasen. Nedrivningsfasen giver et negativt bidrag, der næsten svarer til samme størrelse som bygningsfasen, da ca. 90% af materialemængderne genanvendes. For kategorien farligt affald har brændselsfasen den største potentielle effekt stammende fra energiforbrug til pilleproduktion, hvor der genereres mere toksisk affald end under driften. Dette giver ikke helt mening, da der under træpilleproduktionen anvendes en energimængde svarende til ca. 4% af energiindholdet i træpillerne (Ottosen, 2002). Dette tyder således på, at der i biomasseteknologien fra LCA af dansk el og kraftvarme regnes med en langt større mængde farligt affald. Den store mængde affald skyldes primært forbrug af stål ved bygning/nedrivning af værk. Dog er der i forbindelse med opdateringen af LCA af dansk el og kraftvarme lavet en ny stålproces, hvorved en langt større del af affaldet genanvendes i stedet for deponering. Hvis denne ændring medtages, formodes det, at det største bidrag af farligt affald genereres i driftsfasen. Kommentar [khl1]: Værdien stammer fra Per Ottosen, Chefkonsulent, System Udvikling, ENERGI E2, værdien er et overslag over forventet energiforbrug ved fremstilling på den nye biopillefabrik Ressourcer Det er især forbruget af nikkel, der er iøjnefaldende. Nikkel bruges hovedsageligt i rustfrit stål i maskinanlæg på værket, men i nedrivningsfasen genanvendes en stor del af dette materiale. Desuden forbruges nikkel i brændselsfasen, hvilket også skyldes energiforbruget. Forbruget af nikkel i driftsfasen stammer fra materialer til vedligeholdelse. Ud over nikkel forbruges en række andre metaller samt fossile brændsler. Dog er det normaliserede forbrug af disse ressourcer mindre væsentligt Følsomhedsanalyse Ud fra resultatbehandlingen er følgende aspekter fundet at være interessante at undersøge nærmere i en følsomhedsvurdering: 20

25 Oprindelse af træpiller. El- og varmescenarie for træpilleproduktion. EMOK-beregning og tungmetalemissioner. Usikkerheder NO x /SO 2. Oprindelse af træpiller: Der er for AVV2 regnet med, at træpillerne produceres på ENERGI E2 s pillefabrik ved Junckers Industrier A/S i Køge. Det er dog sandsynligt, at en andel af træpillerne i fremtiden også kan importeres fra enten Nordamerika eller de baltiske lande. Dette betyder en væsentlig forøgelse af transportafstanden. I efterfølgende figur er der regnet med en transportafstand på km svarende til træpiller fra Canada. AVV2 følsomhed oprindelse af træpiller Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 milli-personækvivalenter, mpe AVV2 1 GJ biomasse indfyret AVV2 1 GJ biomasse indfyret transport canada Figur 5.2: Følsomhedsvurdering for transportafstande af træpiller til AAV2. Transport fra henholdsvis Canada og Køge. Det fremgår af Figur 5.2, at ændringen i transportafstanden medfører væsentligt forøgede effekter i størrelsesordenen 3-5 gange for forsuring og næringssaltbelastning samt en tidobling for global opvarmning. 21

26 El- og varmescenarium for træpilleproduktion: Træpillefabrikken ved Junckers Industrier A/S i Køge anvender el og varme baseret på biomasse. Såfremt en anden leverandør forsyner AVV2 med træpiller, vil det være sandsynligt, at el og varme ikke produceres på biomasse. For at illustrere betydningen af dette substitueres el og varme fra biomasse med systemel og -varme for Danmark. AVV2 følsomhed el og varme scenarium træpiller Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1 milli-personækvivalenter, mpe AVV2 1 GJ biomasse indfyret AVV2 1 GJ biomasse indfyret system el og varme Figur 5.3: Følsomhed for el- og varmescenarium til træpilleproduktion til AVV2. Den væsentligste betydning ved ændringen til systemel og -varme er en øget drivhuseffekt, der stiger med faktor 6. Forsuring og næringssaltbelastning stiger ligeledes, men kun med ca. 20%. For persistent toksicitet giver anvendelsen af biomasse el den største effekt, hvilket primært skyldes emission af dioxin. EMOK-beregning: EMOK-beregningen for træpiller på AVV2 er foretaget med udgangspunkt i indholdet af tungmetaller i træpiller fra de baltiske lande, da data ikke er tilgængelig for andre træpiller. For flere tungmetaller er indholdet ikke målt, men i stedet er de maksimalt angivne værdier anvendt. Dette kan selvfølgelig medføre en overestimering af effekterne. For at undersøge denne usikkerhed, er tungmetalemissionerne ligeledes modelleret med data fra Herningværket, der anvender træflis som brændsel. 22

27 AVV2 følsomhed EMOK beregning Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 milli-personækvivalenter, mpe AVV2 1 GJ biomasse indfyret AVV2 1 GJ biomasse indfyret EMOK Herning Figur 5.4: Følsomhedsvurdering af indholdet af sporstoffer i træpillerne anvendt på AVV2 med henholdsvis det maksimalt angivne indhold og indholdet i flisen på Herningværket. Det ses på figuren, at de toksiske effekter er større ved brug af de maksimale værdier for træpiller end værdier fra Herningværket, idet emissionerne således overestimeres. Herningværket er beskrevet ud fra træflisdata, der er tilgængelige i EMOK-modellen. Usikkerheden på tungmetalemissionerne skyldes delvist tungmetalindholdet i brændslet, men også usikkerhed i EMOK-modellen. Tungmetalemissionerne skal tages med forbehold på grund af disse usikkerheder, men det skal dog bemærkes, at det er de bedste data, der er tilgængelig til at estimere emissionerne. Usikkerhed NO x og SO 2 : Følsomheden over for variation af NO x - og SO 2 -emissioner er undersøgt ved at anvende standardemissioner for de to parametre fastsat af Eltra (2003). NO x - og SO 2 -emissionerne for AAV2 er fastsat ud fra værdier opgivet i miljøansøgningen, der bygger på teoretiske beregninger af den forventede NO x - og SO 2 -emission samt data fra kedelleverandører. Disse er selvfølgelig behæftet med en vis usikkerhed, som illustreres ved at sammenholde dem med standardemissioner. Kommentar [khl2]: Check reference 23

28 AVV2 følsomhed usikkerhed af NOx og SO2 Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 milli-personækvivalenter, mpe AVV2 1 GJ biomasse indfyret AVV2 1 GJ biomasse indfyret NOx SOx Figur 5.5: Følsomhedsvurdering af NO x - og SO 2 -emissioner. Den blå søjle er referencescenarie, og den røde søjle repræsenterer standardemissioner for NO x og SO 2. Det ses af Figur 5.5, at anvendes standardemissionerne for NO x og SO 2, mindskes effekterne for forsuring og næringssaltbelastning med ca. 20% Datakvalitet Data, der danner grundlaget for denne teknologi, er baseret på miljøansøgningen for AVV2, Grønt Regnskab 2001 for AVV1, samt beregninger over forventede luftemissioner. Generelt er der foretaget konservative skøn for at imødekomme usikkerhederne. Der må forventes en større usikkerhed for AVV2 sammenlignet med andre koncepter, der er baseret på målinger for aktuelle anlæg, men det skal understreges, at teknologien er repræsenteret ved de bedste data, der er tilgængelig til beskrivelsen. Forbruget af hjælpestoffer i forbindelse med driften af anlægget vurderes at være forholdsvis usikre, da de er baseret på tal fra AVV1. Dog har dette kun marginal betydning. Luftemissionerne er fastsat på baggrund af beregninger, der indeholder en vis usikkerhed. Ændres emissionerne af NO x og SO 2 med standardemissioner fra Eltra, mindskes effekterne for forsuring og næringssaltbelastning med ca. 20%. Dette kan have betydning, når der sammenlignes med andre koncepter. 24

29 Emissioner af tungmetaller er for alle koncepterne vurderet ved brug af EMOK-modellen. Tungmetalindholdet i træpillerne er bestemt ud fra en analyse foretaget på træpiller fra Letland. For nogle tungmetaller er den maksimale indholdsværdi af tungmetallerne anvendt, hvilket skal ses som et worst-case-scenarie. Sammenlignes emissionerne fra AVV2 med Herningværket, observeres en væsentlig forskel, der formentlig skyldes tungmetalindholdet i træpillerne. Emissionerne fra Herningværket kan virke mere realistiske, men dertil skal også lægges en generel usikkerhed ved EMOK-modellen. Produktion af træpiller er baseret på miljøansøgning for halm- og træpillefabrik ved Junckers Industrier A/S og er derfor også behæftet med en vis usikkerhed. Usikkerheden er dog relativ lille, da det kun er energiforbruget, der har en væsentlig miljøeffekt, og som er sammenligneligt med træpilleproduktion på andre fabrikker. Datakvalitet i SimaPro: SimaPro giver mulighed for at holde styr på datakvaliteten. Resultatet af dette er præsenteret i Tabel 5.3 efterfølgende. Grøn repræsenterer data af god kvalitet, gul fornuftig kvalitet, orange middelmådig kvalitet, og rød repræsenterer den dårligste datakvalitet. Fase Processer DQI Bemærkning Brændsel Træpilleproduktion Fornuftige data - primært egne data Biomasse varme Fornuftige data - fra dansk el og varme 1997 El fra biomasse Fornuftige data - fra dansk el og varme 1997 Bygning anlæg B-anlæg Fornuftige - primært egne data M-anlæg Fornuftige - primært egne data El-anlæg Fornuftige - primært egne data Biomasse bygning Fornuftige - primært egne data Drift Forbrænding træ Teoretiske beregninger Restprodukter Træaske deponi Fornuftige data - teoretiske beregninger Truck 28t Data fra ETH-databasen Nedrivning El-anlæg m.v. Svarende til datakvalitet for bygning Tabel 5.3: Datakvalitetsindikatorer (DQI) for de væsentligste parametre for AVV2. Tabellen viser, at data til AVV2 generelt er af fornuftig kvalitet. Processer trukket fra databaserne i SimaPro kan ikke leve op til projektets høje datamålsætning. Det er den stramme afgrænsning i bl.a. geografi og tidshorisont, der medfører, at processer fra databaserne er angivet med en rød farvekode svarende til dårlige data Manglende data Der vurderes ikke at være udestående data for AVV2-teknologien, som har betydning for livscyklusvurderingen Konklusion Der er foretaget en livscyklusvurdering på indfyring af træpiller sammen med naturgas på AVV2. Livscyklusvurderingen viser, at de største miljøpåvirkninger er relateret til driften af kraftvarmeværket, hvor luftemissionerne resulterer i de fleste effekter. Miljøeffekterne skyl- 25

30 des hovedsageligt emission af NO x og SO 2 samt tungmetaller. Tungmetallerne kan have væsentlige toksiske effekter i miljøet, men er dog behæftet med usikkerheder. De toksiske effekter fra tungmetallerne er høje sammenlignet med Herningværkets værdier for træflis. Dette skyldes formodentlig, at maksimale værdier for flere tungmetaller er anvendt, hvilket medfører en overestimering af emissionerne. Brændselsfremskaffelsen er også af betydning. Her kan det anbefales at købe træpiller inden for et geografisk begrænset område for at mindske transportafstanden og dermed miljøpåvirkningerne. Køb af træpiller i Nordamerika anbefales ikke på grund af den store transportafstand. Bygning og nedrivning af kraftvarmeværket har kun en mindre miljømæssig betydning. Ligeledes har restprodukter også kun minimal miljøeffekt, også selvom udvaskning af tungmetaller fra deponi er medtaget. Kommentar [hhg3]: Tjek det også gælder for piller! 5.2 Miljøeffekter for Herningværket Alt materiale- og energiforbrug, som indgår til Herningværket, er relateret til 1 GJ træflis indfyret på værket og i 1 år af levetiden. Figur 5.6 viser miljøeffekterne for 1 GJ træflis indfyret på Herningværket. Miljøeffekter af 1 GJ fra HEV opdelt på faser Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt -0,2 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 milli-personækvivalenter, mpe Drift Herning Brændsel Herning Bygning anlæg Herning Restprodukter Herning Nedrivning Herning Figur 5.6: Potentielle miljøeffekter for Herningværket i mpe. 26

31 Som forventet stammer den største del af miljøeffekterne fra driftsfasen - for de fleste effektkategorier undtagen volumenaffald og global opvarmning. De næststørste bidrag af miljøeffekter kommer fra brændselsfasen, mens bygning samt nedrivning og restprodukter ikke har stor betydning. Det ses tydeligt, at bidraget til drivhuseffekten stammer fra brændselsfasen, som skyldes udledning af CO 2 fra transport og produktion af træflis. For driftsfasen skyldes bidraget udledning af N 2 O og CH 4. Forsuring stammer fra NO x og SO 2, og næringssaltbelastning stammer fra udledning af NO x samt N 2 O. De toksiske effekter er ligeledes domineret af driftsfasen, og effekterne stammer primært fra tungmetaller til luft ved forbrænding samt NO x. Volumenaffald stammer fra bygnings- og nedrivningsfasen. Årsagen, til at nedrivning kan give negative bidrag til miljøpåvirkningen, er genbrug af materialer Ressourcer Forbruget af nikkel er alt dominerende. Nikkel bruges i rustfrit stål i maskinanlæg, men i nedrivningsfasen genanvendes en stor del af nikkel. Foruden nikkel er der anvendt en række andre materialer, som dog ikke har stor betydning Følsomhedsanalyse Der er foretaget flere følsomhedsberegninger for at undersøge betydningen af: Transportafstand af træflis i Danmark. Transport af flis fra Baltikum ved anvendelse af skib (bulk carrier). Levetid (15 år). Transportafstand af træflis i Danmark og fra Baltikum: Næsten al flisen kommer fra danske skove og plantager, og en mindre del importeres fra udlandet og transporteres til Herningværket på lastbiler. I projektet er antaget en transportafstand af flis fra skov til værket på 50 km. Som transporttype er anvendt lastbil, men det er sandsynligt, at afstanden kan være større i Danmark. I projektet er også antaget, at al flisen kommer fra danske skove eller plantager. Derfor er der lavet følsomhedsanalyse for 100 km afstand i Danmark (lastbil) og 700 km fra de baltiske lande (bulk carrier), som Figur 5.7 og Figur 5.8 illustrerer. 27

32 Sammenligning miljøeffekter fra HEV med 100 km og 50 km brændsels transportafstand (lastbil) Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 milli-personækvivalenter, mpe 100km-Herning 1 GJ biomasse indfyret Herning 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.7: Følsomhedsvurdering af transportafstanden for træflis til HEV. Følsomhed er foretaget med 100 km transport (den blå søjle). Figur 5.7 viser, at en fordobling af transportafstanden kun har en lille betydning. 28

33 Sammenligning miljøeffekter for HEV med en transportafstand på 50 km og transport fra Baltikum til Esbjerg og til værket Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 milli-personækvivalenter, mpe Bulkcarier-Herning 1 GJ biomasse indfyret Herning 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.8: Følsomhedsvurdering af oprindelsen af træflis til HEV. Følsomhedsvurderingen er foretaget med træpiller transporteret fra Baltikum. Følsomhedsvurderingen viser, at en ændring af transportafstanden fra 50 km med lastbil til 700 km med skib har betydning på miljøeffekterne drivhuseffekt og forsuring, hvor påvirkningen øges med over 50%. Derfor vil der være en miljøforbedring ved at købe træflis så tæt på værket som muligt. Levetid: Figur 5.9 viser, at der ikke er stor forskel mellem 30 års og 15 års rest levetid, og det skyldes, at levetiden kun påvirker bygnings- og nedrivningsfasen, som ikke har stor miljømæssig betydning i forhold til drifts- og brændselsfaserne. 29

34 Sammenligning af miljøeffekter fra HEV med henholdsvis 15 år og 30 års levetid Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 milli-personækvivalenter, mpe 15 år levited-herning 1 GJ biomasse indfyret Herning 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.9: Følsomhedsvurdering af restlevetiden for HEV. Her sammenlignes 15 og 30 års restlevetid. Restlevetiden har derimod stor betydning for anvendelsen af ressourcer, hvor forbruget af nikkel og jern opgjort pr. GJ øges med ca. 150% grundet den kortere restlevetid, der er til at dele forbruget ud over Datakvalitet Data er indsamlet og opgjort i samarbejde med Herningværkets miljøkoordinator og ombygningsprojektgruppen, og der er anvendt de nyeste data fra værket. For bygning er anvendt de faktiske data, og for luftemissioner fra det nyombyggede værk er der anvendt målte data fra Herningværket, mens der for sporstoffer er udført en EMOK-beregning (udført af Bo Sander, Fælleskemiker Elsam). Datakvalitet i SimaPro: Resultatet af datakvaliteten for HEV er præsenteret i Tabel 5.4 efterfølgende. Grøn repræsenterer data af god kvalitet, gul fornuftig kvalitet, orange middelmådig kvalitet, og rød repræsenterer den dårligste datakvalitet. 30

35 Fase Processer DQI Bemærkning Brændsel Træflisproduktion Egne data Diesel Data fra dataarkiv SimaPro Truck 28 t Data fra ETH-databasen Bygning anlæg B-anlæg Fornuftige - primært egne data M-anlæg Elanlæg Fornuftige - primært egne data Fornuftige - primært egne data Drift Forbrænding træ Egne målte data Vand + fast affald Egne målte data Restprodukter Træaske deponi Fornuftige data - teoretiske beregninger Nedrivning Elanlæg m.v. Svarende til datakvalitet for bygning Tabel 5.4: Datakvalitetsindikatorer (DQI) for de væsentligste processer for HEV. Tabellen viser, at data primært er af god eller fornuftig kvalitet. Processer trukket fra databaserne i SimaPro lever ikke op til projektets høje datamålsætning. Det er den stramme afgrænsning i bl.a. geografi og tidshorisont, der medfører, at processer fra databaserne er angivet med en rød farvekode svarende til dårlige data Manglende data Generelt er der ingen manglende data, dvs., at alle relevante data er inkluderet Konklusion Livscyklusvurderingen af indfyring af samfyring af træflis med gas på Herningværket viser, at miljøbelastningen er størst i forbindelse med drift af værket. Miljøeffekterne fra driften skyldes hovedsageligt luftemissionerne af NO x, SO 2 samt tungmetaller. Værdierne for NO x og SO 2 er målte værdier, som er vurderet at være pålidelige. Værdierne for tungmetaller stammer fra EMOK-beregning baseret på reelle målinger af indholdet i træflisen. De næststørste miljøeffekter kommer fra brændselsfasen, og her stammer miljøeffekterne primært fra transport. Derfor har det en betydning, hvor brændslet stammer fra rent geografisk. Følsomhedsvurderingen viser, at en fordobling af transportafstanden med lastbil giver nogle øgede miljøeffekter, når vi snakker drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning. Ligeledes giver en øget transport med skib også anledning til en forøgelse af disse effekter. Det ses dog tydeligt, at en transport med skib er langt mere miljøvenlig end transport med lastbil. Følsomhedsvurderingen viser, at restlevetiden har minimal betydning for de samlede miljøeffekter, men har betydning for ressourcetrækkene, idet en halvering af restlevetiden til 15 år giver en forøgelse af ressourcerne på ca. 150%. Effekten på miljøet i forbindelse med bygning/nedrivning er lav på grund af høj genanvendelse af materialer fra nedrivningsfase. Ligeledes er effekterne fra restprodukter minimal, selvom udvaskningen af tungmetaller fra depotet er inkluderet. 31

36 5.3 Miljøeffekter for MSK I SimaPro er de indsamlede data for MSK behandlet, og ud fra UMIP-metoden er de potentielle miljøeffekter opgjort. På efterfølgende figur er de potentielle miljøeffekter illustreret. Miljøeffekter af 1 GJ fra MSK opdelt på faser Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt -0,2 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 milli-personækvivalenter, mpe Drift MSK Brændsel MSK Bygning anlæg MSK Restprodukter MSK Nedrivning MSK Figur Potentielle miljøeffekter for 1 GJ indfyret på MSK. Det fremgår af figuren, at de største potentielle miljøeffekter er forsuring, næringssaltbelastning og farligt affald. Desuden er der et væsentligt bidrag til drivhuseffekt og et mindre bidrag til de toksiske effekter. De toksiske effekter skyldes hovedsagelig emission af tungmetaller og farligt affald, der genereres i forbindelse med driften af værket. Driftsfasen er langt den væsentligste fase efterfulgt af brændselsfasen. Restprodukterne har et mindre bidrag til økotoksicitet og persistent toksicitet. Bygnings- og nedrivningsfaserne har en mindre betydning. For drivhuseffekt bidrager brændselsfasen og driftsfasen hver med ca. 45%. Emissionerne af CO 2 udgør mere end 65% af effekterne. Emissioner af N 2 O og CO, der er fastsat på baggrund af standardemissioner fra Eltra, har også betydelige bidrag. 32

37 I brændselsfasen er det emissioner fra landbrugsmaskiner (ca. 40%) samt transport af halm (ca. 60%), der dominerer. Betydningen af transportafstanden kan eventuelt undersøges nærmere i følsomhedsanalysen. Forsuring skyldes hovedsageligt (90%) emissionerne i driftsfasen af NO x, HCl og SO 2, der hver udgør 1/3 af effekterne. I brændselsfasen, der udgør ca. 10% af effekterne, bidrager transporten af halm og brugen af landbrugsmaskiner. Næringssaltbelastning følger stort set samme mønster som forsuring, dog er driftsfasen knap så dominerende, da emissionen af HCl og SO 2 ikke fører til næringssaltbelastning. Fotokemisk ozondannelse skyldes emission af CO, der er fastsat på baggrund af standardemissionsfaktorer fra Eltra. Restprodukterne bidrager specielt til økotoksicitet og persistent toksicitet. Her er det strontium (Sr) og cadmium (Cd), der bidrager væsentligst. Strontium kan spores tilbage til fremstilling af diesel der anvendes ved transport til deponi. Cadmium stammer fra restprodukter, hvor udvaskningen fra deponeringen resulterer i Cadmium til recipienten. Human toksicitet stammer primært (80%) fra emissionen af kviksølv (Hg) efterfulgt af dioxinemissioner ved bygning af anlæg. Volumen affald genereres i bygnings- og nedrivningsfaserne. I nedrivningsfasen genanvendes ca. 90% af det genererede affald. Farligt affald genereres næsten udelukkende i driftsfasen fra bortskaffelse af olieaffald. Effekten er meget afhængig af valget af opgørelsesmetoden, og bortskaffelsen af olie kunne også være opgjort som genanvendelse, hvilket ville reducere størrelsen af bidraget til farligt affald. At der ikke er et bidrag fra brændselsfasen, kan skyldes, at der ikke er et forbrug af el eller varme Ressourcer Nikkelforbruget er det væsentligste ressourcetræk. En stor del af den nikkel, der bruges i bygningsfasen, genanvendes i nedrivningsfasen. I driftsfasen ses der et negativt forbrug af nikkel. Forbruget af nikkel er relateret til vedligeholdelse og genbrug af metaller indeholdende nikkel. Materialeforbruget til vedligehold er et skøn, hvorimod affaldsmængderne er opgjort på værket. På grund af dette fremkommer et negativt forbrug af nikkel. Ud over nikkel anvendes en række andre metaller (primært kobber, molybdæn, mangan og jern) samt fossile brændsler, der dog resulterer i et langt mindre ressourcetræk end nikkel Følsomhedsanalyse Ud fra resultaterne er det vurderet væsentligt at undersøge følgende aspekter nærmere i følsomhedsanalysen: Brændselstransport. Tungmetalemissioner. 33

38 Brændselstransport: Der er regnet med en transportafstand på 50 km fra landmand til værk. Dette er et konservativt skøn, og det vurderes sandsynligt, at transportafstanden er kortere. Energistyrelsen regner med en gennemsnitsafstand fra landmand til værk på 35 km, som anvendes til at undersøge følsomheden. På figuren ses det, at ændringen i transportafstanden fra 50 km til 35 km kun har en marginal betydning, hvorved effekterne relateret til transporten mindskes ca. 5%. MSK følsomhed brændslestransport Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 milli-personækvivalenter, mpe MSK 1 GJ biomasse indfyret MSK 1 GJ biomasse indfyret 35km Figur 5.11: Følsomhedsvurdering af variation i brændselstransport til MSK. Den blå søjle repræsenterer 50 km transport og den røde søjle 35 km. Tungmetalemissioner: De EMOK-beregnede tungmetalemissioner er sammenlignet med fyringsforsøg udført på Masnedø Kraftvarmeværk. 34

39 MSK følsomhed tungmetalemissioner Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 millipersonækvivalenter, mpe MSK 1 GJ biomasse indfyret MSK 1 GJ biomasse indfyret tungmetal Figur 5.12: Følsomhedsvurdering af variation i tungmetalemissioner fra MSK. Den blå søjle er referencescenarie, og den røde søjle repræsenterer målte emissioner på Masnedø Kraftvarmeværk. I figuren er betydningen af tungmetalemissionerne vist. De røde søjler repræsenterer de målte værdier på Masnedø Kraftvarmeværk (ENERGI E2, 2003). Der ses en stigning for persistent toksicitet og human toksicitet hvorimod der ingen effekt er på økotoksicitet. Kviksølvmålinger foretaget på Masnedø Kraftvarmeværk viste stor usikkerhed mellem mængden i halmen og de målte værdier i røggassen. Ud over dette skal det bemærkes, at der er en vis usikkerhed med målinger af tungmetaller. Den observerede forskel skyldes, at de målte emissioner af cadmium, kobber og arsen stiger med en faktor sammenlignet med de EMOK-beregnede værdier. På trods af denne store stigning ses kun en begrænset stigning i effekterne. I projektet på Masnedø Kraftvarmeværk (ENERGI E2, 2003) er en række biobrændsler samt emissioner derfra ved afbrænding undersøgt. For tungmetallerne er emissionerne sammenlignet med vejledende grænseværdier beskrevet i Luftvejledningen (Miljøstyrelsen, 2001). De målte emissioner ligger i størrelsesordenen 1-20% af den vejledende emissionsgrænseværdi. I projektet konkluderes det derfor, at tungmetalemissioner fra biomassefyrede kraftværker ikke er problematiske. I stedet vurderes det, at fokus bør være på emissioner af NO x og CO. 35

40 5.3.3 Datakvalitet Data i dette notat er næsten alle specifikke for Maribo Sakskøbing Værket. I enkelte tilfælde, for luftemissioner af CH 4, N 2 O, NMVOC og CO, er data standardgennemsnit. Data fra værket varierer fra eksakte værdier så som vandforbrug til årsgennemsnit, hvilket f.eks. er virkningsgrad og koncentrationer i luftemissioner. Sidst er der de beregnede værdier som f.eks. restproduktmængden, som er baseret på askemålinger. Generelt er data af en meget god kvalitet og det er kun luftemissioner for tungmetaller samt standardemissioner for CO, CH 4, N 2 O og VOC, der er teoretisk baseret (EMOK-beregning). Datakvalitet i SimaPro: SimaPro giver mulighed for at vurdere datakvaliteten i forhold til en fastsat datamålsætning. Resultatet af dette er præsenteret i Tabel 5.5. Grøn repræsenterer data af god kvalitet, gul fornuftig kvalitet, orange middelmådig kvalitet, og rød repræsenterer den dårligste datakvalitet. Fase Processer DQI Bemærkning Brændsel Truck 28 t ETH-databasen er ikke af tilstrækkelig kvalitet Halmproduktion Gode men gennemsnitlige data Bygning anlæg B-anlæg Fornuftige - primært egne data M-anlæg Fornuftige - primært egne data Elanlæg Fornuftige - primært egne data Biomasse bygning Fornuftige - primært egne data Drift Forbrænding halm Egne målte data Vand + fast affald Egne målte data Genbrug støbejern Fornuftig - egen genbrugsproces Restprodukter Halmaske deponi Egne udvaskningsdata Diesel Data fra dataarkiv SimaPro Truck 16 t Data fra Buwal-databasen Heat diesel Data fra Buwal-databasen Nedrivning B-anlæg m.v. Datakvalitet svarende til bygningsdata Tabel 5.5: Datakvalitetsindikatorer (DQI) for de væsentligste processer for Maribo Sakskøbing Værket. Data er generelt af god og fornuftig kvalitet. De processer, der er trukket fra databaserne i SimaPro, kan ikke leve op til projektets høje datamålsætning. Det er den stramme afgrænsning i bl.a. geografi og tidshorisont, der medfører, at processer fra databaserne er angivet med en rød farvekode svarende til dårlige data Manglende data Der er ikke udestående data for teknologien, som har betydning for resultaterne af livscyklusvurderingen. 36

41 5.3.5 Konklusion Der er foretaget en livscyklusvurdering på indfyring af halm på Maribo Sakskøbing Værket. Livscyklusvurderingen viser, at de største miljøpåvirkninger er relateret til driften af kraftvarmeværket, hvor luftemissionerne resulterer i de fleste effekter. Miljøeffekterne skyldes hovedsageligt emission af NO x, HCl og SO 2 samt tungmetaller. Tungmetallerne kan have væsentlige toksiske effekter i miljøet, men er dog behæftet med en usikkerhed. Ud fra målinger foretaget på Masnedø Kraftvarmeværk på forskellige biobrændsler vurderes det, at emissionerne af tungmetaller ikke er problematiske i forhold til dansk lovgivning. Brændselsfasen er også af betydning. Effekterne i brændselsfasen er nogenlunde ligeligt fordelt på brændselsproduktionen og transport. Brændselsproduktionen omfatter kun presning, læsning og stakning. Ændres transportafstanden fra landmand til værk fra 50 km til 35 km, mindskes miljøeffekterne med ca. 5%. Udvaskning af tungmetaller fra deponi kan have en vis betydning, da der opstår potentielle effekter fra hovedsageligt cadmium på trods af, at kun en meget lille del (ca. 0,2%) af flyveasken deponeres. Den resterende mængde flyveaske blandes med slaggen og spredes på marken. Her er potentielle effekter fra tungmetaller ikke medtaget, lige såvel som næringsstoftilførslen/-fraførslen heller ikke er medtaget. Bygning og nedrivning af kraftvarmeværket har kun en mindre miljømæssig betydning. 5.4 Miljøeffekter for SSV Miljøeffekterne (se Figur 5.13) stammer hovedsageligt fra driftsfasen, restproduktfasen og brændselsfasen. For kategorierne forsuring, næringssaltbelastning og human toksicitet er det driftsfasen, der er mest betydende, mens det for økotoksicitet altovervejende er restproduktfasen, der har betydning. For drivhuseffekt er det primært drifts- og brændselsfasen, der bidrager. For persistent toksicitet bidrager drifts- og restproduktfasen stort set lige meget. Brændselsfasen er ikke af stor betydning, men giver mindre bidrag til drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning. 37

42 Miljøeffekter af 1 GJ fra SSV opdelt på faser Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt -0,2 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 milli-personækvivalenter, mpe Drift Studstrup Brændsel Studstrup Bygning anlæg Studstrup Restprodukter Studstrup Nedrivning Studstrup Figur 5.13: Potentielle miljøeffekter i millipersonækvivalenter (mpe) for 1 GJ indfyret halm på SSV, blok 4. Det fremgår af Figur 5.13, at de største potentielle miljøeffekter ses for forsuring og næringssaltbelastning, der primært stammer fra driftsfasen (ca. 95%). Det er emissionen af NO x, der giver det største bidrag (97% af forsuringen og 99% af næringssaltbelastningen). Økotoksiciteten er den tredje største effekt for SSV4 og stammer primært fra restproduktfasen med ca. 80%. De primære kilder til økotoksicitet er strontium (Sr) og selen (Se) med hver ca. 40%. Selen stammer fra udvaskningen fra den deponerede hybridslagge, og strontium kommer fra en transportproces med dieseltruck, der anvendes til transport af slaggen. Selen i asken stammer primært fra kulslaggen, som på grund af halmandelen ikke længere kan genanvendes (se nærmere beskrivelse i bilag 14). Driftsfasen giver et mindre bidrag (20%) til økotoksicitet stammende fra strontium, som en del af processen brændt kalk. Human toksicitet stammer med ca. 80% fra driftsfasen og ca. 20% fra restproduktfasen. Driftsfasens bidrag kommer fra emissionen af kviksølv (Hg) (95%), som er beregnet via EMOK og dioxin (5%). Restproduktfasens bidrag er ligeledes fra kviksølv (85%), selen (10%) og cadmium (5%), som udvaskes fra den deponerede hybridaske. Drivhuseffekten stammer med 50% fra driftsfasen og 40% fra brændselsfasen. Fra driftsfasen er det altovervejende emissionen af N 2 O og CO 2, hver med ca. 40%, der er betydende. Disse emissioner stammer fra henholdsvis forbrændingen af halm og fra forbruget af kalk til 38

43 røggasrensningen. Fra brændselsfasen er det emissionen af CO 2 stammende fra transport af halmen og delvist fra fremstilling af halmballerne, der giver bidrag Ressourceforbrug Forbruget af nikkel er alt dominerende. Nikkel stammer fra bygningsfasen og indgår i rustfrit stål til maskinanlæg. I nedrivningsfasen genanvendes en stor del af nikkel igen. Ud over nikkel anvendes en række andre metaller samt fossile brændsler, der dog resulterer i et langt mindre ressourcetræk end nikkel Følsomhedsanalyse Der er fortaget flere følsomhedsberegninger for at undersøge betydningen af: Brændselstransport. Restlevetiden af værket. Emissionen af NO x, SO 2 og HCl. Disponering af bio-slaggen. Brændselstransport: Der er regnet med en transportafstand på 50 km fra landmand til værk. Dette er et konservativt skøn. Da Studstrupværket er et af de centrale kraftvarmeværker i Danmark, kunne man forvente en større transportafstand af halm, og forestiller man sig, at al halm i Danmark skulle afbrændes på de centrale værker, vil det helt sikkert også betyde længere transportafstande. Derfor laves følsomhedsvurdering af en transportafstand på 100 km. 39

44 Sammenligning af miljøeffekter for SSV med brændselafstand 50 km og 100km Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 milli-personækvivalenter, mpe 100km-Studstrup 1 GJ biomasse indfyret Studstrup 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.14: Følsomhedsvurdering af brændselsafstand til SSV4. Følsomhedsvurderingen foretages med 100 km mod de anvendte i basiskonceptet på 50 km. På Figur 5.14 ses det, at ændringen i transportafstanden fra 50 km til 100 km kun har en marginal betydning. Restlevetid: Følsomheden over for anlæggets levetid viser, at der ikke er stor betydning på miljøeffekterne. Figur 5.15 viser, at der ikke er stor forskel mellem 30 års og 15 års restlevetid, og det skyldes, at levetiden kun påvirker bygnings- og nedrivningsfasen, som ikke har stor miljømæssig betydning i forhold til drifts- og brændselsfasen. 40

45 Sammenligning ag miljøeffekter fra SSV med henholdsvis 30 års og 15 års levetid Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 milli-personækvivalenter, mpe restlevetid-studstrup 1 GJ biomasse indfyret Studstrup 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.15: Følsomhedsvurdering af restlevetiden for SSV4 med henholdsvis 30 års og 15 års restlevetid. Da bygningen er det eneste, der afhænger af levetiden, og denne er stort set ubetydelig for de samlede miljøeffekter, betyder det ikke noget hvilken restlevetid, der regnes med. Emissionen af NO x, SO 2 og HCl: Emissionerne fra driftsfasen har afgørende betydning for miljøprofilen for 1 GJ halm indfyret på SSV4, og specielt NO x har stor betydning. For afbrænding af halm på MSK har SO 2, NO x og HCl dog lige stor betydning for miljøprofilen. For at undersøge følsomheden over for en ændring af disse emissioner til standardemissioner er det valgt at lave følsomhed for både NO x, SO 2 og HCl, idet dette kan betyde, at de også for SSV4 får mere ligelig betydning for miljøeffekterne. Værdierne anvendt i standardscenariet, og følsomhedsvurderingen ses i Tabel 5.6. Standardscenarie Følsomhedsvurdering NO x (g/gj) 264, SO 2 (g/gj) 1,79 47,05 HCl (mg/gj) 15,9 46 Tabel 5.6: Sammenligning af emissioner anvendt ved følsomhedsvurdering for SSV4. Værdierne for SO 2, NO x og HCl på SSV4 er bestemt ud fra henholdsvis beregning af svovlemissionen ud fra afsvovlingsgraden, målinger og EMOK-beregning, og disse er behæftet 41

46 med en temmelig stor usikkerhed. Værdierne for SSV4 ligger langt fra standardemissionerne, men er trods alt vurderet at være mere rigtige at anvende end blot at anvende standardemissioner. For at vurdere betydningen af disse store usikkerheder på emissionerne er der derfor foretaget en følsomhedsvurdering ved anvendelse af standardemissioner for SO 2, NO x og HCl. Værdier anvendt til følsomhedsvurderingen er standardemissioner fra (Eltra, 2003). Følsomheden over for emissionen af NO x, SO 2 og HCl viser, at det har stor betydning for forsuring og næringssaltbelastning, der med de anvendte værdier for emissionerne var de største effekter. Følsomedsvurdering for emissionen af SO2, NOx og HCl Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 milli-personækvivalenter, mpe std emmission-studstrup 1 GJ biomasse indfyret Studstrup 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.16: Følsomhedsvurdering for emissionen af SO 2, NO x og HCl fra SSV4. Det ses, at anvendelsen af standardemissioner ikke medfører store forandringer. Forsuring mindskes ca. 10%, næringssaltbelastning ca. 35% og human toksicitet ca. 30%. Det er fortsat NO x, der giver det største bidrag til forsuring og næringssaltbelastning, med ca. 70% til forsuring og ca. 97% til næringssaltbelastning imod 92% og 98%. For forsuringen er SO 2 s bidrag til miljøeffekterne steget fra 5% til 30%. HCl s andel til forsuring er fortsat ubetydelig. 42

47 Disponering bio-slagge: Efter at samfyringen med halm blev idriftsat på Studstrupværket, har der været behov for deponering af hybridslaggen. Da denne deponering skyldes biomassen, tilskrives deponeringen af al slaggen til biomassen. For at vurdere, hvor betydende dette er for den samlede miljøprofil for biomassefyringen på SSV4, foretages en følsomhedsvurdering, hvor udelukkende bio-slaggen deponeres, og hvor kulslaggen fortsat genanvendes. Sammenligning miljøeffekterne for SSV med biomasse slagge og hybrid slagge Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 milli-personækvivalenter, mpe Studstrup 1 GJ biomasse indfyret - med kun biomasse slagge Studstrup 1 GJ biomasse indfyret Figur 5.17: Følsomhedsvurdering af deponeringen af slaggen fra SSV4. Den røde søjle er basis (deponering af hybridslaggen), mens den blå søjle repræsenterer deponering udelukkende af bio-slaggen, mens kulslaggen fortsat genanvendes. Det fremgår af Figur 5.17, at økotoksicitet reduceres med ca. 40%, mens persistent toksicitet reduceres med ca. 20%. For de øvrige effekter betyder deponeringen ingenting. Således kan det konkluderes, at toksicitetseffekterne vil blive reduceret meget ved en mindre deponering af slaggen Datakvalitet Data for tilsatsfyring til Studstrupværkets blok 4 er så vidt muligt hentet fra målinger foretaget på anlægget i 2002 og dernæst fra designberegninger og teoretiske beregninger. Der er i 2002 startet op med tilsatsfyring med halm, men ikke i fuldt omfang, og der har været en del indkøring, hvorfor de konkrete data kun i en vis grad er fuldt ud repræsentative for normal drift. Det betyder, at der er en vis usikkerhed omkring disse tal. De målte data er dog vurderet af højere kvalitet og egnethed end teoretiske data. 43

48 Datakvalitet i SimaPro: SimaPros datakvalitetsopgørelse er præsenteret i Tabel 5.7. Grøn repræsenterer data af god kvalitet, gul fornuftig kvalitet, orange middelmådig kvalitet, og rød repræsenterer den dårligste datakvalitet. Fase Processer DQI Bemærkning Brændsel Truck 28 t ETH-databasen er ikke af tilstrækkelig kvalitet Halmproduktion Gode, men gennemsnitlige data Diesel Data fra dataarkiv SimaPro Bygning anlæg B-anlæg Fornuftige - primært egne data M-anlæg Fornuftige - primært egne data Elanlæg Fornuftige - primært egne data Drift Forbrænding halm Egne målte data Hjælpestoffer Egne målte data Restprodukter Slaggedeponi Egne udvaskningsdata teoretiske beregninger Truck 28 t Data fra ETH-databasen Nedrivning Elanlæg m.v. Datakvalitet svarende til bygningsdata Tabel 5.7: Datakvalitetsindikatorer (DQI) for de væsentligste parametre for SSV4. Data er af god eller fornuftig kvalitet. Enkelte processer trukket fra databaserne i SimaPro lever ikke op til projektets høje datamålsætning. Det er den stramme afgrænsning i bl.a. geografi og tidshorisont, der medfører, at processer fra databaserne er angivet med en rød farvekode svarende til dårlige data Konklusion Der er foretaget en livscyklusvurdering på indfyring af halm på Studstrupværkets blok 4 som tilsats til kulstøv. Livscyklusvurderingen viser, at de største miljøpåvirkninger er relateret til driften af værket, hvor luftemissionen af NO x resulterer i de fleste effekter. Ved følsomhedsvurderingen, hvor der anvendes standardemissioner for NO x, SO 2 og HCl, er det fundet, at det fortsat er NO x, der giver det største bidrag i driftsfasen, dog lidt mindre end ved de anvendte målte værdier. Andelen af SO 2 s bidrag til miljøeffekterne i driftsfasen stiger, mens HCl forbliver ubetydelig. Af betydning for den samlede miljøprofil er også, at slaggen fra kulfyring, som tidligere kunne nyttiggøres, bliver blandet med slaggen fra halmfyring, således at hybridslaggen ikke er egnet til nyttiggørelse og derfor må deponeres. Dette er en miljømæssig ulempe ved samfyring med halm, hvorimod luftemissionerne forbedres ved samfyringen. Restproduktfasen er specielt betydende for toksicitet. Effekterne stammer primært fra udvaskning af selen fra hybridslaggen og emissionen af strontium fra diesel anvendt til transport. Brændselsfasen er ikke af stor betydning. Effekterne i brændselsfasen er nogenlunde ligeligt fordelt på produktionen og transport. Produktionen omfatter kun presning, læsning og stakning. Ændres transportafstanden fra landmand til værk fra 50 km til 100 km, øges miljøeffekterne med ca. 5-15%. Bygning og nedrivning af værket har kun en mindre miljømæssig betydning. 44

49 6. Sammenligning af basiskoncepter Sammenligningen af basiskoncepterne kan foretages på forskellige måder. Det er valgt at lave tre generelle sammenligninger. I den første sammenlignes miljøeffekterne fra indfyring af 1 GJ biomasse på de fire værker uden hensyntagen til forskellig el- og varmeproduktion. I den anden sammenligning tages der højde for el- og varmeproduktionen ved at udregne en sparet miljøbelastning i forhold til produktion af systemel og -varme (allokeret efter energikvalitet), som fratrækkes miljøeffekterne fra indfyring af 1 GJ biomasse. I den tredje sammenligning anvendes der en værkspecifik metode til at udregne den sparede miljøbelastning ved el- og varmeproduktionen. 6.1 Sammenligning af 1 GJ indfyret På Figur 6.1 ses sammenligningen af de fire værker. Generelt ses det, at SSV4 har de største miljøpåvirkninger, og de tre resterende værker har sammenlignelige miljøprofiler, når der ses bort fra toksicitetskategorierne. AVV2 og HEV har meget ens profiler, hvor det skal bemærkes, at HEV er baseret på aktuelle målinger, hvorimod AVV2 er teoretiske data. Sammenligning af 1 GJ indfyret på AVV2, HEV, MSK og SSV Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 milli-personækvivalenter, mpe AVV2 1 GJ biomasse indfyret HEV 1 GJ biomasse indfyret MSK 1 GJ biomasse indfyret SSV 1 GJ biomasse indfyret Figur 6.1: Sammenligning af 1 GJ indfyret på AVV2, HEV, MSK og SSV4. 45

50 6.1.1 Drivhuseffekt Brændslet er CO 2 -neutralt, hvorfor bidragene stammer fra transport og energiforbrug i forbindelse med brændselsfremskaffelsen. AVV2 har det mindste bidrag til drivhuseffekt, hvilket skyldes, at træpillerne produceres under forbrug af el og varme baseret på biomasse. HEV, MSK og SSV4 har stort set samme bidrag til drivhuseffekt. De andre værker anvender i brændselskæderne fossile brændsler såsom kul og olie. HEV har det største bidrag i brændselsfasen, da frembringelse af træ er mere energikrævende end halm Forsuring SSV4 og MSK har de største emissioner af stoffer, der fører til forsuring. Dette var også forventet, da begge fyrer med halm som har et højere indhold af chlorid og derfor resulterer i et højere bidrag til forsuring. Ud over HCl er emissionerne af NO x og SO 2 væsentlige. For MSK er effekterne fordelt med ca. 1/3 hver på HCl, NO x og SO 2. SSV4 har den højeste effekt på grund af emission af NO x på 264 g/gj, hvorimod NO x -emissionen ligger på g/gj for de andre værker. SSV4 kører med afsvovling, hvilket resulterer i en SO 2 -emission på ca. 2 g/gj, hvorimod MSK har en emission af SO 2 på 39 g/gj. For AVV2 og HEV er emissionen af SO 2 på ca. 3-6 g/gj på grund af et lavere svovlindhold i brændslet Næringssaltbelastning Miljøprofilerne for næringssaltbelastning følger nogenlunde samme mønster som for forsuring. Dog bidrager HCl og SO 2 ikke til næringssaltbelastning, hvorfor MSK har den laveste påvirkning. SSV4 har igen den højeste effekt på grund af den høje NO x -emission Fotokemisk ozondannelse Bidraget til fotokemisk ozondannelse domineres af CO og i mindre grad metan. Emissioner af CO er baseret på standardemissionsfaktorer fra Eltra for alle værkerne på nær HEV, der er baseret på en måling. Standardemissionskoefficienter er generelt konservative, hvorfor der ses en stor forskel mellem HEV og de andre værker. Standardemissionskoefficienten er størst for træ, hvorfor AVV2 er større end MSK og SSV Persistent toksicitet AVV2 og SSV4 har de største potentielle effekter forårsaget af cadmium og zink for AVV2 og strontium (Sr) og selen (Se) for SSV4. Grunden, til at AVV2 giver størst bidrag, skyldes, at maksimale værdier for tungmetalindholdet i træpillerne er anvendt. Ved at anvende data fra HEV falder bidraget til økotoksicitet væsentligt, hvorfor det måske ikke er helt reelt, at AVV2 har de højeste effekter. Ud over dette skal det også fremhæves, at der er en usikkerhed forbundet med EMOK-modellen, som er brugt til at estimere sporstofemissionerne for alle værkerne. For SSV4 skyldes strontium en transportproces, hvorimod selen udvaskes fra flyveasken, der deponeres. Bidraget fra transport skyldes en proces valgt i SimaPro, og der vil ikke blive fokuseret yderligere på dette. 46

51 6.1.6 Human toksicitet For human toksicitet er det igen AVV2 og SSV4, der har de største effekter. Dette skyldes igen hovedsageligt tungmetaller, som for AVV2 s vedkommende kan være overestimerede. Ud over tungmetaller som bly, cadmium, kviksølv og arsen bidrager emissionen af NO x til human toksicitet Volumen affald Effektkategorien volumen affald har meget små effekter sammenlignet med de andre kategorier. Effekterne er domineret af bygnings- og nedrivningsfaserne. HEV og AVV har lignende emissioner af affald. Der kan ses en større forskel mellem SSV4 og MSK, hvor SSV4 har det største bidrag og MSK det mindste Farligt affald Farligt affald er - ligesom volumen affald - domineret af bygnings- og nedrivningsfaserne. MSK har det største bidrag på grund af olieaffald, der medtages som farligt affald, da der ikke er en proces, der beskriver genanvendelse, som finder sted hos Kommunekemi. AVV2 har også et stort bidrag på grund af el- og varmeforbrug under produktion af træpiller. 6.2 Sammenligning af 1 GJ indfyret inkl. fortrængning af systemel og -varme I denne sammenligning tages der højde for en sparet miljøbelastning ved produktion af systemel og -varme allokeret efter energikvalitet. Hermed bliver der taget højde for en forskellig produktion af el og varme samt effektiviteten af værkerne. Det er ikke reelt, at værkerne fortrænger den samme type el og varme, men dette giver et retfærdigt sammenligningsgrundlag, hvorved det netop er forskellene i effektivitet samt fordelingen mellem el- og varmeproduktionen, der giver forskellene. I efterfølgende tabel er outputtet af el og varme vist. AVV2 HEV MSK SSV4 Netto elproduktion (MJ/GJ indfyret) Varmeproduktion (MJ/GJ indfyret) Total (MJ/GJ indfyret) Tabel 6.1: Output af el og varme fra fire værker. Det fremgår af tabellen, at AVV2 har den største samlede produktion af el og varme, hvorimod SSV4 har den laveste. Endvidere ses det, at AVV2 og SSV4 producerer mere el, hvor HEV og MSK producerer mere varme. Derfor er det vigtigt hvilken allokeringsmetode, der anvendes, når den sparede miljøbelastning udregnes. Ved energikvalitet er 85% af effekterne tilskrevet el og 15% varme, hvilket giver en væsentlig bedre miljøprofil for AVV2 og SSV4. Hvis der allokeres efter energiindhold, vægtes el og varme ligeligt, hvorved der ikke 47

52 skelnes mellem forskellig el- og varmeproduktion, men kun tages højde for den samlede effektivitetsforskel. For at give et indblik i størrelsesordenen af effekterne fra biomasse er disse sammenlignet med andre forbrændingsteknologier. Dette er vist i Figur 6.2, hvor 1 kwh biomasse er sammenlignet med henholdsvis 1 kwh kul og 1 kwh naturgas fra centralkedel ud fra data fra LCA af dansk el og kraftvarme 1997 (Samarbejdsprojektet, 2000). Alle resultaterne heri stammer fra samarbejdsprojektet. Det er tydeligt, at miljøeffekterne fra biomasse er langt mindre sammenlignet med kul og naturgas. Derfor giver det en negativ miljøprofil, når den sparede miljøbelastning ved el- og varmeproduktion medregnes. Sammenligning af kul, CK gas og biomasse fra LCA af Dansk el og kraftvarme 1997 Slagge og aske Radioaktivt affald Farligt affald Volumenaffald Miljøeffektkategori Persistent toksicitet Øko-toksicitet Human Toksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozon-1 (lavnox) Forsuring Ozonnedbrydning Drivhuseffekt Biomasse CK gas Kul 0,00E+00 2,00E-02 4,00E-02 6,00E-02 8,00E-02 1,00E-01 1,20E-01 mpe Figur 6.2: Sammenligning af miljøeffekter fra biomasse, centralkedel naturgas og kul. I Figur 6.3 er sammenligningen af de fire værker inkl. fortrængning af systemel og -varme vist. Umiddelbart fremgår det af figuren, at forskellen mellem værkerne er relativ lille. Det ses, at AVV2 har den største negative miljøeffekt og dermed bedste profil. Dette skyldes, at AVV2 har den højeste effektivitet, men også at værket producerer mere el end de andre værker, der dermed giver en større miljøbesparelse. Dog er forskellen mellem værkerne forholdsvis lille. SSV4 s profil ændres også væsentligt ved at medregne el- og varmeproduktionen. Dette skyldes, at SSV4 - sammenlignet med HEV og MSK - producerer mere el. Medregnes den sparede miljøbelastning, bliver miljøeffekterne ved indfyring af 1 GJ biomasse mindre væsentlige, og forskellen mellem værkerne er mere afhængig af fortræng- 48

53 ningen af el og varme. Dette indikerer, at resultatet er følsomt over for hvilken metode, der anvendes til at udregne den sparede miljøbelastning. Derfor er der i den følgende følsomhedsvurdering regnet med fortrængning af en værksspecifik el og varme (se kapitel 6.3). Sammenligning af 1 GJ indfyret på AVV2, HEV, MSK og SSV inkl. fortrængning af system el og varme Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt milli-personækvivalenter, mpe AVV2 system fortrægning per GJ indfyret MSK system fortrægning per GJ indfyret HEV system fortrægning per GJ indfyret SSV system fortrægning per GJ indfyret Figur 6.3: Sammenligning af 1 GJ indfyret på AVV2, HEV, MSK og SSV4 inkl. fortrængning af systemel og -varme. Anvendes i stedet allokering efter energiindhold, hvorved miljøeffekter tilskrives ligeligt mellem varme og el, vil billedet ændre sig, da AVV2 og SSV4 ikke længere har fordel af den højere elproduktion. Dvs., ved energiindhold er det den samlede effektivitet, der giver forskellen. Da SSV4 har den laveste effektivitet, vil den derfor skille sig ud med en dårligere miljøprofil end de andre. Til gengæld vil HEV og MSK - med deres relative større varmeproduktion - tilnærme sig miljøprofilen for AVV Værkspecifik fortrængning af el og varme Sammenligningen af koncepterne på baggrund af systemel og -varme suppleres med en følsomhedsanalyse, hvor fortrængningen af el og varme i stedet er værkspecifik. Da opdateringen af LCA af dansk el og kraftvarme endnu ikke er kvalitetssikret, anvendes de oprindelige tal med referenceåret

54 Den værkspecifikke fortrængning af el og varme betyder at følgende teknologier anvendes for de fire værker: Værk El Varme AVV2 Centralkedel naturgas, exergi Central varme, exergi HEV Centralkedel naturgas, exergi Central varme, exergi MSK System el, indhold Decentral varme, indhold SSV4 Kul, exergi Central varme, exergi Tabel 6.2: Værksspecifikke fortrængning. På AVV, der er et centralt værk, fortrænges gas fra centralkedel samt central varme. HEV betragtes ligeledes som et centralt værk fyret med gas, og derfor fortrænges centralkedel gas og central varme. MSK er et decentralt værk, hvorfor decentral varme vælges til fortrængningen. Data for decentral varme forefindes udelukkende som data allokeret efter energiindhold, da det er varmegrundlaget, der er det bestemmende. Der er ikke data for decentral el, og derfor vælges systemel allokeret efter energiindhold, da det vurderes, at det er de data, der bedst beskriver el i det decentrale system. SSV4 er et centralt værk fyret med kul, hvorfor el baseret på kul og central varme fortrænges. I Figur 6.4 er den værkspecifikke fortrængning af el og varme vist. Det ses, at billedet ændres væsentligt, idet SSV4 fortrænger el fra kul, og MSK fortrænger decentral varme, der er mere forurenende end el fra naturgas og central varme. Ikke overraskende betyder det derfor, at med den værkspecifikke fortrængning skal biomassen anvendes der, hvor den fortrænger den mest forurenende teknologi, f.eks. kul. 50

55 Sammenligning af projektspecifikfortrængning af system el og varme Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt milli-personækvivalenter, mpe AVV2 projektspecifik fortrængning per GJ indfyret MSK projektspecifik fortrængning per GJ indfyret HEV projektspecifik fortrægning p. GJ indfyret SSV projektspecf fortrægning per GJ indfyret Figur 6.4: Værkspecifik fortrængning af el og varme. 6.4 Følsomhedsvurdering og manglende data Der er i de enkelte konceptbeskrivelser foretaget forskellige følsomhedsvurderinger på de mest betydende parametre. Der er en generel usikkerhed ved alle koncepterne, som dog ikke forventes at ændre på resultatet af sammenligningerne. Dog skiller AVV2 og SSV sig ud fra de andre koncepter, da der her kan forventes en lidt større usikkerhed. AVV2 er baseret på teoretiske vurderinger, som dog generelt er konservative, hvilket kan betyde, at konceptet vil medføre en bedre miljøprofil med faktiske målinger. Dette vil derfor ikke ændre, at AVV2 har den bedste miljøprofil, når effekterne af fortrængning af systemel og -varme medtages. For SSV er usikkerheden forbundet med samfyringen af kul og halm, hvor nogle data er baseret på forsøg på SSV, hvor halmen udgør 5%, som så er skaleret op til 10%. Dog er der i følsomhedsvurderingen anvendt standardemissioner, som ikke væsentligt ændrer på størrelsen af effekterne for SSV. For alle koncepter gælder, at emissioner af tungmetaller er baseret på EMOK-modellen. Da modellen ikke er lavet til at kunne håndtere samfyring, og der ikke er data for træpiller, skal tungmetalemissionerne derfor tages med forbehold. Det er vurderet, at der for alle koncepterne ikke er datamangler, som vil få en væsentlig indflydelse på sammenligningerne. I stedet kan der dog være tale om systemafgrænsninger, 51

56 som kan ændre på sammenligningen. Her er afgrænsningen af halm- og træfremstillingen relevant, hvor beslutningen følger et projekt udarbejdet af Forskningscenter Foulum, der anser halmen som et biprodukt. Tilsvarende er resttræ et biprodukt og er derfor ikke tilskrevet nogen effekt fra skovdrift. Hvorvidt denne afgrænsning er korrekt, kan diskuteres, men den kan muligvis have en indflydelse på sammenligningen mellem træ og halm. Der er nogle få emissioner og ressourcer, der mangler effektfaktorer for som beskrevet i. Af disse manglende effektfaktorer er det kun partikler, som måske kan have en betydning. De ovennævnte usikkerheder og mangler kan have en lille indflydelse på sammenligningen af koncepterne, men den altoverskyggende usikkerhed ved sammenligningen er, hvordan fortrængningen af el og varme medtages. Dette kan - som vist tidligere - ændre markant på udfaldet af sammenligningen. 6.5 Opsummering Som det fremgår af det ovenstående, er sammenligningen af værkerne afhængig af, hvorledes fortrængningen af el- og varmeproduktionen medregnes. Dette skyldes, at miljøeffekterne fra indfyring af biomasse er små sammenlignet med fossile brændsler. Ses der på miljøeffekter ved indfyring af 1 GJ biomasse, har AVV2 og HEV de bedste miljøprofiler. Indregnes en fortrængning af systemel og -varme allokeret efter energikvalitet, har AVV2 stadigvæk den bedste profil, men HEV, MSK og SSV4 har sammenlignelige profiler, da SSV4 producerer relativt mere el end de to andre værker. Dvs., ved denne fortrængning tilgodeses værkerne med den højeste elproduktion. Allokeres der efter energiindhold, er det den totale effektivitet, der medtages, hvorved SSV4 vil have en dårligere miljøprofil end de tre andre værker. Den sidste måde at medtage fortrængningen af el og varme er den værkspecifikke. Denne sammenligning viser, at den største miljøgevinst opnås ved at fortrænge det mest forurenende brændsel. Dette betyder, at biomassen skal anvendes der, hvor den fortrænger kul eller decentral varme, hvilket er, hvad der fortrænges på SSV4 og MSK. 52

57 7. Alternativer Ud over de beskrevne 4 basiskoncepter findes mange andre former for biomasseteknologier, og flere variationer af forbrændingsproces, biomasseproduktion og brug af andre typer biomasse. Et udvalg af disse variationer er valgt vurderet via en LCA-screening. Ved begyndelsen af projektet blev det diskuteret hvilke alternativer, der ville sætte fokus på fremtidig anvendelse af biomasse, og som derfor kunne være relevante at undersøge, som præsenteret i efterfølgende liste: 1. Oprindelsesland for træ. 2. Halmpiller kontra baller. 3. Vask af halm. 4. Forkoblet halmforgasser ved tilsatsfyring til kul. 5. Forbehandling af træ (piller kontra flis). 6. Suspensionsfyring. 7. Andre biobrændsler (energiafgrøder, bio-ethanol m.v.). 8. Forgasning af træ. 9. Stirlingmotorer. Kun de første 5 alternativer blev udvalgt til LCA-screening på baggrund af tilgængeligheden af valide data og ressourcerne i projektet. De 5 alternativer er alle vurderet at være realistiske nuværende eller mulige fremtidige variationer til de 4 basiskoncepter. LCA-screeningen af de 5 alternativer er foretaget ud fra de forhåndenværende data og for flere primært på et kvalitativt niveau. LCA-screeningen for de 5 alternativer er præsenteret i dette kapitel. 7.1 Træets oprindelse For at vise den miljømæssige betydning af træets oprindelse ved brug til flis eller træpiller som brændsel til kraftvarmeværker er der lavet en sammenligning af forskellig oprindelse af træet i forbindelse med anvendelse på AVV2 og HEV Træflis til Herningværket For basiskonceptet (Herningværket) er antaget en transportafstand af flis fra skov til værket på 50 km. Som transporttype er anvendt lastbil, men det er sandsynligt, at afstanden kan være større i Danmark. I projektet er også antaget, at al flisen kommer fra danske skove eller plantager. Derfor er der lavet sammenligning 700 km fra de baltiske lande (bulk carrier), som Figur 5.8 i afsnittet om Herningværket (kapitel ) illustrerer. Figuren viser, at en ændring af transportafstand betyder at effekterne til global opvarmning og forsuring øges med ca. 1/3 og eutrofiering med 1/ Træpiller til Avedøreværket Der er i referencescenariet regnet med, at træpillerne produceres på ENERGI E2s pillefabrik ved Junckers Industrier A/S i Køge. Det er dog sandsynligt, at træpillerne importeres 53

58 fra enten Nordamerika eller de baltiske lande, hvilket betyder en væsentlig forøgelse i transportafstanden. I beskrivelsen af AVV2 (kapitel 5.1.2), Figur 5.2, er der regnet med en transportafstand på km svarende til træpiller fra Canada. Det fremgår af figuren, at ændringen i transportafstanden medfører væsentligt forøgede effekter i størrelsesordenen 3-5 gange for forsuring og eutrofiering samt en tidobling for global opvarmning. Følsomhedsanalyserne for AVV2 og HEV angående oprindelse af træet viser, at brændselsfremskaffelsen har væsentlig betydning for miljøet. Det er derfor miljømæssigt mest forsvarligt at købe træpiller og/eller træflis inden for et geografisk begrænset område for at mindske transportafstanden. 7.2 Halmballer kontra halmpiller Ved en sammenligning mellem halmpiller og halmballer er der tekniske forskelle, som kan give halmpiller fordele fremfor halmballer og omvendt. Ud over disse forskelle skal det bemærkes, at en beslutning om at afbrænde halmballer frem for halmpiller ydermere er afhængig af politiske, økonomiske og strukturelle betragtninger Teknologibeskrivelse for tilvejebringelse af halmballer til kraftværket På stort set alle de danske anlæg leveres halm i form af baller. På disse anlæg fødes ballerne ind i kedelen enten hele, som i en såkaldt cigarbrænder, eller i oprevet og neddelt form. På Amagerværket, blok 2, påbegyndes der indfyring af halmpiller i efteråret Halmpillerne forventes leveret fra ENERGI E2s halm- og træpillefabrik ved Junckers. Aflæsning Oprivning Halmformaling Pillefremstilling Halm Transport Opsamling Transport Køling Halmpillelager Aflæsning Oprivning Indfyring Læsning af pram Aflæsning Transportbånd Pillemøller Indfyring Figur 7.1. Tilvejebringelse af halmballer og halmpiller. Halmen opsamles og presses i en ballepresser. De pressede baller indsamles senere af en traktor med hænger og transporteres med lastvogn til de pågældende kraftværker eller til 54

59 halmpillefabrikken. På kraftværkerne bliver ballerne aflæsset af en gaffeltruck eller direkte med en kran og stablet op i en lagerhal på kraftværket. Fra lageret føres ballerne via kran og transportbånd videre i processen Teknologibeskrivelse for tilvejebringelse af halmpiller til kraftværket Halmballerne transporteres via et transportbånd fra lagerbygningen til fabrikken, hvorefter de opdeles i fire opriverlinier. Snorene fjernes, og halmen oprives efterfulgt af stenfælde, hvorved sten og andre fremmedlegemer fjernes fra halmen. Halmen formales til en partikelstørrelse svarende til kul efter kulmøller, hvilket sikrer en fuldstændig forbrænding i kedelrummet. Efter udskilningscyklonens cellesluse, hvor støv filtreres fra, bliver den formalede halm transporteret til pillepressemaskinen. Her presses den formalede halm gennem en ringformet matrice med huller svarende til den ønskede størrelse. De varme piller hærdes ved gennemblæsning med kold luft i en tørrebeholder. Pillerne lagres i en lagerhal. Herefter læsses pillerne ved hjælp af en kran op på en pram (ca tons) og sejles til Amagerværket, hvor de bliver aflæsset på et transportbånd ved hjælp af en kran. Her bliver de transporteret til et lager og igen transporteret herfra via transportbånd til pillemøllerne Sammenligning af halmpiller og halmballer Halmpiller kan have den fordel, at brændværdien er øget, idet vandindholdet kan være formindsket. Dette kan ske såfremt halmen tørres eller ved presningen, hvorved vandindholdet mindskes. På baggrund af oplysninger fra ENERGI E2 har Miljø- og Energiministeriet i 2001 opstillet følgende energiregnskab, hvor alle tal er angivet i procent af brændværdien i den biomasse, som indfyres på værket (Miljø- og Energiministeriet, 2001). Der er forudsat maksimal kraftvarmeproduktion. Halm Halmpiller Tørring 0,0% 0,0% Pelletering/snitning 1,5% 2,4% Transport 0,7% 0,6% Elproduktion 36,2% 36,2% Varmeproduktion 51,8% 51,8% Tab på kraftværk 12,0% 12,0% Indfyret biomasse 100,0% 100,0% Samlet tab 14,2% 15,0% Tabel 7.1. Energiregnskab for halm og halmpiller. Sammenligningen viser, at energiforbruget til fremstilling af halmpiller er lidt større end til håndtering af halm til direkte indfyring. Energiforbruget til fremstilling og transport af halmballer er ca. 2,2%, mens det til fremstilling og transport af halmpiller er ca. 3%. Det skal dog præciseres, at der er stor usikkerhed på tallene omkring energiforbrug til pilleproduktion, idet det er et overslag over et forventeligt forbrug og ikke baseret på faktiske målinger. 55

60 Ud over energiforbruget til pillepresningen kræver halmpiller anlægsomkostninger i form af pillefabrik og pillemøller. Halmpiller har en højere rumvægt end halmballer og egner sig derved bedre miljømæssigt set til længere transportafstande, da rumvægten er ca. 4 gange større for piller (ca. 550 kg/m 3 ) (Videncenter for Halm- og Flisfyring, 1998) end for baller (ca. 130 kg/m 3 ). Desuden er pillerne rent praktisk nemmere at håndtere i forbindelse med transport. Støvgener mindskes væsentligt ved transport af halmpiller frem for halmballer. Derfor er det sandsynligt, at man specielt vil anvende halmpiller ved de større danske byer, således at halmtransporterne undgås. Helt overordnet forbruges der mere energi ved fremstilling af halmpiller end ved blot at transportere halmen direkte til værket. De korte transportafstande (maks. 50 km) medfører, at transportfordelen ved øget energidensitet i halmpiller ikke får nogen væsentlig betydning. Generelt er der kun en lille forskel i energitabet mellem halmballer og halmpiller. Vælger man derfor at fyre med halmpiller, må det bero på andre betragtninger end de rent energieffektive. Halmpiller er valgt, idet de kan transporteres til værket uden gener i forbindelse med transport gennem byen. Det vil uden tvivl være disse betragtninger, som bestemmer, om der fyres med halmpiller frem for halmballer. 7.3 Halmvask Ved tilsatsfyring med halm i kulstøvfyrede kedler giver halmens høje indhold af kalium og klor anledning til forringelse af flyveaskens nyttiggørelsesmuligheder og til en kraftig deaktivering af high-dust SCR-katalysatorer for NO x -reduktion Vask Et koncept for fjernelse af kalium og klor i halmen kunne være halmvask efter følgende princip: Den snittede halm vaskes i modstrøm i et ekstraktionsanlæg, hvorefter den afvandes mekanisk og sluttørres ved hjælp af overhedet damp inden indfyring i en kulstøvfyret kedel. Der vil fremkomme spildevand fra processen, som inddampes, hvorefter kondensatet genanvendes i processen, mens det kaliumholdige koncentrat sælges som gødning. Der forventes en rensningsgrad på ca. 95% for kalium og 98% for klorid. H C N S Cl Si Al Fe Ca Mg Na K P Cd Hg Ni Pb Tabel 7.2. Udvaskningsgrader (%) for halmens bestanddele anvendt til beregning af brændselssammensætningen. En anden metode er ved skiftevis befugtning og presning (milling), men da ekstraktion giver de laveste anlægs- og driftsomkostninger, er der lavet forsøg hermed. 56

61 Ekstraktionsanlægget er af moving bed-typen, hvor et leje af halm transporteres gennem anlægget ved hjælp af et kædetransportørsystem. Vaskevandet gennemstrømmer halmbedden i vertikal retning og opsamles gennem perforerede bundplader i tragte. Herfra pumpes vaskevandet retur til halmbedden i modstrøm. Spildevand udtages i halmfødningsenden. Den vaskede halm udtages til afvanding i en såkaldt 4 roller mill-afvandingsenhed. I sidste vasketrin tilføres pressevand og frisk vand. Ved vaskeprocessen (vask, tørring og udvaskning af organisk stof) mistes ca. 9% af halmens brændværdi som følge af energiforbrug og udvaskning af organisk stof i halmen Tørring Tørring af halmen sker indledende ved mekanisk afvanding, hvorefter den - inden indfyring - tørres med overhedet damp fra 40% til 90% tørstof. Det vurderes, at indfødningen i tørreren kan foregå ved hjælp af en hurtigt roterende snegl. En cellesluse anses for den mest skånsomme måde at transportere halmen til fødesneglen. Udtagningssystemet bør også være en snegl efterfulgt af en sluse og en afspændingscyklon. Tørringen kan foregå med overhedet damp ved 2 bar overtryk og en indgangstemperatur på 180 C. Tørring fra 40% til 90% tørstof vil tage ca. 4½ min Vandforbrug og spildevand Det direkte vandforbrug udgør ca. 2-3 m 3 pr. ton halm, hvoraf 1,5-2,5 m 3 ender som spildevand. Det forventes, at spildevandet vil blive inddampet, dels for at kunne sælge et kaliumholdigt gødningskoncentrat, dels for at kunne recirkulere vand i vaskeprocessen. Gennemføres inddampningsløsningen, vil vandforbruget falde til ca. 0,6 m 3 pr. ton halm, og gødningskoncentratet vil udgøre ca. 0,05-0,1 m 3 pr. ton halm Karakterisering af vasket halm Indholdet af kalium, natrium og klor er meget lavt i vasket halm i forhold til ubehandlet halm. Derudover er indholdet af nitrogen, svovl, fosfor, calcium og magnesium reduceret ved halmvask. Askeindholdet vil være ca. halvt så stort som i rå halm, hvorfor den nedre brændværdi på tør basis vil være en anelse højere i vasket halm Tilsatsfyring med vasket halm Der er lavet vurderinger af hvilken indflydelse, 10% tilsatsfyring med vasket halm vil have på emissioner, SCR-katalysatordeaktivering og restproduktsammensætning på Studstrupværket (ren kulfyring). Emissionen af SO 2 og HCl vil blive reduceret ved tilsatsfyring med vasket halm i forhold til ren kulfyring. NO x -dannelse, flyveaske og kedelvirkningsgrad ved tilsatsfyring forventes ikke forskellig ved vasket halm frem for ubehandlet halm. Det vides ikke, hvordan halmtilsats vil påvirke NO x -dannelsen fra lav-no x -brændere. 57

62 Med hensyn til deaktivering af high-dust SCR-katalysatorer ved halmtilsatsforsøg er det vurderet, at indfyring med 10% vasket halm som worst-case vil betyde en mer-deaktivering på 0,6% pr timer. Det normale deaktiveringsniveau for kulfyring er 1-2% pr timer. Derfor anses mer-deaktiveringen for teknisk/økonomisk acceptabel. Flyveaksens indhold af kalium og klor vil være stort set uændret, og indflydelsen på øvrige kvalitetsparametre vil være begrænset ved tilsatsfyring med vasket halm i forhold til ren kulfyring. Der forventes således ikke en ændring af mulighederne for anvendelse af asken. Ud over tilsatsfyring til kul er der lavet en vurdering af mulighed for tilsatsfyring med vasket halm til naturgas. Samfyring af vasket halm til naturgas forventes ikke at give anledning til korrosionsproblemer, idet det høje forhold mellem svovl og klor samt mellem silicium og kalium medfører, at der ikke dannes klorholdige belægninger. Det høje silicium-/kaliumforhold er også gunstigt i forhold til et slaggingsproblem, men med den høje røggastemperatur i gasfyrede kedler kan slaggedannelse ikke udelukkes. Da den tilførte askemængde er lav, vurderes et eventuelt slaggingsproblem at være begrænset Halmbehandling før vask Når der foretages halmvask før indfyring, vil kravene til fugtindholdet i den modtagne halm ikke være så strenge som til traditionel halmfyring. Et problem med modtagelse af halm med et højere fugtindhold er en forøget risiko for uacceptabelt højt indhold af mikroorganismer. Dette kan reduceres til et acceptabelt niveau ved at kræve totalt lukkede håndteringssystemer Perspektiv for halmvask Halmvask er ikke indført nogle steder endnu og har hidtil kun været undersøgt ved hjælp af laboratorieforsøg og teoretiske udredninger. Perspektiverne for denne teknologi er gode - rent teknisk, idet gevinsten ved halmvask forventes at være stor i forhold til mindsket korrosion og nedsatte emissioner af SO 2 og HCl Sammenligning og resultater For at vurdere alternativet omkring vaskning af halm før indfyring er der lavet en sammenligning mellem tilsatsfyring med vasket halm og med direkte afbrænding af halm på SSV4. Forbehandling af halmen, dvs. vaskeprocessen, giver anledning til et energiforbrug og en udvaskning, der svarer til en reduktion af halmens brændværdi på ca. 9%. Halmvask reducerer markant indholdet af Cl, S, N m.m., og det betyder lav HCl, NO x, SO x m.m. Ved halmvask er der ingen korrosionsproblemer i forhold til den direkte afbrænding af halm (uden vask). Det vil øge kedlens levetid samt reducere vedligeholdelse af anlæggets maskindel væsentligt. Sammenligningen er foretaget på GJ indfyret biomasse i SSV4 uden hensyn til energitabet ved halmvasken. 58

63 Sammenligning af direkte afbrænding af halm og vasket halm Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0,0000 0,0002 0,0004 0,0006 0,0008 0,0010 0,0012 0,0014 0,0016 milli-personækvivalenter, mpe Forbrænding halm Studstrup Forbrænding halm vask (i SSV) Figur 7.2 Sammenligning af driftsfasen for SSV4 med direkte afbrænding af halm og vasket halm. Ovenstående figur viser, at halmvask er miljømæssigt bedre end direkte afbrænding af halm, når der kun tages hensyn til ændringen i driftsfasen. Både forsuring og eutrofiering for halmvask og direkte afbrænding af halm stammer fra NO x, hvor forskellen skyldes reduktionen af HCl og SO 2 i vasket halm. Human toksicitet stammer fra Hg, som reduceres ca. 15% ved halmvask. For halmvask gælder det, at størstedelen af forsuringen og eutrofiering stammer fra NO x. For direkte afbrænding af halm gælder det ligeledes, at størstedelen af forsuring og eutrofiering stammer fra NO x. Resultatet viser, at vasket halm har mindre miljøbelastning end direkte afbrænding af halm, når driftsfasen betragtes. Ud over mindre emissioner betyder anvendelsen af vasket halm i forhold til almindeligt halm, at kedlens levetid forlænges, idet man undgår korrosionsproblemer. Hertil skal dog lægges miljøpåvirkninger fra energi- og vandforbrug til halmvask samt spildevandshåndtering. Screeningen for halmvask viser totalt set, at anvendelsen af vasket halm er et alternativ med perspektiver rent miljømæssigt. Vaskningen bevirker, at flere stoffer fra halmen udvaskes og således befinder sig i spildevandet i stedet for. Spildevandet kan inddampes og genanvendes som gødning. For at teknologien bliver alment anvendt, skal der findes holdbare løsninger for spildevandet. 59

64 7.4 Forgasning af halm Teknologien til forgasning af halm fungerer i dag, men befinder sig i en udviklingsfase for, hvad angår langtidstest og opskalering. På verdensplan findes kun nogle få fuldskalaanlæg i drift med træ som brændsel. Forgasning i forbindelse med energiproduktion er interessant som samfyring med fossile brændsler på store værker. Fordelen ved forgasning er, at man kan omsætte en lang række brændsler til produktgas for derefter at samfyre gassen med et konventionelt brændsel. På denne måde undgås sammenblanding af askerne. Med en effektiv gasrensning kan mange forskellige brændsler tænkes forgasset og gassen derefter afbrændt uden at skabe problemer med sammenblanding af aske. Det er i høj grad i gasrensningsprocessen, at de tekniske problemer i dag findes. Derfor forgasser de fleste steder i dag kun uproblematiske brændsler, som ikke behøver avanceret rensning af gassen før afbrænding. De store fordele ved forgasning ligger lige netop i at kunne være fleksibel i brændselsvalg og bl.a. med udnyttelse af problematiske brændsler, men så længe gasrensningen ikke er på plads, anses forgasning for at have begrænset anvendelighed sammenlignet med direkte indfyring af biomasse Referenceværker ENERGI E2 har sammen med Foster Wheeler gennemført et udviklingsprojekt om forgasning af halm. Dette projekt bygger på erfaringer fra Foster Wheelers forgasningsanlæg til kalcineringsovne og demonstrationsanlægget i Lahti i Finland. På anlægget i Lahti forgasses forskellige typer af brændsler, bl.a. affald, træ, papir og plastik. Ved valg af forgasning som en teknologi, der skal livscyklusvurderes, er data fra ovennævnte udviklingsprojekt til rådighed, men der foreligger meget få erfaringstal fra forgasningsanlæg af denne størrelse. Disse anlæg er ikke bygget med gaskøling og gasrensning. Et andet værk, som benytter forgasning til affaldstræ, er det hollandske Amer Central, ejet af Essent. Senest har Electrabel etableret en forkoblet forgasser (uden gasrensning) til træ, som idriftsættes i Teknologibeskrivelse Halm oprives (1) og indfyres i en forgasningsreaktor, hvor temperaturen er C, alt afhængig af bl.a. brændsel. I reaktoren er et bed-materiale bestående af sand og kalk. Der blæses luft og damp (2) ind i reaktoren under brændslet og bed-materialet, hvorved biopartiklerne tørrer hurtigt, og første stadie af reaktionen pyrolysen foregår. I dette trin omdannes brændslet til koks og gas, hvoraf en del er kondenserbare kulbrinteforbindelser (tjære og lettere forbindelser). I andet trin af processen omdannes koksen til gas, som ledes til cyklonen og videre gennem systemet sammen med fine støvpartikler (3). I cyklonen adskilles gassen fra de større partikler (4). Partiklerne (aske, koks og bed-materiale) tilbageføres til den nederste del af forgasningsreaktoren via et returben. Her sker en forbrænding af det returnerede materiale, hvorved den varme, som er nødvendig for pyrolysen og forgasningen af koks, opretholdes. 60

65 Denne type proces med et cirkulerende kredsløb kaldes CFBG (Circulating Fluidized Bed Gasifier). Figur 7.3. Skitse af forgasningsprocessen til halm. Fra cyklonen ledes den varme gas med fine støvpartikler gennem en afgangskanal (5), som er beklædt med en kappe, hvor forgasningsluften opvarmes. Gassen er forholdsvis ren, men har dog et indhold af klor, kalium, natrium og svovl på gasform og fine partikler. Derfor bliver gassen ledt gennem en gaskøler (6), hvor de førnævnte stoffer binder sig til støvpartiklerne, som udskilles i et posefilter (7). Gaskøleren bruges samtidigt til at opvarme fødevand til hovedprocessen. Gassen er herefter klar til indfyring (8) i f.eks. et traditionelt kulkraftværk Emissioner Emissionerne baserer sig på målekompagner på et 500 kw-forsøgsanlæg i forbindelse med et 3 MW-forgasningsanlæg. Målingerne omfatter udelukkende emissioner fra afbrændingen af gassen. Der er i røggassen kun målt på et begrænset antal parametre, andre har været under detektionsgrænsen. De fire væsentligste gasser er CO, SO 2, NO x og HCl. 61

66 CO (tør) ppm 3,2 g/gj SO 2 (våd) 4-7 ppm 0,37 g/gj NO x (våd) ppm 61,8 g/gj HCl <5 ppm 1,4 g/gj Tabel 7.3. Emissioner fra afbrænding af gas på et 500 kw-forsøgsanlæg i forbindelse med et 3 MW-forgasningsanlæg. (ENERGI E2, 2001). Omregnet fra ppm til mg/mj ved hjælp af (Luftvejledningen, 2001). Da emissionerne er for et lille forsøgsanlæg, vil emissionerne kunne optimeres. Derfor skal resultaterne ses som et worst-case-scenarie for forgasning af halm. Erfaringen viser at NO x -emissionen ikke vil ændres væsentligt ved et anlæg, som anvender produktgas sammenlignet med et traditionelt kulfyret anlæg Restprodukter Flyveasken, der udskilles i posefilteret, indeholder mellem 20-40% kulstof samt PAH er. Derfor er det hensigtsmæssigt at efterbehandle flyveasken, således at det høje kulstofindhold og PAH erne samtidigt fjernes. Derved får asken en sådan kvalitet, at den sammen med bundasken fra forgasningsreaktoren kan tilbageføres til landmændene. Dette kan f.eks. ske i en efterfølgende forbrændingsproces Sammenligning med direkte indfyring af halm Ved vurdering af forgasning af halm som forbehandling er det oplagt at sammenligne med samfyring med halm til kul eller naturgas. I forhold til disse teknologier er der følgende forskelle: Ved forgasning sker der ingen forbehandling af halmen, dvs. neddeling og pulverisering, men til gengæld benyttes der energi i processen, som dog vil være minimalt - i størrelsesordenen ½-1% af energiindholdet i halmen. Asken separeres ved forgasning i forhold til de samfyringsanlæg, der producerer hybridaske. Derved undgås deponering af aske. Der er en besparelse i energi for hovedprocessen, som skal tilskrives forgasningen. Dette skyldes, at fødevandet til hovedprocessen opvarmes under forgasningsprocessen, og at der derfor ikke udtages damp til dette fra hovedprocessen. Virkningsgraden ved indfyring af forgasningsgassen er mindre i forhold til direkte indfyring af halm til f.eks. kul. Levetiden bør tages i betragtning ved afvejning af forskelle. Ved forgasning er der ingen korrosionsproblemer i forhold til den eksisterende hovedkedel. Ved samfyring med halm er der en del forbehold, og sandsynligheden for korrosion er større. Forgasningen af halm er sammenlignet med direkte afbrænding af halm på MSK og samfyring af halm med kul på SSV4. Det er kun gjort for gasemissionerne i driftsfasen, hvilket er, 62

67 hvor den største miljøpåvirkning ligger. Der fokuseres kun på forsuring og eutrofiering, da det er de centrale miljøpåvirkninger. Disse relaterer sig til netop SO 2, NO x og HCl. Det er valgt ikke at præsentere alle miljøeffektfaktorerne, men var disse præsenteret for hele livscyklusen, ville de vise, at der ikke er væsentlig forskel på at se på hele livscyklusen i forhold til forbrændingsfasen med de fire ovenfor beskrevne parametre. Med andre ord er forbrændingsfasen den alt dominerende, hvorfor det er nok at sammenligne denne. Alle andre faser bliver ubetydelige i denne sammenhæng. Sammenligningen er foretaget på basis af GJ indfyret biomasse. Da der er forskel i virkningsgraderne, hvor forgasning har en lavere virkningsgrad end den direkte indfyring, giver dette en usikkerhed, der ikke er taget højde for. På trods af, at der vil være nogle procenters forskel, ses det, at det ikke vil ændre på resultatet med hensyn til, at forgasning har en bedre miljøprofil sammenlignet med SSV4. Medtages virkningsgraden, vil forsuringsbilledet ikke ændre sig i forhold til MSK, men for eutrofiering kan der ske ændringer, da de uden virkningsgraden er meget ens. Emission Forgasning (g/gj) MSK (g/gj) SSV4 (g/gj) CO (tør) 3, SO 2 (våd) 0,37 39,1 1,79 NO x (våd) 61,8 60,6 264,36 HCl 1,4 46,5 15,9 Tabel 7.4. Sammenligning af væsentlige parametre ved afbrænding af gas fra halmforgasning, halm på MSK og halm som tilsats på SSV4. Den normaliserede miljøpåvirkning for de tre anlæg er sammenlignet i figuren efterfølgende. Beregningen er baseret på de 4 parametre beskrevet ovenfor. 63

68 Sammenligning miljøeffekter for afbrænding af gas fra halmforgasning, halm på MSK og halm som tilsat på SSV Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,0002 0,0004 0,0006 0,0008 0,001 0,0012 0,0014 0,0016 milli-personækvivalenter, mpe Forbrænding halm MSK Forbrænding halm Studstrup Forgasning halm Figur 7.4 Sammenligning af afbrænding af gas fra halmforgasning med halm på MSK og halm som tilsats på SSV4. For MSK gælder det, at SO 2, NO x og HCl bidrager med ca. 1/3 hver til forsuring. Med hensyn til eutrofiering er det ca. 90% af bidraget, som stammer fra NO x og resten fra N 2 O. For SSV4 gælder det, at NO x står for ca. 95% af bidraget til forsuring. Med hensyn til eutrofiering stammer 98% af bidraget tilsvarende fra NO x. For forgasning er de normaliserede bidrag til forsuring betydeligt lavere end for både MSK (ca. 40%) og SSV4 (ca. 80%). For eutrofiering er forgasning og MSK på samme niveau, mens forgasningen er ca. 80% lavere end SSV4. For forgasningen stammer ca. 95% af forsuringen fra NO x og ca. 5% stammer fra HCl. Eutrofieringen stammer udelukkende fra NO x. I ovenstående er udelukkende lavet en kort screening af forskellene mellem forgasning og direkte halmafbrænding, hvorfor der er store usikkerheder knyttet til data, og derfor kan sammenligningen kun indikere hvilke forskelle, der vil være. For de væsentlige emissioner klarer forgasning sig bedre miljømæssigt end direkte afbrænding af biomasse, enten i et rent biomasseanlæg eller ved samfyring med kul. Der er dog et lille energiforbrug i processen som ikke er medtaget i denne sammenligning, men det vurderes dog, at dette vil have en relativ lille betydning i forhold til de samlede emissioner, da det ligger i størrelsesordenen ½-1% af energiindholdet i halmen. 64

69 Der er stadig problemer med håndteringen af asken fra forgasningen, som har et højt indhold af PAH og uforbrændt kulstof. Det forudsættes her, at dette løses med udvikling af teknologien eller ved en efterbehandling af asken, hvorved den kan tilbageføres til landmanden. 7.5 Forbehandling af træ (træflis kontra træpiller) For at vide, hvor stor miljømæssig betydning forbehandling af træet har, er der udført sammenligning af produktionen og transporten af træflis kontra træpiller. Næsten al flis, som anvendes på de danske kraftvarmeværker, stammer fra danske skove. Flishugning foregår oftest i skoven ved hjælp af dieseldrevne maskiner. På Avedøreværket fyres med træpiller, primært fra Junckers Industrier A/S i Køge. Til fremstilling af træpiller på Junckers Industrier A/S anvendes el fra biomasse som energi, men til sammenligning er der også lavet et scenarie, hvor der anvendes system l i stedet for ren biomasseel. Sammenligning mellem træpille produktion (med biomasse el og dansk el) og træflis produktion Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 milli-personækvivalenter, mpe Brændsel AVV2 Brændsel AVV2-med dk-el Brændsel Herning Figur 7.5. Sammenligning mellem træpille produktion (med biomasse el og dansk el) og træflis produktion. Af ovenstående figur ses tydeligt, at produktionen af træpiller har de største miljøeffekter i forhold til træflisproduktion, når der anvendes systemel og -varme. Hvis der anvendes el og varme fra biomasse, er der mindre forskel mellem træpiller og træflis. 65

70 For træpilleproduktion stammer miljøeffekterne fra biomasseel og/eller dansk el (energiforbrug), og for træflis stammer miljøeffekterne fra diesel brugt i flishugningsprocessen. For at vurdere miljøeffekterne for træflis og træpiller er der lavet en sammenligning af brændselsfasen for henholdsvis træpiller og træflis. I referenceprojektet for træflis (Herningværket) er antaget en transportafstand for flis fra skov til værket på 50 km. Som transporttype er anvendt lastbil. For træpiller er antaget transportafstand fra Junckers Industrier A/S i Køge til Avedøreværket på 35 km, og som transporttype er anvendt skib. Sammenligning af brændselsfase for træpiller og træflis Farligt affald Volumenaffald Persistent toksicitet Human toksicitet Økotoksicitet Næringssaltbelastning Fotokemisk ozone Forsuring Drivhuseffekt 0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 milli-personækvivalenter, mpe Brændsel AVV2 Brændsel Herning Figur 7.6. Sammenligning af brændselsfasen (produktion + transport) for træpiller og træflis. Ovenstående figur viser, at træflis har de største effekter for global opvarmning og eutrofiering, hvorimod træpiller har de største effekter for de resterende effektkategorier. Hvis træpillerne produceres med brug af dansk el og varme i stedet for el og varme fra biomasse, ville træpillerne have de største effekter for alle effektkategorierne. Ovenstående sammenligninger af fremstillingen viser, at forbehandling af træet har en betydning. Produktion af træflis har mindre effekter, især hvis træpillerne produceres med energi baseret på fossile brændsler. Hvis træpillerne produceres med energi fra biomasse, er der ikke nogen entydig fordel ved at anvende træpiller frem for træflis. Desuden viser un- 66

71 dersøgelsen, at skibstransport er bedre end lastbiltransport. Hvis forskellene relateres til hele livscyklusen, er der dog en relativ lille forskel imellem træflis og træpiller. Produktionen af træpiller vil - ud over et højere energiforbrug end til fremstilling af flis - give anledning til visse støvgener, som kan udgøre et potentielt problem for medarbejdere og omgivelser, medmindre der foretages nogle foranstaltninger til hindring af dette. Som for halmpillerne vil der også for træpillerne være en fordel rent transportmæssigt, idet pillerne har en større rumvægt end træflis. Forskellen er dog ikke så stor som for halmen. 67

72 8. Optimering 8.1 Optimering af koncepterne For alle fire koncepter er det tydeligt at langt den største miljøpåvirkning kan tilskrives driftsfasen. Næst efter driftsfasen følger brændselsfasen samt restproduktfasen. Bygnings- og nedrivningsfaserne har for alle koncepterne kun en marginal betydning, hvorfor der i livscyklusperspektiv kun er en relativ lille miljøgevinst at hente på forbedringer her Driftsfasen Som vist i tabellen efterfølgende, er de største miljøeffekter til driftsfasen relateret til luftemissionerne. De største påvirkninger skyldes emissioner af NO x, SO 2 og HCl. Derudover er CO-emissionen samt tungmetaller også relevant. Der hersker dog en del usikkerhed over tungmetalemissionerne, der er udregnet ved brug af EMOK-modellen. CO-emissionen er fastsat ud fra standardemissionsfaktorer fra Eltra og kan derfor være højere end de aktuelle emissioner på værkerne. Emission NO x SO 2 HCl (kun for halm) CO N 2 O Metan NMVOC Cd Zn Hg Pb As Cu Tabel 8.1. Væsentligste emissioner i driftsfasen. Emissioner af dioxin og PAH er medtaget i projektet efter målinger foretaget på flere biomassefyrede værker. Emissionen af dioxin og PAH er bl.a. afhængig af partikelfiltrets effektivitet, da en del af stofferne findes på partiklerne. Der er anvendt konservative værdier for emissionerne af PAH og dioxin. Konklusionen er, at dioxin og PAH bidrager i mindre grad til de toksiske effekter sammenlignet med emissionen af tungmetaller. (Se desuden bilag 12). Emissionen af partikler er også behandlet i projektet. Dog er der ikke effektfaktorer for partiklerne i UMIP-metoden, hvorfor effekterne ikke kan kvantificeres Brændselsfasen Der er ved flere af koncepterne lavet følsomhedsvurderingerne på oprindelsen af brændslet. Transport af brændsel fra enten Baltikum eller Nordamerika medfører en relativ stor for- 68

73 øgelse af miljøeffekterne, og derfor er det anbefalelsesværdigt, at brændslet indkøbes så tæt på værket som muligt Restprodukter Samfyring af halm med kul medfører, at slaggen fra biomassen blandes med slaggen fra kulfyring, således at hybridslaggen ikke er egnet til nyttiggørelse og derfor må deponeres. Dette er en miljømæssig ulempe ved samfyring med halm, hvorimod emissionerne forbedres ved samfyringen. Ud over anvendelsen af slaggen er der effekter fra udvaskning af selen fra hybridslaggen, der kan medføre toksiske effekter. Derfor vil dette også være et område for optimering af processen. 8.2 Andre projekter Emissioner fra biomassefyring er ligeledes undersøgt i et andet projekt hos ENERGI E2. I projektet vurderes det, at indsatsen skal rettes mod emissioner af NO x og CO, der er mest kritiske i forhold til emissionsgrænseværdierne (Biomasseemissionsprojekt, 2003). I projektet er emissionen af sporstoffer også undersøgt og sammenlignet med emissionsgrænseværdier fra Luftvejledningen (Miljøstyrelsen, 2001). Ved de udførte forsøg er det fundet, at der ikke er problemer med emissionerne af sporstofferne. 8.3 Alternativer I det forrige kapitel er forskellige alternativer behandlet for at undersøge optimeringsmulighederne. De største miljøeffekter er relateret til luftemissioner fra driftsfasen, hvor især emissioner af NO x, SO 2 og HCl har stor betydning. Med baggrund i dette er de mest lovende alternativer, der er undersøgt i dette projekt, halmvask samt forgasning af halm. Halmvask er en lovende forbehandling, da det ser ud til, at emissionerne af HCl og SO 2 reduceres væsentligt. Forgasning af halm har også potentiale for en stor miljøbesparelse, da emissionerne af HCl og SO 2 reduceres. Af de resterende alternativer er det ud over halmvask og forgasning kun oprindelsen af biomassen, som er værd at fremhæve. Der er ikke i vurderingen af alternativer lagt vægt på andre parametre end de miljørelaterede. 69

74 9. Diskussion og perspektiver 9.1 Blev formålet opfyldt? Projektets formål har været følgende: 1. En miljømæssig sammenligning af at anvende yderligere 1 GJ biomasse i det danske el- og kraftvarmesystem med eksisterende og fremtidige koncepter. På den baggrund kan de miljømæssigt mest perspektivrige koncepter identificeres. 2. At give forslag til miljømæssig optimering af de enkelte biomassekoncepter. Mulige områder for optimering vil blive bestemt efter den indledende analyse. 3. Projektet skal danne et uddybende grundlag for en målrettet forsknings- og udviklingsindsats på biomasseområdet. Formålene vurderes i det følgende hver for sig Konceptvurdering Ved brug af LCA blev der foretaget en sammenligning af fire biomassekoncepter. Dette har givet et grundlag for at vurdere de fire koncepter miljømæssigt. Formålet i projektet vurderes at være opfyldt, idet det er lykkedes at foretage en konceptvurdering og identificere de miljøeffekter, der har størst betydning for de enkelte koncepter. Bl.a. blev det identificeret, at en stor del af miljøpåvirkningen for tilsatsfyring til kul skyldes deponeringen af hybridslagge, idet der sker en forringelse af slaggen, således at den ikke længere kan nyttiggøres. Generelt for alle koncepter er, at emissionerne i driftsfasen er afgørende for miljøeffekterne. Det lykkedes ligeledes at foretage en sammenligning af koncepterne, der viste, at der kun er mindre forskelle i miljøprofilerne, også når der tages hensyn til, at el- og varmeproduktion fra biomasse fortrænger anden og mere forurenende elog varmeproduktion. Således er det svært helt klart at anbefale det ene koncept frem for det andet, dels da metoden til sammenligning er meget afgørende og dels, da miljøpåvirkningerne kan være meget forskelligartede Optimering Livscyklusvurderingerne af de forskellige koncepter har givet et indgående kendskab til de væsentligste miljøpåvirkninger i forbindelse med anvendelse af biomasse på kraftværker. Ud fra dette kendskab er de områder/emissioner med størst forbedringspotentiale identificeret, og dette kan med fordel anvendes ved videreudvikling af koncepterne. Endvidere kan LCA danne grundlag for at udføre LCA-screeninger på f.eks. forbehandlingsmetoder. Der er i kapitlet omkring alternativer udført LCA-screeninger på fem alternativer. Denne fremgangmåde kan benyttes til at vurdere fremtidige forbedringsforslag og give en indikation af den potentielle miljøpåvirkning. Nogle af de lovende optimeringsforslag er halmvask og halmforgasning, der netop reducerer emissionerne af nogle af de stoffer, der har størst indflydelse på miljøet. 70

75 9.1.3 Grundlag for F&U-indsatsen i fremtiden I dette projekt er konklusionen, at det primært er emissionerne fra forbrændingen samt disponeringen af biomasserestprodukter, der er mest betydende miljømæssigt. Derfor er det også indenfor disse områder, der skal ske en optimering for at sikre en mindre miljøpåvirkning fra biomassekoncepterne. Konklusionen er i overensstemmelse med de indsatsområder, der p.t. fokuseres på i forbindelse med forsknings- og udviklingsaktiviteter. Det ligger klart i indsatsområderne for PSO-ordningen fra både Eltra og Elkraft System, at forbedring af virkningsgrader, reduktion af emissioner og bedre håndtering af restprodukter er fokusområder. Der er allerede opbygget betydelig viden indenfor disse områder, men der er fortsat behov for en indsats. Set i forhold til dette projekts konklusioner omhandler flere igangsatte projekter netop optimering af de forhold, der i livscyklussammenhæng har størst miljømæssig betydning. Det drejer sig om projekter som f.eks. reducerede emissioner, SCR-katalysatordeaktivering, alkaliresistente DeNO x katalysatorer, opgradering af restprodukter, belægningsfjernelse fra biokedler til optimering af virkningsgraden og tilsatsfyring med biomasse. 9.2 De vigtigste resultater En sammenligning af miljøeffekterne fra de fire basiskoncepter opgjort pr. GJ indfyret biomasse viser, at det generelt er SSV4, der har de største effekter, og at de tre andre værker har sammenlignelige miljøprofiler. Generelt viser LCA en, at der ikke er den store forskel på, hvor i systemet 1 GJ biomasse anvendes, eller om biomasse udgøres af træ eller halm. For anvendelsen af træ er der påvirkninger fra energiforbrug i brændselsfasen, mens anvendelsen af halm medfører mere forsuring grundet HCl-emissionerne. Overordnet har det vist sig, at emissionerne af NO x, SO x og HCl fra driften har stor betydning for basiskoncepternes miljøprofil. Disse tre emissioner har afgørende betydning for forsuring og eutrofiering. Drivhuseffekten er generelt lav, da biomassen regnes CO 2 - neutral. Derudover er udvaskning fra eventuelt deponerede restprodukter af stor betydning for toksiciteten. Det er derfor af afgørende betydning, om restprodukterne er af en kvalitet, således at de kan nyttiggøres. Tilsatsfyring med halm på SSV4 har vist, at kulslaggen, som før kunne nyttiggøres, nu skal deponeres som hybridaske, da halmaskeandelen forringer slaggens kvalitet. Ved brændselsfremskaffelsen er det primært energiforbruget, der er betydende. Dette drejer sig både om transportenergi og energi til forarbejdning af brændslet. Transporten af brændslerne har i det samlede billede ikke stor betydning, men forskellen på transport af brændsel fra Nordamerika i forhold til et brændsel fra nærområdet har relativ stor betydning. Derfor anbefales det, at biomassen produceres så tæt på værket som muligt. Anvendelsen af de specifikke referenceanlæg får betydning for miljøprofilen for et koncept. Samtidig får den reelle produktion af el og varme det enkelte år betydning i forbindelse med sammenligningen, men de valgte koncepter og referenceåret betragtes som repræsentativt, og den i forvejen lille forskel på anvendelsen af 1 GJ biomasse indikerer også, at betydningen af dette valg vil være negligibelt. 71

76 Ved sammenligning af koncepterne ud fra den betragtning, at den producerede el og varme - baseret på biomasse - fortrænger en anden produktion, ses, at det mest effektive anlæg får den bedste miljømæssige profil ved fortrængning af en gennemsnitlig systemel. I dette projekt er det Avedøreværket, der har de højeste virkningsgrader. Modsat viser en fortrængning af værkspecifik el og varme, at de største miljøforbedringer sker der, hvor den mest miljøbelastende teknologi fortrænges. I dette projekt er det på Studstrupværket, hvor samfyringen med halm reducerer anvendelsen af kul. Med udgangspunkt i det samlede energisystem er den værkspecifikke reference behæftet med visse usikkerheder. Den samlede andel af biomasse på Studstrupværket kan kun øges begrænset med samme miljøeffekter til følge. Endvidere er det ikke nødvendigvis kul, der fortrænges, når systemet betragtes i sammenhæng. I en systembetragtning vil det alt andet lige altid være andelen af biomasse, der anvendes i systemet, der er afgørende, og ikke den enkelte teknologi. Det kan overvejes, om den funktionelle enhed på 1 GJ biomasse er den reelle, da konklusionerne bliver baseret på en fortrængning af anden energiproduktion og ikke udtrykt som et reelt slutprodukt. LCA er et værktøj til at beskrive miljøpåvirkninger fra et produkt baseret på en funktionel enhed, der er sammenlignelig. Derfor vil 1 kwh el respektivt 1 kwh kraftvarme fra biomasse have været nemmere at sammenligne, men da der her sammenlignes tilsatsfyringer med forskellig andel af biomasse og 100% biomasse fyrede anlæg, vil det være svært at anvende den funktionelle enhed 1 kwh, idet basisbrændslet vil overskygge biobrændslet. LCA-screeningerne af variationer i forhold til basiskoncepterne viser, at specielt halmvask og forgasning er mulige fremtidige indsatsområder for at minimere emissionerne fra forbrændingsprocessen. En bedre håndtering af restprodukterne, specielt fra samfyring med kul, er nødvendig for, at dette koncept bliver miljømæssigt optimalt i fremtiden. 9.3 Perspektiver Anvendelsen af biomasse På markedet i dag er el- og -varmeproduktion baseret på biomasse ikke konkurrencedygtig (uden tilskud). At anvendelsen af biomasse som brændsel trods omkostningen alligevel er så udbredt, kan findes indenfor følgende områder (Energistyrelsen, 2001): Biomasseaftalen fra juni 1993 med senere tillægsaftaler. Fremkomsten af Energi 21 samt opfølgningen på Energi 21. Vedtagelsen af Kyoto-protokollen. Vedtagelsen af EU s direktiv fra september 2001 om anvendelse af vedvarende energi (VE)i elforsyningen. Der er en række parametre, der er bestemmende for anvendelsen af biomasse, og de miljømæssige aspekter er blot en yderligere fordel ved produktionen. På det kommende CO 2 - kvotemarked vil dansk el- og varmeproduktion baseret på biomasse være for dyrt i forhold til køb af kvoter udenlands (Klimastrategi, 2003). Derfor er det forventeligt, at det primært er i udlandet at udbygningen med biomasse vil ske. Dette er dog alt afhængigt af udviklingen i markedet for VE. 72

77 Anlægsbeslutninger omkring biomasseanlæg er ofte bestemt af forhold som politik, teknik, økonomi, varmebehov m.v. Derfor er der en række forhold omkring optimering på miljøområdet, der reelt ikke kan foretages. Dette kan f.eks. være forhold som brændselsanvendelse, brændselstransport og placering af anlæg LCA som teknologivurderingsværktøj LCA kan anvendes til at beskrive miljøpåvirkninger i et produkts livscyklus samt at kortlægge hvor i livscyklusen, de mest betydende miljøforhold er. Netop derfor er det oplagt, at LCA kan være et værktøj til teknologivurdering, da forskellige teknologiske løsninger kan medføre forskellige miljøpåvirkninger. Ved produktion af energi er der midlertidigt så store miljøpåvirkninger, at mindre teknologiske ændringer bliver ubetydelige i den sammenhæng. Samtidigt er det ofte andre forhold end miljø, som er afgørende for valget af teknologiske løsninger. Ved at sammenligne basiskoncepterne med screeningerne af alternativer/variationer er LCA i dette projekt forsøgt anvendt som teknologivurderingsværktøj. Grundlaget for at kunne anvende LCA på denne måde er, at der er et godt udgangspunkt for at kunne vurdere hvilke forhold, der vil være mest miljømæssigt betydende ved et nyt koncept eller en variation i anvendelsen af biomasse, dvs., at en rimelig detaljeret LCA er nødvendig. På baggrund af dette kan en sammenligning give en indikation af et fremtidigt biomassekoncepts miljøpåvirkning i forhold til den eksisterende anvendelse af 1 GJ biomasse. Med dette projekt har selskaberne nu et værktøj til at foretage LCA-screeninger af fremtidige nye biomasseløsninger, men LCA som værktøj vil formentligt fortrinsvist blive anvendt til at kortlægge miljøpåvirkninger ved større nye teknologiløsninger som et led i en VVM eller til beskrivelse af miljøpåvirkningerne ved hele det danske energisystem. 10. Konklusion Formålet med dette projekt har været at foretage en miljømæssig sammenligning af fire forskellige anvendelser af biomasse for derved at kunne give forslag til optimering og danne grundlag for en målrettet forsknings- og udviklingsindsats på biomasseområdet. Projektet viser, at der ikke er stor forskel på anvendelsen af 1 GJ biomasse på fire forskellige biomasseanlæg i Danmark. Dette til trods for, at biomassen anvendes forskelligt på værkerne, dvs. enten som hovedbrændsel eller som tilsats til gas eller kul. De væsentligste miljøpåvirkninger fra biomasseanvendelse stammer fra emissioner af NO x, SO 2 og HCl fra forbrændingen samt udvaskningen fra deponeret hybridaske fra halmtilsats til kul. Derfor er det også indenfor disse områder, der skal foretages en optimering. F&Uprojekter, der p.t. er igangsat, behandler bl.a. reduktioner af emissioner gennem bedre forbrændingsforhold, brug af DeNO x til biomasse, øget virkningsgrad ved belægningsfjernelse samt opgradering af restproduktanvendelse. Ved sammenligning af de fire biomassekoncepter er værkernes effektivitet medtaget udtrykt ved produktionen af el og varme. Produktionen af el og varme afhænger af værkets placering og formål. Produktionen af el og varme er i dette projekt set i forhold til den produktion 73

78 af el og varme, der ville have fundet sted uden biomasseanvendelsen. Derfor bliver sammenligningen af værkerne bestemt af hvilken produktion af el og varme der fortrænges. Ved første sammenligning erstatter el- og varmeproduktionen en defineret systemproduktion i det danske system. Herved bliver biomassekoncepterne sammenlignet ud fra samme udgangspunkt. Resultatet af denne sammenligning er, at værket med den højeste effektivitet får den bedste miljøprofil. Af de fire referenceværker er det Avedøreværket, blok 2, som anvender biomassen mest effektivt og derfor udviser den bedste miljøprofil. Som et alternativ er der foretaget en værkspecifik sammenligning, hvor produktionen af el og varme erstattes af den produktion, der ville have været produceret i området, hvis biomasse ikke var blevet anvendt på værket. Dvs., at biomassen erstatter henholdsvis produktion af el baseret på kul og naturgas samt varmeproduktion i både det centrale og decentrale område. Sammenligningen viser, at biomassen skal anvendes der, hvor den fortrænger den mest forurenende teknologi. Af de fire referenceværker fortrænges den mest forurenende teknologi på Studstrupværket, blok 4, der oprindeligt er kulfyret. I projektet er der endvidere foretaget en LCA-screening af alternative biomasseteknologier. Screeningen viser, at halmvask og forgasning er løsninger, der i fremtiden vil kunne bidrage positivt til ovenstående indsatsområder. Nogle af teknologierne er dog stadig på et udviklingsstadie og vil derfor optimeres i takt med udviklingen, hvorfor resultatet skal tages med forbehold. Slutteligt er det vurderet, at LCA er for ressourcekrævende til at blive anvendt som værktøj til detaljerede teknologivurderinger, men at LCA med fordel kan anvendes til at kortlægge nogle problemområder, og at de væsentligste forskelle i væsentlige miljøpåvirkninger kan identificeres ud fra LCA-screeninger. 74

79 11. Kommentarer fra eksterne reviewere Det er besluttet, at VEKS og Københavns Energi forestår den interne kritiske gennemgang (critical review) af PSO-projektet Anvendelse af LCA til teknologivurdering af biomasseløsninger. Projektet gennemføres af ENERGI E2 og Elsam/Tech-wise. Gennemgangen udføres af Flemming Andersen og Troels Duhn, begge VEKS, og Morten Stanley, Københavns Energi. Formålet med den kritiske gennemgang er at vurdere, om arbejdet lever op til ISOstandarderne ISO I fase 1 er dækket af ISO og 14041, fase 2 og 3 er henholdsvis dækket af ISO og Review-processen deles op i tre faser og foregår som en iterativ proces som en del af LCAarbejdet. Faserne er: 1. Fase 1 : Formål og afgrænsning. 2. Fase 2 : Dataindsamling. 3. Fase 3 : Konklusion/resultater. Reviewet i Fase 1 er baseret på gennemgang af: A: Projektbeskrivelse LCA og biomasse dateret 24. april Reviewet i Fase 2 er baseret på gennemgang af fremsendte baggrundsnotater fra projektgruppen. (Se desuden bilag 15: Kommentarer fra reviewere for en detaljeret liste af baggrundsnotater). Reviewet i Fase 3 er baseret på gennemgang af: K: LCA til Biomasse. Udkast til endelig rapport dateret 28. april Kommentarerne er organiseret i henhold til checkskemaet i Miljøstyrelsens vejledning til kritisk gennemgang af LCA-projekter. Kommentarer er vist i bilag 15. Projektholdets respons til kommentarerne indarbejdes efter hver fase med kursiv, og review-teamets eventuelle yderligere kommentarer er derefter angivet i normal skrift. I kommentarerne henvises til ovenstående dokumenter ved hjælp af de anførte bogstaver. Kommentarerne er beskrevet og rubriceret med skal, bør og kan, således at det kan vurderes, hvad der skal rettes her og nu. Det skal begrundes, hvis kommentarer rubriceret under bør ikke indarbejdes Konklusion Projektgruppen har svaret på review-teamets kommentarer til første fase den 30. januar 2003 og til den anden fase den 20. marts Svarene er medtaget med kursiv i dette notat under de enkelte punkter under tabellerne i bilag

80 Generelt har projektgruppen taget kommentarerne til efterretning og indarbejdet dem i projektbeskrivelsen med visse argumenterede undtagelser. Review-teamet har ikke yderligere behandlet projektgruppens svar. Projektgruppens arbejde vurderes at være meget grundigt og af høj kvalitet. Kommunikationen mellem review-teamet og projektgruppen har været god, og der har været en god respons på vore kommentarer, og de er indarbejdet i den endelige rapport, hvor det har været relevant. Projektarbejdet har specielt i den sidste fase været præget af god styring af bl.a. tidsfrister. Som det fremgår af diskussionen i kapitel 10 i den endelige rapport, bør det vurderes, hvorvidt LCA-værktøjet skal bruges ved vurdering ved indførelse af nye teknologier. Der skal overvejes, om arbejdsressourcerne står mål med resultatet. Det er ikke uvæsentligt, at konklusionen i den endelige rapport er, at forskellen mellem de forskellige basisteknologier er af mindre betydning sammenholdt med teknologier baseret på fossile brændsler. Det er af principiel betydning, at projektet har eftervist dette. Overordnet er vor konklusion, at den endelige rapport giver en retvisende LCA-vurdering af de valgte basisteknologier og ligeledes retvisende beskriver de valgte alternativer. Morten Stanley, Københavns Energi Flemming Andersen og Troels Duhn, Vestegnens Kraftvarmeselskab I/S. 76

81 12. Referencer (Samarbejdsprojektet, 2000): Livscyklusvurdering af dansk el og kraftvarme, Hovedrapport. ENERGI E2, Elkraft System, ELFOR, Elsam, Eltra, ELSAMPROJEKT, Københavns Energi, NESA, VEKS, oktober, (ISO , 1997): ISO standarderne for livscyklusvurdering. Primær anvendelse af ISO standard fra 1997 Livscyklusvurdering Principper og struktur. (Caspersen og Wenzel, 2002): Miljøprojekt om Vejledning i kritisk gennemgang af LCA nr. 687, Ninna Caspersen og Henrik Wenzel, IPU. (Wenzel et al, 1996): Miljøvurdering af produkter, UMIP. IPU, Miljø- og Energiministeriet. Wenzel H., Hauschild, M. og Rasmussen, E (Ottosen, 2003): Personlig korrespondance med Per Ottosen, chefkonsulent, Systemudvikling, ENERGI E2. Grønt regnskab Avedøreværket (2001): Grønt regnskab Avedøreværket, ENERGI E2. (ENERGI E2, 2003): Luftemissioner fra biomassefyrede kraftvarmværker, (Miljøstyrelsen, 2001): Luftvejledningen, Vejledning Nr. 2, Miljøstyrelsen, Miljøministeriet, (Miljø- og Energiministeriet, 2001) Miljø- og energiministerens besvarelse af spørgsmål nr stillet af Folketingets Energipolitiske Udvalg (L bilag 20). Den 30. april (Videncenter for Halm- og Flisfyring, 1998) Halm til Energiformål, 2. udgave,1998. (Luftvejledningen, 2001), Luftvejledningen, vejledning nr.2, Miljøstyrelsen, (ENERGI E2. Biomasseemissionsprojekt, 2003). (Energistyrelsen 2001): Biomasse kraftvarme udviklingskortlægning, Resumé rapport, Energistyrelsen, Elkraft System og Eltra 2001, (Klimastrategi, 2003): En omkostningseffektiv klimastrategi februar 2003 udgivet af Finansministeriet, Miljøministeriet, Skatteministeriet, Udenrigsministeriet og Økonomi- og Erhvervsministeriet. (Eltra, 2003): Emissionsfaktorer. 77

82 13. Bilag 1. AVV2 2. HEV 3. MSK 4. SSV 5. Datakvalitet 6. Datakvalitet i SimaPro 7. Basisdata 8. Data bygning og nedrivning 9. Genbrug af materialer 10. Miljøeffektpotentialer 11. Standardprocesser 12. Dioxin og PAH 13. Acetone effektfaktorer 14. Restprodukter 15. Kommentarer fra reviewere 78