livscykelperspektiv på återvinning av askor Rapport I 2008:4

Transkript

1 livscykelperspektiv på återvinning av askor Rapport I 2008:4

2

3 livscykelperspektiv på återvinning av askor susanna olsson ISBN Svensk Fjärrvärme AB

4 förord Här redovisas resultaten från en studie av konsekvenser av olika alternativ för hantering av askor ur ett livscykelperspektiv. Studien ingår i forskningsprogrammet Fjärrsyn som finansieras av Svensk Fjärrvärme och Energimyndigheten. Rapporten är också en bilaga till rapporten Miljökonsekvensanalys av Naturvårdsverkets förslag till kriterier för återvinning av avfall i anläggningsarbeten Syntesrapport, Avfall Sverige, Miljökonsekvensanalysen inkluderar en rad olika utredningar och har genomförts som ett samarbete mellan SGI, IVL, Flyhammar Resurs Miljö, ÅF-process och Ecoloop AB. En referensgrupp med representanter från projektets finansiärer, Svensk Fjärrvärme, Avfall Sverige, Svenska Energiaskor AB, Boliden Mineral AB, Skogsindustrierna, Svenska Gjuteriföreningen och Jernkontoret har bidragit med underlagsmaterial och synpunkter. Det som behandlas i denna rapport är konsekvenser av olika alternativ för hantering av askor ur ett livscykelperspektiv där potentiella miljöeffekter globalt, regionalt och lokalt inkluderas. Klas Gustafsson Omvärldsrådet, Svensk Fjärrvärme Rapporten redovisar projektets resultat och slutsatser. Publicering innebär inte att Svensk Fjärrvärme eller Fjärrsyns styrelse har tagit ställning till innehållet. 4

5 sammanfattning Användning av förbränningsaskor som anläggningsmaterial innebär att de resurser som förbrukas och de emissioner som bildas vid nybrytning och förädling av jungfruliga råvaror samt vid deponering av askan kan undvikas. Detta ska dock vägas mot den risk för utlakning av exempelvis metaller som användningen av aska för med sig. En metod för miljöbedömning som kan inkludera såväl resursförbrukning som emissioner till luft och vatten är livscykelanalys (LCA). Syftet med detta projekt var att ur ett livscykelperspektiv belysa konsekvenserna av att nyttiggöra eller deponera förbränningsaskor, med utgångspunkt från tidigare genomförda LCA. Målet var att lyfta in regionala och globala miljöeffekter i miljöbedömningen och visa på potentiella konflikter mellan olika miljömål för att därmed bidra till beslutsunderlag för kriterier och regler runt askhantering. Utgångspunkten var att en viss mängd av de studerade askorna, bottenaska från avfallsförbränning, flygaska från torvförbränning och flygaska från skogsbränsleförbränning, produceras och att olika alternativ för omhändertagande finns tillgängliga. För varje aska studerades tre alternativa scenarier, två där askan nyttiggörs och ett där askan deponeras. Den funktionella enheten (dvs systemets nytta ) omfattade såväl de produkter som askan kan nyttiggöras i, som själva omhändertagandet av aska. Analysen genomfördes stegvis utifrån metodiken för LCA, med målbeskrivning, inventering, miljöpåverkansbedömning och tolkning. Fokus lades på skillnaden mellan studerade scenarier under 100 år. Användning av avfallsbottenaska i väg visade sig spara krossat berg och energi, men ge större utlakning av metaller jämfört med deponeringsscenariet. Användning av bottenaskan i dräneringsskikt sparar sand men ger också ökad metallutlakning. När det gällde torvflygaskan visade sig användning av askan i väg eller i tätskikt spara energi och naturresurser jämfört med deponering men ge större utlakning av framför allt As. Att använda torvflygaskan som vägmaterial sparar något mer än att använda den i tätskikt. Både användning av skogsbränsleaskan i väg och återföring av askan till skogen visade sig spara naturresurser och energi jämfört med deponering. Att återföra askan till skogen sparar mest energi och det scenariet sparar även naturresurserna Zn, P och Dolomit. Utlakningen av metaller är dock störst om askan sprids i skogen, men om denna utlakning ska ses som ett nettotillskott till naturen kan diskuteras. Resultaten var framför allt känsliga för antaganden som gällde transporter och utlakning, men även i viss mån underhåll. När det gällde skogsbränsleaskan var det framför allt antagandet om näringskompensationen är nödvändig eller inte som påverkade resultatet. Generellt för alla tre fallstudierna gäller att uppskattningarna av metallutlakning måste anses som mycket osäkra, och att det finns ett stort behov av att utveckla befintliga modeller för långsiktiga lakuppskattningar. De tre fallstudierna demonstrerar vikten av att se hanteringen av aska ur ett livscykelperspektiv, eftersom det i alla tre fallstudierna visade sig att olika typer av miljöpåverkan uppstod i olika skeden av systemets och konstruktionernas livscykel. Medan naturresursanvändning, energianvändning och utsläpp till luft var störst vid produktion och transport av material skedde utsläppen till vatten framför allt vid användningen av de olika funktionerna. En miljöbedömning som enbart fokuserar på användningsfasen av exempelvis en vägkonstruktion riskerar därmed att exkludera stora delar av miljöpå- 5

6 verkan. Dock ska poängteras att LCA-metodiken inte hanterar tids- och platsspecifika effekter. Genom att komplettera platsspecifika bedömningar med denna typ av breda perspektiv som redovisas här fås ett beslutsunderlag som täcker såväl lokala, regionala och globala effekter vid olika tillfällen på en tidsskala, vilket minskar risken för att miljöproblem exporteras i tid och rum. De olika flödena i fallstudierna kan relateras till miljömål såsom god bebyggd miljö, begränsad klimatpåverkan och giftfri miljö. Dessa miljömål står dock till viss del i konflikt med varandra när det gäller hantering av aska och ett beslut om nyttiggörande eller deponering av askor innebär därför oundvikligen innebär att en prioritering måste göras mellan olika miljömål. För att göra en sådan prioritering på ett trovärdigt sätt krävs en genomtänkt och kommunicerbar metodik. 6

7 innehållsförteckning Förord 4 Sammanfattning...5 Innehållsförteckning Inledning Metod Livscykelanalys (LCA) Tidigare exempel på LCA av askor eller andra restmaterial i anläggningar Principer för systemavgränsning, inventering och miljöpåverkansbedömning i fallstudierna Fallstudie 1: Bottenaska från avfallsförbränning Inledning Metod Resultat och diskussion Slutsatser från fallstudie Fallstudie 2: Flygaska från förbränning av torv och returträ Inledning Metod Resultat och diskussion Slutsatser från fallstudie Fallstudie 3: Flygaska från förbränning av skogsbränslen Inledning Metod Resultat och diskussion Slutsatser från fallstudie Generell diskussion och slutsatser utifrån fallstudierna Framtida utlakning av metaller Miljöpåverkan ur lokalt, regionalt och globalt perspektiv Prioritering av miljökvalitetsmål Slutsatser Referenser

8 1. inledning Alla material påverkar miljön, traditionella såväl som återvunna. Återvunna material klassas som avfall och användandet av dessa är därför belagt med restriktioner. Att användning av återvunna material har en potential att spara naturresurser och energi tas sällan i beaktande. En del förbränningsaskor från fjärrvärmeproduktion kan användas som material för anläggningsbyggande och kan därmed utgöra en del i ett resurseffektivt och ekonomiskt hållbart energisystem. Naturvårdsverket har i sitt regleringsbrev för 2007 fått uppdraget att ta fram kriterier för återvinning av avfall i anläggningsarbeten i syfte att öka andelen avfall som återvinns utan risk för skadliga miljö- och hälsoeffekter. De förslag till mycket stränga kriterier för utfasningsmetaller (Cd, Pb, Hg) som hittills presenteras kan medföra att återvinning av förbränningsaskor i anläggningsbyggande helt förhindras. Det alternativa omhändertagandet av dessa material (deponering) är dock inte utan framtida miljörisk. Dessutom innebär återvinning av askorna att de resurser som förbrukas och de emissioner som bildas vid nybrytning och förädling av jungfruliga råvaror samt vid deponering av askan kan undvikas. Resursanvändning och emissioner till luft är ofta av mer regional och global karaktär, än utlakning till vatten. I en helhetsbedömning bör hänsyn tas såväl till dessa aspekter som till lokala risker vid användning i anläggningar. Det finns ett stort behov att integrera olika metoder när det gäller miljöbedömning av förbränningsaskor. Detta ger möjlighet till fördjupad förståelse av dels vilken miljöpåverkan som kan förväntas, dels vilken betydelse systemgränserna kan ha för miljöbedömningens resultat. En metod för miljöbedömning, som kan hantera olika typer av miljöeffekter i samma analys, är livscykelanalys (LCA). Metoden innebär en möjlighet att komplettera lokalspecifika riskbedömningar där utlakning av miljöfarliga ämnen står i fokus, med vidgade systemgränser där även regional och global påverkan i form av exempelvis växthusgasutsläpp omfattas. Genom att analysen inkluderar såväl resursförbrukning som emissioner till luft och vatten tydliggör den även miljönyttan med att återanvända material. Miljöpåverkan från olika alternativ när det gäller omhändertagande av askor har tidigare studerats ur ett livscykelperspektiv i ett antal fallstudier. Dessa studier har utnyttjat kunskap från ett stort antal undersökningar av risker för utlakning av oönskade ämnen från askor i anläggningsarbeten, och kombinerat denna kunskap med information om regionala och globala effekter. Syftet med detta projekt var att ur ett livscykelperspektiv belysa konsekvenserna av att nyttiggöra eller deponera förbränningsaskor och därmed inkludera såväl utsläpp till vatten som resurshushållning och utsläpp till luft i miljöbedömningen. Tidigare genomförda LCA för förbränningsaskor utvecklades ytterligare och användes i beräkningsexempel för att illustrera konsekvenserna av olika alternativ för att hantera tre utvalda ask-typer. Utvecklingen av tidigare LCA bestod i att utöka resultatbearbetningen när det gällde känslighetsanalys och normalisering, i vissa fall inkludera en bedömning av förändring i underhåll av konstruktioner och uppdatera datainput. Målet var att lyfta in regionala och globala miljöeffekter i bedömningen och visa på potentiella konflikter mellan olika miljömål för att därmed bidra till beslutsunderlag för kriterier och regler runt askhantering. I metodkapitlet nedan görs en generell beskrivning av den metodik som använts. För detaljer hänvisas till respektive fallstudie. 8

9 Syftet med denna rapport var att Beskriva potentiell miljöpåverkan i form av resursanvändning, utsläpp till luft och utsläpp till vatten vid olika alternativ för att hantera tre utvalda förbränningsaskor Sätta den potentiella miljöpåverkan från askhanteringen i relation till total nationell miljöpåverkan Diskutera miljöpåverkan från askhanteringen i relation till de svenska miljökvalitetsmålen 9

10 2. metod 2.1. Livscykelanalys (LCA) LCA är en metod att analysera och värdera miljöpåverkan av en produkt, ett material eller en tjänst under dess hela livscykel, från vaggan till graven. Analyser kan utföras på flera olika sätt inom regelverket för LCA, och resultatet påverkas av vilka metodval som görs. Centralt är dock att ett livscykelperspektiv används, att ett system definieras och att systemets resursanvändning och emissioner till luft och vatten kvantifieras. Dessa flöden betraktas som systemets potentiella miljöpåverkan. Resultatet kan både användas till att jämföra olika alternativ att producera samma funktion och till att identifiera var i systemet som den huvudsakliga miljöpåverkan sker. Arbetsprocessen för en LCA inkluderar fyra steg, målbeskrivning och omfattning, inventering av miljödata, miljöpåverkansbedömning samt förbättringsanalys, (Figur 1). Detaljerade rekommendationer för tillvägagångssätt finns beskrivet i ISO-standard samt ISO-standard Ramverket kan ge intrycket av att LCA är en linjär process där man går från komponent till komponent. Det är dock snarare en iterativ process, där tidigare steg omformas vartefter ny kunskap inhämtas under studiens gång. Efter en första initial LCA kan en känslighetsanalys göras för att identifiera de viktigaste delarna av livscykeln och utifrån dessa kan sedan mer detaljerade analyser göras Tidigare exempel på LCA av askor eller andra restmaterial i anläggningar LCA av askor i anläggningar kan göras med olika utgångspunkt. Ett sätt är att undersöka vad materialvalet till en viss given konstruktion har för potential att påverka miljön. Ett sådant angreppssätt har exempelvis använts i en fallstudie för konstruktion av förstärkningslagret i en väg i Stockholms län (Olsson et al., 2006). Liknande angreppssätt har använts av Birgisdottir et al.(birgisdottir et al., 2007) i Danmark, av Carpenter et al. (Carpenter et al., 2007) i USA och i Finland finns också exempel på LCA av olika restmaterial som vägfyllnadsmaterial (Mroueh et al., 2001). Man kan dock även utgå från askan i sig och med hjälp av LCA undersöka vad olika möjligheter att omhänderta/ nyttiggöra askan får för potentiella miljöeffekter. På så sätt är analysen inte begränsad till en enda typ av konstruktion utan olika användningsområden för askan kan jämföras och sättas i relation till deponeringsalternativet. I projektet Miljösystemanalys för Figur 1: Steg i livscykelanalys. 10

11 nyttiggörande av askor i anläggningsbyggande analyserades potentiella miljöeffekter av olika möjligheter att omhänderta olika asktyper i två separata fallstudier (Kärrman et al., 2006). Ett miljösystemanalytiskt angreppssätt baserat på LCA användes, eftersom syftet var att inkludera såväl resurshushållning och emissioner till luft som emissioner till vatten i bedömningen. I ett annat projekt användes samma angreppssätt för att analysera potentiell miljöpåverkan av olika alternativ för att hantera mer rena skogsbränsleaskor (Olsson et al., pågående projekt). Denna rapport baseras på och bygger vidare på resultaten från dessa båda studier Principer för systemavgränsning, inventering och miljöpåverkansbedömning i fallstudierna Metoden för att tillämpa LCA på hantering av askor har utarbetats och förbättrats kontinuerligt under de olika fallstudierna, men i stora delar är principerna som använts för systemavgränsning, inventering och resultattolkning identiska för de olika materialen. I detta kapitel beskrivs generellt hur LCA tillämpats för hantering av askor, medan detaljer och eventuella avvikelser redovisas under respektive fallstudie. För ytterligare detaljer hänvisas till de tidigare publicerade rapporterna. Utgångspunkten är att en viss mängd restmaterial produceras inom ett geografiskt område och att olika alternativ för omhändertagande finns tillgängliga. Dessa alternativ inkluderade olika typer av nyttiggörande och även deponering av materialet. I varje fallstudie identifierades tre olika scenarier, ett för deponering av askan och två för nyttiggörande av askan. Urvalet av de alternativ som studerades grundades på teknisk genomförbarhet, datatillgänglighet och förväntad miljöpåverkan. Alternativen för att nyttiggöra askan var specifika för varje studerad aska, medan deponeringen antogs ske på samma sätt oavsett asktyp. Analysen genomfördes stegvis, med målbeskrivning, inventering, miljöpåverkansbedömning och tolkning Målbeskrivning och omfattning För att kunna göra en rättvis jämförelse mellan olika scenarier krävs att miljöpåverkan relateras till samma funktion eller nytta i varje scenario. Alla de funktioner som kan produceras av restmaterialet inkluderades därför i systemet. Den funktionella enheten bestod därmed av dels omhändertagande av en viss mängd restmaterial i en region och dels de produkter/funktioner som restmaterialet kan användas till. I alla tre fallstudierna innebär scenario 1 och 2 att askan nyttiggörs i form av olika funktioner och scenario 3 att askan deponeras. Naturmaterial antogs användas för den eller de konstruktioner som restmaterialet inte används till eftersom systemets funktion måste uppfyllas oavsett vilket scenario som väljs. Framtagandet och förädlandet av naturmaterial belastar därmed de scenarier som inte nyttiggör restmaterialet effektivt och på så sätt möjliggörs beaktandet av resurshushållning vid jämförelsen mellan de olika scenarierna. Scenarierna kan illustreras i en konceptuell modell där den funktionella enheten samt de komponenter som inkluderas i systemet framgår (Figur 2). Systemgränserna inkluderade alla steg i de olika produkternas livscykler, sk enhetsprocesser, som var viktiga för jämförelsen. Det innebar att de enhetsprocesser som var lika, oberoende av scenario för askhantering, uteslöts ur analysen. Fokus låg därmed på skillnaden 11

12 Figur 2. Konceptuell modell för miljösystemanalys av system för askhantering. Systemets funktionella enhet inkluderar funktion 1, 2 och 3. mellan studerade scenarier. Detta ligger i linje med studiens syfte som var att att jämföra olika scenarier ur miljösynpunkt snarare än att beskriva systemets totala miljöbelastning. Exempelvis inkluderades olika enhetsprocesser för sluttäckning av deponi. För både en deponi och olika typer av konstruktioner visade det sig dock vara omöjligt att definiera en slutfas med rivning och slutligt omhändertagande. Ett avsteg gjordes därför från viktiga LCA-egenskaper enligt ISO14040: LCA-studier bör på ett systematiskt och lämpligt sätt rikta sig mot miljöaspekterna hos produktsystem från och med råmaterialuttag till och med slutlig kvittblivning. Systemet för askhantering innehåller komponenter som vägar och lager i deponitäckning. Data och erfarenheter från dessa produktsystems avvecklingsfaser saknas och den slutliga kvittblivningen av anläggningarna lades av det skälet utanför studiens systemgräns. Detta ledde till att ett antagande måste göras för konstruktionens brukningstid. För de tre fallstudierna i denna rapport anges miljöpåverkan ur ett 100-årsperspektiv. Livscykler för olika produkter som används i systemet (exempelvis bränsle eller maskiner) inkluderades i begränsad omfattning (Figur 3). El Produkter Råmaterial Råmaterial Produktion av material Emissioner till luft Emissioner till vatten Figur 3. Systemgränser för vilka flöden som beaktades generellt, exemplifierat för enhetsprocessen produktion av material 12

13 Inventering av miljödata Vid inventeringen kvantifierades de resurser som systemet använder och de emissioner som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Endast de flöden av resurser eller emissioner som har potential att påverka miljön i någon av de former som beskrivs av SETAC-Europe (1999) inventerades. Andra kriterier för val av flöden att kvantifiera var att det skulle finnas tillgängliga data så att en kvantifiering var möjlig samt att flödena skulle vara signifikanta för studiens resultat. Luftemissioner i form av damning föll exempelvis utanför inventeringen på grund av brist på data. Detsamma gäller eventuella föroreningar i alternativ näringskompensation, och utsläpp från användning av sprämngämnen. När det gäller utlakning av miljöfarliga ämnen från askan begränsades studien till att omfatta arsenik (As), kadmium (Cd) och bly (Pb) under en 100-årsperiod. Detta på grund av att dessa ämnen anses kritiska vid återvinning av aska i anläggningar. Kvicksilver (Hg), som också anses kritiskt, inkluderas inte på grund av otillräckligt dataunderlag (halter under detektionsgräns). Denna rapport bygger på tidigare genomförda fallstudier och de inventeringar som genomfördes i dessa. Utgångspunkten var att använda data från dokumenterade objekt med beprövad teknik och data inhämtades dels från litteratur och dels från personer som var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, materialägare och forskare. Platsspecifika faktorer, såsom transportavstånd och utlakningsförhållanden, antogs efter samtal med berörda aktörer och känslighetsanalyser genomfördes för de antaganden som visade sig vara viktiga för resultatet. Jämfört med de tidigare fallstudierna har inventeringen här utförts med ett nationellt fokus, vilket innebär att askornas egenskaper samt dimensionerna för en del konstruktioner har generaliserats. Dessa generaliseringar bygger på det material som presenteras i Substans och flödesanalys (Bilaga 1). Avvikelserna från de tidigare fallstudierna redovisas mer detaljerat för respektive fall, under inventeringsdelen Miljöpåverkansbedömning och resultattolkning Det finns olika metoder för att visa, värdera och tolka de data som samlas in vid en LCA-analys. Data aggregeras ofta och olika typer av miljöpåverkan viktas ibland mot varann med hjälp av olika metoder. I de tre fallstudierna som ingår i denna rapport presenterades resultaten framför allt i form av olika flöden, som betraktades som systemets potentiella miljöpåverkan. Detta för att minska aggregeringsnivån och presentera ett så transparent beslutsunderlag som möjligt. Koldioxid, metan och lustgas räknades om till koldioxidekvivalenter men presenteras ändå separat. Varje enskilt flöde normaliserades sedan för att tydliggöra de olika flödenas inbördes relation. Normaliserade värden beräknades genom att multiplicera resultaten med den totala produktionen av den studerade askan per år i Sverige och sedan dividera dessa flöden med nationella flöden av varje typ. De normaliserade värdena visar hur stora skillnaderna i miljöpåverkan skulle bli i förhållande till miljöpåverkan från andra källor om all hantering av askan sker enligt något av de analyserade scenarierna. Normalisering underlättar bedömningen av vad som är stort och smått när det gäller olika typer av miljöpåverkan från systemet. En nackdel är dock att osäkerheten i resultaten ökar eftersom data om samhällets totala utsläpp 13

14 innehåller osäkerheter. Även viktning innebär att information aggregeras, vilket riskerar att minska transparensen och öka osäkerheten för slutsatserna. Studier av komplexa system är alltid förknippade med en relativt hög grad av osäkerhet. Därför bör resultaten och slutsatserna tolkas mot bakgrund av de systemgränser och antaganden som använts. Ett sätt att minimera osäkerheterna är att tydligt redovisa de avgränsningar och antaganden som gjorts och deras betydelse för resultatet. Känslighetsanalyser genomfördes kontinuerligt för de flöden som visade sig vara signifikanta för resultatet. Genom ytterligare inventering ökades noggrannheten. 14

15 3. fallstudie 1: bottenaska från avfallsförbränning 3.1. Inledning Nedanstående fallstudie bygger på material från ett tidigare projekt (Kärrman et al., 2006), som fortsättningsvis benämns Uppsalafallstudien. Resultaten från den studien, som avsåg hantering av bottenaska från avfallsförbränning i Uppsalaregionen, har här bearbetats ytterligare och diskuteras nu ur ett nationellt perspektiv. Den bearbetningen av resultaten som gjorts inkluderar uppdatering av normalisering och antaganden om utlakning, samt en del förändrade antaganden om olika konstruktioners dimensioner. Metoden, som inkluderar definition av systemgränser samt utförande av inventering och miljöpåverkansbedömning, beskrivs nedan och därefter följer resultat och diskussion som inkluderar inventeringsanalys, miljöpåverkansbedömning och tolkning. För mer information om bakgrund, metod och indata, samt regionsspecifika resultat, hänvisas till Uppsalafallstudien Målformulering och syfte Syftet med fallstudien var att beskriva skillnaden i miljöpåverkan som kan förväntas om bottenaska från avfallsförbränning ersätter konventionellt material vid anläggningsbyggande. Studien omfattade tre olika scenarier för hantering av bottenaskan: Scenario 1: Nyttjande som dräneringsmaterial vid sluttäckning av deponi. Askan ersätter sand. Scenario 2: Nyttjande som material i förstärkningslager vid vägbyggnation. Askan ersätter krossat berg. Scenario 3: Deponering Metod Systemgränser och funktionell enhet Systemgränserna definierades i enlighet med tidigare beskrivning så att endast de enhetsprocesser (aktiviteter) inkluderades där det fanns skillnader mellan de studerade scenarierna och den funktionella enheten antogs inkludera alla de nyttor som produceras genom omhändertagandet av materialet. Därmed inkluderades ingen miljöpåverkan från produktionen av aska. De enhetsprocesser som ingår i systemet framgår av figur 4. Dessutom tillkommer lastning och transport av materialet mellan de olika enhetsprocesserna (avlastning försummas). Deponering av aska inkluderar sluttäckningen av deponin och kemisk rening av lakvattnet under 20 år före sluttäckningen, men inte utläggning och packning av materialet när det läggs på deponin och inte heller eventuell underbyggnad av deponin. Dessutom har användningen av schaktmassor och jord vid sluttäckningen inte inkluderats. Eventuell skrotning av material eller funktion inkluderades inte i analysen eftersom en sådan fas inte gick att definiera utifrån tillgänglig information. Eftersom scenario 2 och 3 definierats så att askan ersätter ett naturmaterial utan någon förändring av konstruktionens funktion antas underhållet av konstruktionerna vara detsamma oavsett vilket material som används. Dock kan utlakning från materialen skilja sig mellan de olika scenarierna under användningen av konstruktionerna, vilket gör att denna denna enhetsprocess inkluderats. 15

16 Resurser och bottenaska Produktion av material till dräneringslager Produktion av material till bär - och förstärkningslager Deponi Konstruktion av dräneringslager Konstruktion av bär - och förstärkningslager Användning och underhåll av dräneringslagret i 100 år Användning och underhåll av bär - och förstä rkningslager i 100 år Emissioner Figur 4. Systemgränser för fallstudie 1. Utgångspunten för Uppsalafallstudien var omhändertagandet av 1 ton bottenaska från avfallsförbränning. Askan är något fuktig när den matats ut från pannan och det är den fuktiga askan som avses fortsättningsvis. Detta har dock ingen betydelse för resultaten eftersom askan har samma fuktighet i alla scenarier. Efter sortering där metalller och större bitar oförbrännt material plockas bort, återstår 0,8 ton bottenaska med en antagen densitet på 1,4 ton/m 3 och 1,6 ton/m 3 i opackat respektive packat tillstånd. Denna mängd aska kan användas för att producera 0,6 m 3 dräneringslager eller 0,2 m asfalterad väg med de dimensioner som antagits (se nedan). Det studerade systemet omfattar dräneringslagret, vägen, samt omhändertagandet av askan. Detta innebär att oavsett hur askan omhändertas antas att vägen och dräneringslagret kommer att produceras. Om inte askan kan utnyttjas i dessa konstruktioner används konventionella material, krossat berg till vägen och sand till dräneringslagret (Tabell 1). Systemets funktionella enhet, dvs de nyttor systemet producerar, omfattar därmed Omhändertagande av 1 ton bottenaska från avfallsförbränning Produktion av 0,6 m3 dräneringslager Produktion av 0,2 m asfalterad väg Tabell 1: Användning av bottenaska/alternativt material i de olika scenarierna. Dräneringsmaterial Väg Deponering av aska Scenario 1 Avfallsbottenaska Krossat berg - Scenario 2 Sand Avfallsbottenaska - Scenario 3 Sand Krossat berg Avfallsbottenaska 16

17 Inventering Vid inventeringen kvantifierades de resurser som systemet använder och de emissioner som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Även livscyklerna för de produkter som användes i systemet inventerades, dock inkluderades inte maskiner, humanresurser eller markyta. Endast de flöden av resurser eller emissioner som har potential att påverka miljön i någon av de former som beskrivs av SETAC-Europe (1999) inventerades. Uppkomsten av avfall inkluderades ej. Data inhämtades dels från litteratur, framför allt Stripple (2001) men även andra rapporter, och dels genom intervjuer med personer som var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, materialägare och forskare. Nedan följer en genomgång av de viktigaste antagandena och datakällorna som användes. Utlakning När det gäller antaganden om utlakning skiljer sig denna rapport från Uppsalafallstudien. Information om utlakning från krossat berg och aska baserades på den vattengenomströmning och utlakning som beskrivs i (Flyhammar, 2008)(tabell 2, 3, 4 och 6). När vattengenomströmningen under 100 år beräknades motsvara mindre än 2 liter per kg material användes resultat från lakförsök med L/S- kvot (kvoten mellan vätska och material i skakförsöket) 2 l/kg för att grovt uppskatta utlakningen, medan resultat från lakförsök med L/S-kvot 10 användes i de fall vattengenomströmningen beräknades bli större än 2 liter per kg. Vattengenomströmningen beräknades utifrån infiltration och mängd material per ytenhet. För övriga material ansågs skillnader i utlakning mellan olika scenarier vara försumbar. För jordmaterialen ansågs till exempel utlakningen vara den samma om materialen ligger på deponi eller i naturen. Efter diskussion med inblandade aktörer antogs ingen utlakning ske från bentonitmattorna. Dräneringslager Antagande om dräneringslagrets utförande baserades på erfarenheter från deponin Dragmossen i Älvkarleby kommun och samtal med inblandade aktörer (Mácsik et al., 2006). Dräneringslagret vid deponitäckning antogs vara 0,2 m tjockt oavsett material. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial och geotextil måste då användas som ett materialavskiljande lager både på ovan- och undersidan av askan. Vid användning av sand krävs ingen geotextil. Geotextilen i studien antogs vara producerad av Naue Fasertechnik i Tyskland varifrån transporterna av geotextil beräknades. Emissionsfaktorer för produktion av geotextil baseras på Svingby och Båtelsson (1999). Enligt Gävle Vägtrummor AB beräknas geotextilen ha en livslängd på över 100 år. Parametrar kopplade till hantering av sand såsom utvinning, lastning och transport, samt produktion av dräneringslagret baserades främst på uppgifter från Jehanders Grus AB och Swecon Anläggningsmaskiner AB. Geotextilen som ingår i scenario 1 antogs placeras ut manuellt. Vägkonstruktion Antaganden om vägens dimensioner och utförande baserades i Uppsalafallstudien på tidigare erfarenheter från Törringevägen i Malmö (Grönholm et al., 1999) som byggts delvis med avfallsbottenaska. Vägen antogs vara 7 m bred och ha ett 0,4 m tjockt 17

18 förstärkningslager av antingen bottenaska eller krossat berg (tjockleken baseras på de typfall som redovisas i Substans och flödesanalys, Bilaga 1, och är därmed något mindre än i Uppsalafallstudien). Bärlagret består också av krossat berg och är 0,08 m tjockt om krossat berg används i förstärkningslagret. I scenario 2, där bottenaskan används i förstärkningslagret krävs dock ett något tjockare bärlager, 0,15 m. Detta för att undvika nedkrossning av bärlagret, orsakad av trafiklast. Information om byggnation av väg baseras på både intervjuer med personer i vägsektorn och från Stripple (2001). Bergkrossmaterialet antogs vara uttaget ur bergtäkt och resursförbrukning och emissioner från produktion av bergkross hämtades från Stripple (2001). Sluttäckning av deponi Sluttäckning av deponin omfattar ett avjämningsskikt av sand (0,2 m), tätskikt av bentonitmattor (0,006 m), dräneringslager av sand (0,2 m), skyddsskikt bestående av schaktmassor (0,5 m) och överst ett lager av jord (1,35 m). Deponins tjocklek antogs vara 15 m. Lakvattenrening antogs pågå de första 20 åren efter sluttäckningen vilket innebär att kemikalierna järnklorid och natriumhydroxid som åtgår vid reningen inkluderades i studien. Information om utvinning av materialen till täckningen inhämtades från företag och andra aktörer med erfarenhet av de aktuella materialen. Det var svårt att hitta tillförlitlig information om produktion av bentonitmattor (bestående av geotextil och bentonit), framförallt resursåtgång och emissioner som uppstår under bentonitbrytning. Därför gjordes två beräkningar, en där bentonitmattorna uteslöts helt ur fallstudien och en där brytning av bentonit substituerades med värden för brytning av magnetit. Information om resursförbrukning och emissioner från produktion av geotextil baseras på Svingby och Båtelsson (1999). Transporter Fordonstyp har antagits varit en lastbil med trailer, som kan ta en maxlast på 35 ton, för de flesta transporterna i studien. Beräkningarna gjordes med antagandet att lastbilen hade full last under distributionen men var tom på återvägen och bränsleförbrukningen antogs till 0,45 l/km utifrån samtal med berörda aktörer. Emissionsfaktorer hämtades från Stripple (2001). Eftersom transportavstånd kan variera mycket mellan olika regioner i landet utfördes beräkningar för olika transportavstånd. Grundantagandet var dock att alla material transporteras 30 km, utom geotextilen som importeras från Tyskland. Detta är en skillnad mot Uppsalafallstudien, där alla transporter antogs specifikt för vad som gäller i Uppsalaregionen Miljöpåverkansbedömning Principen vid hanteringen av inventeringsresultaten var att så långt som möjligt behålla transparensen genom att inte aggregera informationen alltför mycket. Därför användes inga miljöpåverkanskategorier och någon viktning av resultatet gjordes inte. En normalisering gjordes dock för att få en indikation på vilka flöden som kan anses ha störst betydelse för systemets miljöpåverkan. Normaliserade värden beräknades genom att multiplicera resultaten (som angivits per ton bottenaska) med den totala mängden producerad bottenaska i per år i Sverige och sedan dividera dessa flöden med nationella 18

19 flöden av varje typ. De normaliserade värdena visar därmed hur stora skillnaderna i miljöpåverkan skulle bli i förhållande till miljöpåverkan från andra källor om all hantering av bottenaskan sker enligt något av de analyserade scenarierna. De nationella flödena som användes i Uppsalafallstudien uppdaterades utifrån den inventering som utfördes i fallstudie 3 (Olsson et al., pågående projekt) och substansflödesanalysen i Substans och flödesanalys (Bilaga 1). Ett par känslighetsanalyser för maskinanvändning, deponiutförande samt transportantaganden utfördes inom Uppsalafallstudien. Inom ramen för detta projekt utökades känslighetsanalyserna för transportavstånd och deponidimensioner och ytterligare känslighetsanalyser utfördes för underhåll av vägkonstruktionen Resultat och diskussion Systemets resurförbrukning och utsläpp till luft och vatten Resultaten från inventeringen visar vilka sorts flöden de olika scenarierna kan förväntas ge upphov till samt deras storlek. Det ska dock poänteras att studien avgränsats till enbart de flöden där det finns skillnader mellan scenarierna och resultatet från ett scenario är inget absolut värde utan måste tolkas i relation till resultaten från de andra scenarierna. I tabell 2 redovisas de olika flödena samt normaliserade värden för dessa. Normaliseringsresultatet visar vilka flöden som det är mest relevant att se till vid en jämförelse mellan scenarier. Resultatet av normaliseringen påverkas dock av vilken typ av jämförvärde som används. 19

20 Tabell 2. Flödena från varje scenario per ton bottenaska och normaliserade värden för dessa. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Normaliseringen avser utsläpp från hantering av ton aska (bottenaska från avfall, exklusive skrot, enligt inventering i (Flyhammar, 2008)genom nationella utsläpp per år. Enhet Scenario 1 Scenario 2 Scenario 3 Nationella värden 1 Norm. värden scenario 1 Norm. värden scenario 2 Norm. värden scenario 3 Resurs förbrukning Energi MJ E E E E-05 Sand ton E E E E-01 Krossat berg ton E E E E-02 Emissioner till luft SO2 g E E E E-05 NOx g E E E E-04 CO g E E E E-06 CO2 g E E E E-05 CH 4 g CO2 -ekv E E E E-08 VOC g E E E E-08 HC g Saknas N2O g CO2 -ekv E E E E-06 Partiklar g E E E E-05 Emissioner till vatten COD g E E E E-07 N tot g E E E E-07 Oil g Saknas Fenol g Saknas As g E E E E-05 Cd g E E E E-04 Pb g E E E E-05 1 Nationella värden för sand och dolomit (Carlsson et al., 2006), krossat berg (SGU, 2006), Zn (SGU, 2007), SO 2, NOx, CO, VOC och partiklar (Naturvårdsverket, 2007), CO 2, CH 4, N 2 O (Naturvårdsverket, 2006), COD och N-tot (SCB, 2004), metaller från substansflödesanalys i (Flyhammar, 2008). Enligt normaliseringen föll ett par flöden ut som viktigare än de andra, framför allt emissoner av Cd och användningen av naturresurserna sand och krossat berg (Tabell 2, Figur 5). Utlakningen av metaller var störst i scenario 1, där askan används istället för sand som dräneringsmaterial (Figur 6). Detta beror på att materialet i denna tillämpning exponeras för mycket vatten vilket leder till relativt hög utlakning. Dessutom lakar bergkrossmaterialet i vägen också en del av dessa metaller, vilket belastar scenario 1. I scenario 3, där askan deponeras, antogs ett worst case vad gäller infiltration, dvs den maximala tillåtna mängden vatten som får infiltrera genom en sluttäckt deponi användes. Dessutom räknas utlakningen från vägmaterialet (krossat berg) in i även detta scenario. Detta resulterade ändå i relativt liten utlakning. Det ska poängteras att utlakningen som presenteras här utgör en mycket grov uppskattning som baseras på skakför- 20

21 Figur 5. Normaliserade värden för olika flöden (logaritmisk skala). I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Figur 6. Uppskattning av totalt utlakade mängder från bottenaska och krossat berg i systemet under hundra år. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. sök och antagandet om att det framför allt är vattengenomströmningen som påverkar utlakningen i fält. Mot bakgrund av de stora osäkerheter som föreligger vid uppskattningen av utlakning kan skillnaderna mellan scenarier betraktas som relativt små i detta generaliserade fall. Större skillnader för enskilda fall kan dock inte uteslutas. Se kapitel 6.1 för ytterligare diskussion om uppskattningar av utlakning över lång tid. Användningen av krossat berg sker i vägen, och scenario 2 har lägst användning av detta material eftersom det delvis bytts ut mot bottenaskan. På samma sätt är scenario 1 mest fördelaktigt när det gäller sandanvändningen. Störst mängd krossat berg och sand går det åt i scenario 3, vid deponering av aska, eftersom aska här inte ersätter något konventionellt material. Dessutom används en del material även för sluttäckningen av deponin, även om dessa mängder är små i sammanhanget. 21

22 Figur 7. Energianvändning vid olika aktiviteter i systemet. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Lastning av material har inkluderats i produktionen av materialet. Transport av material avser aska eller konventionella material till konstruktionerna. Transport av material till sluttäckningen av deponin inkluderas i sluttäckningen. När det gäller energianvändningen uppstår den framför allt vid transporter samt vid produktionen av material (Figur 7). Att krossa berg är en energikrävande process och energianvändningen för i sin tur med sig emissioner till luft och vatten. Scenario 2, där askan används i förstärkningslager, är därför det mest fördelaktiga scenariot ur energisynpunkt. I scenario 1, där bottenaska används som dräneringsskikt på deponi, krävs ett materialavskiljande lager i form av en geotextil. Tillverkningen och transporten av geotextilen ger ett betydande bidrag till energianvändningen. Den höga energianvändningen i scenario 3 härrör till stor del från transporter av material Känslighetsanalyser Maskinanvändning inkluderades inte i analysen men känslighetsanalysen som utfördes visade att produktionen av maskiner inte hade någon signifikant påverkan på resultat, förutom för en parameter, partiklar. Emissionerna av partiklar ökade med 20 % om produktion av maskiner inkluderades. Orsaken är att maskinerna antogs vara gjorda av stål och ståltillverkning genererar mycket luftemissioner i form av partiklar. Känslighetsanalyser utfördes även för deponiparametrar. Produktion av deponins tätskikt försummades pga dålig tillgång på data för bentonitbrytning men genom att istället använda data för magnetitbrytning visades att uteslutandet av tätskiktet hade mycket liten påverkan på det slutliga resultatet. Eftersom transportavstånden är en parameter som kan förväntas variera mycket över landet utfördes en känslighetsanalys för hur olika transportavstånd för avfallsbottenaskan skulle påverka systemets totala energianvändning (Figur 8). För övriga transporter behölls grundantagandet om 30 km. Analysen visade att skillnaden mellan scenarierna krympte något vid ökade transportavstånd men de förhöll sig fortfarande på samma sätt till varandra. Om man antar att transporten av askan för deponering 22

23 Figur 8. Systemets totala energianvändning vid olika transportavstånd för aska. Övriga transportavstånd antas oförändrade. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. (scenario 3) är 0 km oavsett transportavstånd till övriga tillämpningar (vilket kan vara rimligt eftersom sorteringen av askan ofta sker på ett deponiområde) innebär det att scenario 2, dvs användning av bottenaskan i väg, skulle vara fördelaktigt ur energisynpunkt så länge transportavståndet till vägen är kortare än 85 km. Deponin bidrog med relativt liten energianvändning och känslighetsanalyser för antaganden uteslutandet av tätskikt och transportavstånd för material till sluttäckningen visade sig ha liten betydelse för systemets totala miljöpåverkan. Antaganden om deponins dimensioner påverkar dock resultatet för systemets naturmaterialanvändning, och även i viss mån energianvändningen. Om dräneringslagrets tjocklek skulle vara större än vad som antagits här skulle det innebära en minskning av energianvändningen i scenario 1. Detta beror på att ett ton aska då skulle räcka till en mindre yta deponi vilket minskar behovet av andra täckmaterial och framför allt geotextil. Vid 0,5 m tjocklek på dräneringslagret skulle den totala energianvändningen exempelvis minska till 151 MJ i scenario 2. Ett tjockare dräneringslager skulle även innebära en något större användning av sand. Det påverkar dock inte förhållandet mellan de olika scenarierna, vare sig det gäller användning av energi eller naturresurser och det har heller ingen större betydelse för jämförelsen av olika slags miljöpåverkan i form av normaliserade värden. Det kan finnas skillnader i underhållsbehov för konstruktioner med och utan aska, vilket är något som ibland framförts. I denna fallstudie antogs underhållet vara detsamma oavsett material. För att undersöka eventuella effekter på potentiell miljöpåverkan av ett förändrat underhåll gjordes dock en känslighetsanalys där data från Stripple (2001) användes för att uppskatta miljöpåverkan från underhåll av en asfaltsväg. Om underhållet inkluderas ökar systemets energianvändning med mer än 200 % i alla scenarier. Energianvändningen i scenario 1, 2 och 3 blir 412 MJ, 333 MJ respektive 417 MJ. Användningen av naturmaterial (krossat berg och grus) ökar med drygt ett 23

24 ton i alla scenarier. Detta får dock ingen stor betydelse för det normaliserade resultatet när det gäller vare sig energi eller användning av naturmaterial och påverkar alltså inte bedömningen av hur viktiga dessa flöden kan anses vara i förhållande till andra. Däremot ökar de normaliserade värdena för SO 2 och och CO 2 med en tiopotens och de kan därmed anses lika viktiga som Cd-utlakningen, vid en jämförelse mellan scenarier. Om underhållsbehov antas vara 20 % mindre med aska i vägen, jämfört med konventionellt material, minskar systemets energianvändning i scenario 2 med nästan 50 MJ. Det omkullkastar dock inte resultatet men gör scenario 2 än mer fördelaktigt ur energisynpunkt. Om underhållsbehovet för askvägen istället antas ökar 20 % minskar fördelarna med scenario 2, men det är fortfarande det minst energikrävande scenariot. Även om analysens övergripande slutsatser inte omkullkastas av dessa antaganden runt underhåll, kan antagandena spela en avgörande roll för hur långt man kan transportera materialen och ändå erhålla en energibesparing. 3.4 Slutsatser från fallstudie 1 Användning av avfallsbottenaska i väg visade sig spara krossat berg och energi, men ger större utlakning av metaller jämfört med deponeringsscenariet. Användning av bottenaskan i dräneringsskikt sparar sand men ger också ökad metallutlakning. Skillnaderna i metallutlakning är små, om man ser till de stora osäkerheter som är förknippade med uppskattningen av utlakning, och de minskar i ett längre tidsperspektiv. Antaganden som gäller transportavstånd är kritiska för slutsatserna. Även typen av lakdata som används kan påverka resultatet, samt det tidsperspektiv som avses. 24

25 4. fallstudie 2: flygaska från för bränning av torv och returträ 4.1. Inledning Nedanstående fallstudie bygger på material från det tidigare projektet (Kärrman et al., 2006), som fortsättningsvis benämns Uppsalafallstudien. Resultaten från den studien, som avsåg hantering av flygaska från torv- och returträförbränning avfallsförbränning i Uppsalaregionen, har här bearbetats ytterligare och diskuteras nu ur ett nationellt perspektiv. Den bearbetningen av resultaten som gjorts inkluderar uppdatering av normalisering och antaganden om utlakning, samt en del förändrade antaganden om olika konstruktioners dimensioner. Metoden, som inkluderar definition av systemgränser samt utförande av inventering och miljöpåverkansbedömning, beskrivs nedan och därefter följer resultat och diskussion som inkluderar inventeringsanalys, miljöpåverkansbedömning och tolkning. För mer information om bakgrund, metod och indata, samt regionsspecifika resultat, hänvisas till Uppsalafallstudien Målformulering Syftet med fallstudien var att beskriva skillnaden i miljöpåverkan som kan förväntas om flygaska från torv- och returträförbränning ersätter konventionellt material vid anläggningsbyggande. Studien omfattade tre olika scenarier för hantering av flygaskan: Scenario 1: Nyttjandet som tätskiktsmaterial vid sluttäckning av deponi. Askan ersätter bentonitmatta. Scenario 2: Nyttjandet som konstruktionsmaterial i grusväg. Askan ersätter krossat berg. Scenario 3: Deponering Metod Systemgränser och funktionell enhet Systemgränserna definierades i enlighet med tidigare beskrivning så att endast de enhetsprocesser inkluderades där det fanns skillnader mellan de studerade scenarierna och den funktionella enheten antogs inkludera alla de nyttor produceras genom omhändertagandet av materialet. Därmed inkluderades ingen miljöpåverkan från produktionen av aska. De aktiviteter (enhetsprocesser) som ingår i systemet framgår av figur 9. Dessutom tillkommer lastning och transport av materialet mellan de olika enhetsprocesserna. Avlastning försummas. Deponering av aska inkluderar sluttäckningen av deponin och kemisk rening av lakvattnet under 20 år före sluttäckningen, men inte utläggning och packning av materialet när det läggs på deponin och inte heller eventuell underbyggnad av deponin. Dessutom har användningen av schaktmassor och jord vid sluttäckningen inte inkluderats. Eventuell skrotning av material eller funktion inkluderades inte i analysen eftersom en sådan fas inte gick att definiera utifrån tillgänglig information. Eftersom scenario 2 och 3 definierats så att askan ersätter ett naturmaterial utan någon förändring av konstruktionens funktion antas underhållet av konstruktionerna vara detsamma oavsett vilket material som används. Dock kan utlakning från materialen skilja sig mellan de olika scenarierna under användningen av konstruktionerna, vilket gör att denna enhetsprocess inkluderats. 25

26 Figur 9. Systemgränser för fallstudie 2. Utgångspunkten för Uppsalafallstudien var omhändertagande av 1 ton torvflygaska. Askan kan vara något fuktig när den matats ut från pannan och det är den fuktiga askan som avses fortsättningsvis. Detta har dock ingen betydelse för resultaten eftersom askan har samma fuktighet i alla scenarier. Askans densitet antogs vara 1,1 ton/m 3 (icke packad). Denna mängd aska kan användas för att producera 2,5 ton tätskiktsmaterial till deponi eller1 m grusväg med de antagande om dimensioner som anges nedan. Det studerade systemet omfattar tätskiktet, vägen, samt omhändertagandet av askan. Detta innebär att oavsett hur askan omhändertas antas att tätskiktet och vägen kommer att produceras. Om inte askan kan utnyttjas i dessa konstruktioner används konventionella material, krossat berg till vägen och bentonitmatta till tätskiktet (Tabell 3). Systemets funktionella enhet, dvs de nyttor systemet producerar, omfattar därmed Omhändertagande av 1 ton flygaska från torvförbränning. Produktion av 2,5 ton tätskiktsmaterial. Produktion av 1 m grusväg. Tabell 3: Användning av aska/alternativt material i de olika scenarierna. Tätskikt Grusväg Deponering av aska Scenario 1 Torvflygaska + avloppslam (FSA) Krossat berg - Scenario 2 Bentonitmatta Torvflygaska och krossat berg - Scenario 3 Bentonitmatta Krossat berg Torvflygaska 26

27 Inventering Vid inventeringen kvantifierades de resurser som systemet använder och de emissioner som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Även livscyklerna för de produkter som användes i systemet inventerades, dock inkluderades inte maskiner, humanresurser eller markyta. Endast de flöden av resurser eller emissioner som har potential att påverka miljön i någon av de former som beskrivs av SETAC-Europe (1999) inventerades. Uppkomsten av avfall inkluderades ej. Data inhämtades dels från litteratur, framför allt Stripple (2001) men även andra rapporter, och dels genom intervjuer med personer som var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, materialägare och forskare. Nedan följer en genomgång av de viktigaste antagandena och datakällorna som användes. Utlakning När det gäller antaganden om utlakning skiljer sig denna rapport från Uppsalafallstudien. Information om utlakning från krossat berg och aska baserades på den vattengenomströmning och utlakning som beskrivs i Substans och flödesanalys (Bilaga 1, tabell 2, 3, 4 och 6). När det gäller lakegenskaper ingår torvflygaskan i en större grupp askor, för vilken ett intervall anges. Detta intervall användes i beräkningarna av förväntad utlakning. När vattengenomströmningen under 100 år beräknades motsvara mindre än 2 l/kg material användes resultat från lakförsök med L/S- kvot (kvoten mellan vätska och material i skakförsöket) 2 l/kg för att grovt uppskatta utlakningen, medan resultat från lakförsök med L/S-kvot 10 användes i de fall vattengenomströmningen beräknades bli större. Vattengenomströmningen beräknades utifrån infiltration och mängd material per ytenhet. För övriga material ansågs skillnader i utlakning mellan olika scenarier vara försumbar. Tätskikt I scenario 1 används askan som material till tätskikt på deponi. Tätskiktet består av torvflygaska och avloppsslam i en sk FSA-blandning (flygaskestabiliserat avloppsslam) med lagertjocklek på 0,5 m. Tätskiktets dimensioner baserades på erfarenheter från deponitäckning av Dragmossen i Älvkarleby där man har använt sig av FSA som tätskiktsmaterial (Mácsik et al., 2006). Information om utförandet inhämtades även från inblandade aktörer. FSA-blandningen antogs göras med en tvångsblandare. Flygaskan utgör 40 viktsprocent, räknat i TS. Om askan omhändertas på annat sätt används istället bentonitmatta (geotextil och bentonit) till tätskiktet och endast m tjocklek krävs då. Samma antaganden gjordes för denna som vid sluttäckning av deponi (se fallstudie 1). Vägkonstruktion I Uppsalafallstudien baserades vägens på erfarenheter från en tidigare konstruerad väg i Börje, Uppsala, genom information från inblandade aktörer, men här har något annorlunda antaganden gjorts när det gäller förstärkningslagrets tjocklek och materialens densitet, baserade på de typfall och den information som redovisas i Substans och flödesanalys (Bilaga 1). Antagandet om bär- och förstärkningslagrets tjocklek stöds av befintliga rekommendationer. Vägen har antagits vara en klass II väg, med <50 ÅDT och fartbegränsning på 50 km/h. På en bärighetsklass A och måttlig tjälfarlig jord (typ 3) bör överbyggnadens tjocklek enligt Vägverket (2001) vara som lägst 0,4 m. 27