RAPPORT D2010:02. Användning av LCA för utveckling av avfallsdeponering ISSN 1103-4092

RAPPORT D2010:02 Användning av LCA för utveckling av avfallsdeponering ISSN 1103-4092

Förord Vid flera olika livscykelanalysstudier av avfallshantering har resultaten visat att deponering ger en förhållandevis stor miljöbelastning i jämförelse med andra behandlingsmetoder, t.ex. förbränning. Deponeringsmodellen i flera studier har baserat sig på äldre deponier och äldre deponeringsförfaranden, och beskriver i princip hur en bra deponi såg ut under början av 1990-talet. De gamla deponeringsmodellerna ger dock inte en helt rättvis bild av deponeringen. I detta projekt har en ny deponeringsmodell, baserad på modern deponeringsteknik, använts för LCA-studier. Studien har gjorts av Jan-Olov Sundqvist och Åsa Stenmarck, båda IVL Svenska Miljösinstitutet. Malmö oktober 2010 Carl Odelberg Ordf. Avfall Sveriges Deponeringssatsning Weine Wiqvist VD Avfall Sverige

SAMMANFATTNING Vid flera tidigare livscykelanalysstudier av avfallshantering har resultatet visas att deponering ger en förhållandevis stor miljöbelastning i jämförelse med andra behandlingsmetoder, t.ex. förbränning eller kompostering. Dessa livscykelanalyser bygger på äldre modeller av hur deponin fungerar miljömässigt. Sedan dessa modeller utformades har deponeringstekniken utvecklats. I följande studie har vi antagit olika miljöprestanda för förbättrade och utvecklade deponier och med LCA-metodik jämfört utvecklad deponering med deponering enligt den gamla deponeringsmodellen. Vi har också jämfört med konventionell avfallsförbränning där energin utvinns i form av värme. Vi har inriktat studien på att jämföra hanteringen av restavfallet eller normalt säck- och kärlavfall. De slutsatser som kan dras av studien är följande: 1. Emissionerna av växthusgaser från deponering går att reducera väsentligt. Reduktionen av emissioner av växthusgaser från deponering kan uppnås genom att öka gasinsamlingsgraden och öka metanoxidationen i deponins ytskikt. Deponering kan i ett livscykelperspektiv under den överblickbara tiden (100-årsperiod) göras ungefär jämförbar med förbränning (anm: under förutsättning att deponigasen används för både el- och värmeutvinning och jämförs med förbränning med bara värmeutvinning). Deponering kan dock inte göras jämförbar med förbränning med kombinerad el- och värmegenerering. 2. Användningen av deponigasen spelar stor roll för total miljöprestanda i LCA-studien. Bästa sättet att utnyttja deponigasen är för kombinerad el- och värmeframställning (detta gäller i princip också vid förbränning). Enbart värmeframställning är ur miljösynpunkt ett sämre alternativ. 3. Utsläpp av övergödande ämnen domineras av NH 3 /NH 4 i lakvatten. Detta kan förbättras genom bättre metoder för N-reduktion, samt att utnyttja lakvattnet som gödselmedel, t.ex. för energiskog. 4. Energi från avfallsförbränning ger mindre utsläpp av miljöstörande ämnen än energi från förbränning av deponigas. Prestanda för deponering kan förbättras genom bättre rening av gasmotorer och gaspanna. 5. Energiutvinning från avfallsförbränning är högre än från deponering när man jämför bara värme (från både deponering och förbränning), eller både el- och värmeutvinning från båda. 6. Resultatet indikerar också att det nuvarande förbudet mot deponering av organiskt avfall egentligen inte är miljömässigt motiverat. Ett alternativ skulle kunna ha varit att deponering av organiskt avfall tillåts när deponin har en uppvisad hög gasutvinningsgrad (t.ex. 75 % eller högre) och har genomfört åtgärder som reducerar emissionerna av metan, t.ex. att man har ett utvecklat skyddsskikt där metanet oxiderar.

Innehållsförteckning 1 Bakgrund 1 2 Syfte 2 3 Livscykelanalys och systemanalys 3 3.1 Livscykelanalys enligt ISO 3 3.2 Från vaggan-till-graven 4 3.3 Systemperspektiv 5 3.4 Utvärdering av miljöpåverkan 6 4 LCA och deponering 9 4.1 Tidsaspekter 9 4.2 Vad händer med olika material i deponin 11 4.2.1 Organiskt, nedbrytbart material 11 4.2.2 Plaster 13 4.2.3 Metaller 13 4.3 Användning och utsläpp av deponigas 14 4.4 Lakvatten 16 5 Modell för utveckling av deponering 17 5.1 Modell 17 5.2 Viktiga antaganden: ersättningsbränsle vid fjärrvärmeproduktion och alternativ elproduktion 17 5.2.1 Val av bränsle vid undviken fjärrvärmeproduktion 18 5.2.2 Val av produktion av elektricitet 18 5.3 Scenarier 19 5.4 Förutsättningar 20 6 Resultat 21 6.1 Fall 1: Användning av gasen 21 6.2 Fall 2: Lakvattenbehandling och gasutbyte 23 6.3 Oxidation i täckskikt 24 6.4 Fall 4: Olja som alternativ värmekälla vid olika gasutvinningsgrader och oxidationsgrader 26 6.5 Fall 5: Svensk medelel som alternativ elproduktion vid olika gasutvinningsgrader och oxidationsgrader 27 6.6 Fall 6: Deponin betraktas som kolsänka 28 6.7 Fall 7: Andra nedbrytningsgrader 31 6.8 Fall 8: Superdeponin 32 6.9 Deponering av matavfall 34 6.10 Deponering av plastavfall 36 6.11 Övrigt 37 6.11.1 Emissioner efter överblickbar tid 37 6.11.2 Avfallsförbränning med kraftvärmegenerering 38 6.11.3 Användning av lakvatten som gödselmedel 39 6.11.4 Hänsyn till när metangasemissionerna sker 40 7 Slutsatser 43 Bilaga 1. Ordlista Bilaga 2. Avfallssammansättning Bilaga 3. Emissionsfaktorer och emissionsberäkningar vid deponering Bilaga 4. Beräkning av emissioner från avfallsförbränning

1 Bakgrund Vid flera tidigare livscykelanalysstudier av avfallshantering har resultatet visas att deponering ger en förhållandevis stor miljöbelastning i jämförelse med andra behandlingsmetoder, t.ex. förbränning eller kompostering. Den deponeringsmodell som använts i flera LCA-studier (ORWARE, fms, MIMES/Waste, m.fl. 1 ) har baserat sig på data från äldre deponier och äldre deponerings-förfaranden, och beskriver i princip hur en ordinär deponi såg ut i början av 1990-talet eller tidigare. Kraven på deponering har ökat, i synnerhet sedan EU:s deponeringsdirektiv kom 1999. Också tekniken för deponering har utvecklats. De antaganden om deponins funktion som gjordes i tidigare studier behöver därför inte alltid vara relevanta i dagens läge. Utvecklingen inom avfallsområden kännetecknas också många gånger av en fokusering på metoder snarare än på prestanda. Det har gjort att deponering i många fall nedvärderats som behandlingsmetod, i stället för att tänka på hur miljöprestanda för deponierna skulle kunna förbättras. 1 En överblick av resultatet från flera olika svenska LCA-studier finns t.ex. i Sundqvist J-O, m.fl. (2002). Syntes av systemanalyser av avfallshantering. IVL Rapport B 1491. http://www3.ivl.se/rapporter/pdf/b1491.pdf 1

2 Syfte Följande studie har gjorts främst för att bedöma hur en modern deponi jämför sig med de äldre deponier som modellerades i tidigare LCA-studier respektive med förbränning. Projektet har lagts upp för att: utveckla en modern deponeringsmodell med LCA-perspektiv. identifiera olika miljömässiga svagheter, för att identifiera var och hur deponins prestanda bör förbättras. studera miljöeffekterna av olika möjliga förbättringsåtgärder. Det avfall vi studerat är hushållsavfall. I detta projekt har vi då tittat på deponering som metod att behandla restavfallet efter det att avfall sorterats ut för materialåtervinning och biologisk behandling. Vi har inriktat studien mot att jämföra deponering och förbränning av restavfallet. 2

3 Livscykelanalys och systemanalys Systemanalys är en metod för att systematiskt och med strikt logik beskriva och analysera komplexa system. Systemgränser definierar gränserna för det studerade systemet och vad som ingår och vad som inte ingår. Systemanalys i olika former tillämpas inom de flesta vetenskapsområden. Inom miljöområdet har utvecklats en på systemanalys grundad metodik för att bedöma produkters eller processers totala miljöpåverkan under sin livstid, s.k. livscykelanalys, LCA. Man studerar där all miljöpåverkan som är förknippad med den studerade produkten, tjänsten eller aktiviteten från vaggan till graven, d.v.s. ett system där all miljöpåverkan från utvinning av råvaror och energi, transporter, tillverkning, distribution, användning och avfallshantering ska ingå. LCA använts ofta för att utvärdera olika typer av avfallshantering. Då man utvärderar avfallshantering med LCA är det framför allt två olika aspekter i LCA-metodiken som är viktig: livscykelperspektivet, d.v.s. från-vaggan-till-graven -perspektivet där man tar med både uppströmsprocesser (t.ex. miljöpåverkan och resursförbrukning för att framställa diesel för sopbilar eller för den el som förbrukas i avfallsprocesserna) och nedströmsprocesser (t.ex. spridning av kompost och rötrest) systemperspektivet, t.ex. man tittar inte bara på avfallssystemet utan även på hur återvinning av material, energi, näringsämnen, m.m. påverkar jungfrulig produktion 3.1 Livscykelanalys enligt ISO Det har utvecklats en standardiserad arbetsgång för LCA för att bl.a. öka objektiviteten och genomlysligheten. Grunden utgörs av en internationell standard Miljöledning Livscykelanalys Principer och struktur (ISO 14040:1997) som översiktligt beskriver ramverket för hur en LCA ska genomföras. Denna har följts av standarder som beskriver de olika delarna, t.ex. Miljöledning Livscykelanalys Definition av mål och omfattning samt inventeringsanalys (ISO 14041:1998), Miljöledning Livscykelanalys Miljöpåverkansbedömning (ISO 14042:2000) och Miljöledning Livscykelanalys Tolkning (ISO, 2000). Den standardiserade arbetsgången vid genomförande av en livscykelanalys är i stora drag enligt följande, se även Figur 1: 1. Definition av mål och omfattning. Man sätter upp mål för studien, bestämmer systemgränser, väljer funktionella enheter, väljer metoder, m.m. 2. Inventeringsanalys. Man beräknar material- och energiflöden till och från det undersökta systemet. Emissionerna är en del av de materialflöden som berörs. 3. Miljöpåverkansbedömning. 3.1 Klassificering. Man beskriver kvalitativt vilken miljöpåverkan som är förknippad med respektive materialflöde, t.ex. alla typer av emissioner som kan bidra till växthuseffekten grupperas under rubriken växthuseffekten, och alla typer av emissioner som bidrar till försurningen grupperas under rubriken försurning, etc. Vissa ämnen eller emissioner kan bidra till flera olika miljöpåverkanskategorier samtidigt. 3.2 Karaktärisering. Man kvantifierar de olika flödenas bidrag inom varje miljö-påverkanskategori, t.ex. alla emissioner som bidrar till växthuseffekten omräknas till koldioxidekvivalenter och summeras, alla emissioner som bidrar till försurningen omräknas till svaveldioxidekvivalenter, etc. På så sätt får man ett kvantitativt mått på de miljöeffekter som studeras. 3

3.3 Viktning. Tidigare har viktning benämnts värdering. I viktningen vägs de olika miljöpåverkanskategorierna mot varandra kvalitativt eller kvantitativt. När man gör en kvantitativ viktning uttrycker man alla miljöpåverkanskategorier i en och samma enhet. Några viktningsmetoder bygger på att man kvantifierar bidraget till respektive miljöpåverkanskategori i monetära enheter som anger någon form av kostnad för olika miljöskador. Andra viktningsmetoder bygger i stället på kritiska belastningsgränser. 4. Tolkning. Enligt ISO-standarden påpekas också att man efter varje delsteg ska göra en tolkning. Figur 1. Struktur för LCA enligt ISO 14040 3.2 Från vaggan-till-graven Livscykelperspektivet (eller från-vaggan-till-graven) illustreras av Figur 2, där kärnsystemet, d.v.s. det egentliga avfallssystemet, har utvidgats för att ta hänsyn även till vissa uppströms- och nedströmsprocesser/-aktiviteter som är förknippade med kärnsystemet. I kärnsystemet kan ingå insamling, mellanlagring, omlastning, behandling, deponering av behandlingsrester, etc. Exempel på uppströmsprocesser är förbrukning av energiresurser i kärnsystemet, t.ex. energiförbrukning och miljöpåverkan vid framställning av det fordonsbränsle eller den el som förbrukas i avfallssystemet. Exempel på nedströmsprocesser/-aktiviteter är spridning av gödselmedel och utnyttjande av biogas inkluderas i analysen. Figur 2. Livscykelperspektivet tar hänsyn till såväl kärnsystem (det egentliga avfallssystemet) som uppströms- och nedströmsaktiviteter. 4

3.3 Systemperspektiv Med systemperspektiv avses här att man vid olika återvinningsprocesser tar hänsyn till den besparade miljöpåverkan och resursförbrukning som man får när återvunnet material, utvunnen energi, återvunnet gödselmedel, etc. ersätter jungfruligt framställt material, energi, gödselmedel, etc. Då en nyttighet framställs ur avfall behöver man inte framställa samma nyttighet ur jungfruliga material. Systemperspektivet kan hanteras på olika sätt vid LCA av avfallshantering. I föreliggande studie använder vi principen med undvikta emissioner. Vi antar att vi studerar LCA av deponering, där utvunnen deponigas används för generering av både el och fjärrvärme. Då inventeras först alla emissioner från avfallssystemet innefattande insamling, transporter, deponering inkl. deponering, lakvattenhantering, etc.). För att ta hänsyn till nyttan av fjärrvärme som framställs inventeras också motsvarande fjärrvärmeframställning från jungfruliga källor, t.ex. förbränning av biobränsle (också med hänsyn till hela livscykeln från avverkning i skogen, transporter, ev. beredning av biobränslet, förbränning och deponering av aska). För att ta hänsyn till nyttan med elgenerering inventeras också alternativ el-framställning, t.ex. kolkondens eller naturgaskombi (även dessa inkl. uppströmsprocesser och nedströmsprocesser). Man kan då beräkna nettoemissionerna från deponeringen som: E netto = E dep E fjärrv E el där E netto = Nettoresultat från deponering, kg emission/år E dep = Emissioner från deponeringsprocessen (inkl uppströms- och nedströmsprocesser), kg emission/år E fjärrv = Emissioner från alternativ fjärrvärmeproduktion, t.ex. från biobränsle (inkl uppströms- och nedströmsprocesser), kg emission/år E el = Emissioner från alternativ elframställning, t.ex. från naturgaskombi (inkl uppströms- och nedströmsprocesser), kg emission/år Med detta förfarande kan man få negativa emissioner, det vill säga emissioner som är mindre än noll, när framställning av en produkt från avfall ger upphov till mindre emissioner än vid jungfrulig produktion av samma produkt. Så är t.ex. ofta fallet vid LCA av materialåtervinning. I föreliggande studie är det nettoemissionerna som redovisas grafiskt. 5

Emission Nettoemission Scenario Sluppna emissioner från alternativ produktion av el och fjärrvärme Figur 3. Illustration över hur miljöpåverkan från avfallshantering och undviken miljöpåverkan inventeras. I föreliggande studie är det nettoemissionerna som redovisas grafiskt Det bör påpekas att det finns andra metoder att hantera de undvikta emissionerna vid återvinning, men vi går inte in på dessa här. 3.4 Utvärdering av miljöpåverkan Vid beräkningarna/modelleringarna har först emissioner av enskilda ämnen och substanser beräknats: t.ex. fossil CO 2, biogen CO 2 (från biomassa), HCl, SO 2, NO X, VOC, NH 3, COD, BOD etc. Därefter har olika emissioner klassificerats ihop under olika miljöpåverkanskategorier. De miljöpåverkanskategorier som brukar användas i LCA är: växthuseffekt, t.ex. utsläpp av fossil koldioxid, metan och lustgas N 2 O. övergödning (ofta även kallad eutrofiering), t.ex. utsläpp av kväve, fosfor och organiskt nedbrytbara ämnen (COD och BOD) försurning, t.ex. utsläpp av NO X, SO 2, HCl, och NH 3. 2 fotooxidantbildning (ger upphov till bildning av marknära ozon), t.ex. utsläpp av VOC och NO X nedbrytning av stratosfäriskt ozon, t.ex. utsläpp av freoner (nedbrytning av stratosfärisk ozon är inte med i föreliggande studie). humantoxicitet ekotoxicitet förbrukning av naturresurser, t.ex. förbrukning av energiråvaror Utsläpp av biogen koldioxid (exempelvis från biobränsle) förutsätts i LCA inte ge några nettobidrag till växthuseffekten, beroende på att man antar att den biogena koldioxiden ingår i ett fortlöpande biologiskt kretslopp och kommer att återföras till biomassa. 2 Ammoniak NH3 är i sig basisk, men ute i miljön ger ammoniak genom nitrifikations- och denitrifikationsprocesser som slutprodukt överskott av vätejoner. 6

Kväve i olika former kan bidra till både försurning och övergödning. När det gäller övergödning kan man dela upp utsläppen i utsläpp till luft och utsläpp till vatten och hantera dessa som olika miljöpåverkanskategorier, alternativt kan man räkna ihop dessa till en kategori. Det finns också modeller för platsspecifik bedömning av kväveutsläpp där påverkan beror på kvoten mellan fosfor och kväve. Vi har antagit att kvävet har full försurningseffekt oberoende av fosforhalt och fosforutsläpp och om emissionen sker till luft eller vatten. När man räknar med maximal påverkan från kväve brukar man benämna det max-scenario för övergödning. Detta är vanligen den normala ansatsen när man gör inledande jämförande LCA. Likaså kan kväve ge olika bidrag till försurning beroende på platsspecifika parametrar. Vi har här antagit att kvävet ger maximalt bidrag till försurningen. När man på detta sätt räknar med maximal påverkan från kväve brukar man benämna det max-scenario för försurning. För försurning presenteras enbart maxscenarier enligt karaktäriseringsfaktorerna ovan, d.v.s. att kvävet räknas som maximalt försurande. För övergödning presenteras enbart maxscenarier enligt karaktäriseringsfaktorerna ovan, d.v.s. att kvävet räknas som maximalt övergödande. Det bör tilläggas att det idag är svårt att göra relevanta bedömningar av humantoxicitet och ekotoxicitet. De enklare modeller som finns är schablonmässiga och behäftade med stora osäkerheter. De mer komplexa modeller som finns fordrar å andra sidan mycket omfattande datamaterial. Vi har därför inte studerat dessa toxiska effekter i denna studie. Vi har dock studerat flöden av bly, kadmium och kvicksilver. De olika flödenas bidrag inom varje miljöpåverkanskategori har beräknats, t.ex. alla emissioner som bidrar till växthuseffekten har omräknats till koldioxidekvivalenter och summerats, alla emissioner som bidrar till försurningen har omräknats till svaveldioxidekvivalenter, etc. På så sätt får man ett kvantitativt mått på de miljöeffekter som studeras. Vid karaktärisering av olika emissioner till olika miljöpåverkanskategorier har använts faktorer enligt Tabell 1. Det finns även olika viktningsmodeller som grundar sig på en monetär värdering av enskilda emissioner och som således ger en form av miljöekonomisk samlad värdering av emissionerna. Det finns flera olika miljöekonomiska modeller tillgängliga. Vi har här valt att använda den som utvecklades inom ORWARE-projektet 3. De faktorer som använts i föreliggande studie framgår av Tabell 2. Det finns även andra modeller som ibland kan ge annat resultat. Vi använder i denna studie miljöekonomin för att jämföra vilka emissioner som är mer viktiga och mindre viktiga. I studien har vi redovisat en kategori som benämns Energiråvaror. Energiflöden (genererad el, genererad värme, förbrukad el och förbrukad värme) har då räknats om till förbrukning av råvaror av energi: träd i skogen samt råolja och naturgas i marken. Begreppet energiråvaror inkluderar då olika energiförluster vid utvinning och upparbetning av bränslen. För el har antagits att 1 MJ el förbrukar 2,5 MJ naturgas som motsvarar 2,6 MJ energiråvara. För värme från trädbränlse kommer 1 MJ värme att motsvara 1,08 MJ energiråvara. 3 Carlsson, M., (1997). Economics in ORWARE a welfare analysis of organic waste management, rapport 117, Institutionen för Ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala 7

Tabell 1. Karaktäriseringsfaktorer för olika miljöeffektkategorier 4 Emission Växthuseffekt kg CO 2 -ekv./kg emission CO 2 (fossilt) (luft) 1 CO 2 (biogen) (luft) 0 Försurning (max-scenario) kg SO 2 -ekv./kg emission Övergödning (max-scenario) kg O 2 -ekv./kg emission NO X (luft) 0,7 6 N 2 O (luft) 310 SO 2 (luft) 1 Fotooxidantbildning (VOC) kg eten-ekv./kg emission CH 4 (luft) 23 0,006 CO (luft) 0,03 NMVOC (exkl. CH 4 ) (luft) 0,416 NH 3 (luft) 1,88 16 HCl (luft) 0,88 NH 4 (vatten) 15 NO 3 (vatten) 4,4 COD (vatten) 1 P (luft och vatten) 140 Tabell 2. Ekonomiska viktningar vid miljöekonomiska beräkningar 5 Emissioner till luft kr/kg Emissioner till vatten kr/kg BOD 0 0 Fossil CO 2 Biogen CO 2 0,40 0 0 CH 4 8,40 0 VOC 1,49 0 CO 0,11 0 NH 3 /NH 4 -N 0 47 N-NO x 54 0 N-NO 3 0 0 N-N 2 O 124 0 S-SO X 34 0 Fosfor, P 439 439 Bly, Pb 310 000 310 000 Kadmium, Cd 1 123 000 1 123 000 Kvicksilver, Hg 232 000 232 000 Partiklar 0 0 COD 0 3 4 Källor: Uppenberg, S. m.fl. (1999). Miljöfaktabok för bränslen. IVL-rapport B 1334 Sundqvist J-O. (2006) Assessment of organic waste treatment. Chapter 15 in J. Dewulf and H. Van Langenhove (Eds), Renewables-Based Technology: Sustainability Assessment. John Wiley & Sons 5 Källor: Carlsson, M., (1997). Economics in ORWARE a welfare analysis of organic waste management. Rapport 117, Institutionen för Ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala J Sundqvist J-O, Baky A, Carlsson M, Eriksson O, Granath J, (2002). Hur skall hushållsavfallet tas omhand Utvärdering av olika behandlingsmetoder. IVL Report B 1462. http://www3.ivl.se/rapporter/pdf/b1462.pdf 8

4 LCA och deponering 4.1 Tidsaspekter Emissioner från deponier sker i princip från det avfallet läggs upp och 100 000-tals år, eller kanske i miljontals år framåt, se Figur 4. Emissioner som uppstår vid annan avfallsbehandling som förbränning eller kompostering är vanligen mer ögonblickliga. När man redovisar emissioner från deponier brukar man därför integrera emissionerna över särskilda tidsperioder. Figur 4. Det avfall som läggs på en deponi idag ger upphov till emissioner i framtiden, i princip för många hundratusentals eller miljontals år framöver. I vissa studier i andra länder har förekommit att man satt upp specifika tidsperioder, för vilka emissionerna angivits, t.ex. 30 år eller 100 år, och försökt modellera eller bedöma vilka emissioner som sker under denna tidsperiod. Problemet med sådana fixerade tidsperioder är att processerna i deponin - som avgör med vilken hastighet emissionerna bildas varierar från plats till plats, beroende på dels lokala förutsättningar som t.ex. nederbörd och utformning av deponin. Vi har försökt undvika detta dilemma genom att i stället definiera tidsperioderna efter processerna i deponin. För de flesta deponityper kan man urskilja åtminstone två olika steg i deponiernas processer: 1. I inledningsskedet kännetecknas förloppen i deponin ofta av en högre inre aktivitet, t.ex. kommunala avfallsupplag för hushållsavfall och liknande har en inledande fas då organiskt material bryts ned till fettsyror, metan, koldioxid m.m. Askdeponier har en inledande fas då framför allt de mer lättlösliga föreningarna lakas ut, t.ex. alkalimetaller, klorid, m.m. 2. Efterhand avstannar de inre processerna, och de inre förändringarna i deponin sker väsentligt långsammare. Man kan säga att deponin övergår i en mer passiv fas och har uppnått någon form av tänkt fortfarighetsstillstånd. 9

Vi har utnyttjat dessa företeelser genom att dela upp deponins liv i två tidshorisonter. Samma princip användes i de tidigare nämnda ORWARE-studierna 6. De två tidsperioder som används är: Överblickbar tid, som är tiden från det avfallet läggs upp tills processerna i deponin uppnår någon form av tänkt fortfarighetstillstånd. Den överblickbara tiden bör vara av storleksordningen ett sekel för flera olika deponityper, men kan i praktiken variera från decennium till millenium. För en deponi med hushållsavfall och liknande industriavfall kan den överblickbara tiden sägas vara till slutet av metanfasen, vilket motsvarar en tidsperiod på 50 100 år. För askdeponier motsvarar den överblickbara tiden den tid det tar för de lättlösliga ämnen (alkalisalter, m.m.) att lakas ut, vilket motsvarar 100 200 år. Hypotetisk, oändlig tid, vilket är tiden från det avfallet läggs upp tills, allt innehåll i deponin har spridits ut i omgivningen. Emissionerna under hypotetisk oändlig tid kan ses som ett worst-case som beskriver den maximala potentiella miljöpåverkan från det deponerade avfallet. Emissionerna integreras för var och en av dessa tidsperioder, så att man anger de totala emissionerna som sker under överblickbar tid resp. hypotetisk, oändlig tid. Dessa emissioner behandlas sedan som om hela mängden emitteras på en gång i samband med att avfallet deponeras. Detta är en grov förenkling av verkligheten, men som underlättar genomförandet och tolkningen av livscykelanalysen i det inledande skedet. I de fall då emissionerna från deponin är av intresse att studera djupare, kan man i en fördjupad studie gå in och studera tidsaspekterna noggrannare och t.ex. uppskatta när olika emissioner kommer att ske. I vissa fall, t.ex. metaller i kommunalt avfall och askor, kommer emissionerna under den överblickbara tiden att vara mycket små, och definitionsmässigt mycket stora under den oändliga tiden, eftersom allt deponerat material sprids till omgivningen under den oändliga tiden. Dessa sätt att betrakta emissionerna är en förenkling av verkligheten. Förfarandet har sin fördel i att det är relativt enkelt sätt att kvantifiera de potentiella framtida emissionerna så att de blir jämförbara med emissioner från andra processer i livscykeln och med emissioner från andra avfallsbehandlingsprocesser. Några nackdelar med förfarandet är: Ofta är emissionerna mycket låga under den överblickbara tiden, t.ex. 10-4 - 10-3 kg/kg för många metaller, se figur 5. Samtidigt är emissionerna mycket höga (=1) under den hypotetiskt, oändliga tiden. Det gör att ibland kan finnas behov av ytterligare någon tidshorisont som ligger någonstans emellan. Förfarandet ger ingen information om när emissionerna inträffar. I de fall då man önskar mer information om hur emissionerna varierar med tiden fordras andra angreppssätt. Utflödet av en substans räknas som emission till omgivningen så fort som substansen lämnar den fysikaliska deponin. I verkligheten kommer metaller och organiska ämnen att fastläggas i marken runt deponin. Det kan då diskuteras om dessa fastlagda substanser ska räknas som miljöpåverkan eller inte. Det normala i LCA är att betrakta ett emissionsflöde som en miljöpåverkan så fort den lämnar systemgränsen. 6 t.ex.: Sundqvist J-O, Baky A, Björklund A, Carlsson M, Eriksson O, Frostell B, Granath J, Thyselius L. (1999a): Systemanalys av energiutnyttjande från avfall utvärdering av energi, miljö och ekonomi. Översiktsrapport. IVL Rapport 1379. http://www3.ivl.se/rapporter/pdf/b1379.pdf Sundqvist J-O, Baky A, Carlsson M, Eriksson O, Granath J, (2002). Hur skall hushållsavfallet tas omhand Utvärdering av olika behandlingsmetoder IVL Rapport B 1462. http://www3.ivl.se/rapporter/pdf/b1462.pdf Sundqvist J-O (2001), Material and nutrient recycling and energy recovery from solid waste: a systems perspective. In Lens P et al, Water recycling and resource recovery in industries: Analysis, technologies and implementation. IWA publishing Sundqvist J-O (2004), System Analysis of organic waste management schemes experiences of the ORWARE model. Chapter 3 in Lens P et al., Resource Recovery and Reuse in Organic Solid Waste Management..IWA Publishing 10

Figur 5. Olika tidshorisonter för en deponi: överblickbar tid och hypotetisk oändlig tid. 4.2 Vad händer med olika material i deponin 4.2.1 Organiskt, nedbrytbart material I deponin sker en nedbrytning av det organiska materialet. Nedbrytningen är främst anaerob men det förekommer även kortvariga aeroba och anoxiska reaktioner. Vid nedbrytningen uppstår bl.a. s.k. deponigas som främst består av metan, koldioxid och vattenånga. Därtill kan förekomma svavelväte, ammoniak och en lång rad olika kolväten. Förhållandet mellan mängden metan och mängden koldioxid bestäms av den organiska sammansättningen. Olika organiska material ger olika kvalitet på gasen. Några exempel på gaskvalitet från olika organiska substanser ges i Tabell 3. Som mellanprodukter i denna nedbrytning bildas också en rad olika flyktiga fettsyror och andra organiska ämnen som främst finns i vattenfas i deponin. Olika material bryts ned med olika hastighet. Ser man på den överblickbara tiden, d.v.s. i ett 50- till 100-årsperspektiv, kommer kolhydrater, fett och proteiner att hinna brytas ned fullständigt, cellulosa och hemicellulosa till ungefär i genomsnitt 70 %, samt lignin och humus till ~0 %, se vidare Tabell 3. 11

Tabell 3. Nedbrytningsgrader, metanhalter m.m. för olika material vid deponering 7 Material Nedbrytning under överblickbar tid kg nedbrutet C per kg deponerat C Metanhalt i gasen CH 4 /(CH 4 +CO 2 ) vol-% Mängd bildad metan under överblickbar tid kg CH 4 per kg deponerat material Protein 100% 0,52 0,361 Fett 100% 0,82 0,75 Cellulosa och hemicellulosa 70% 0,50 0,227 Nedbrytbara kolhydrater (stärkelse, socker) 100% 0,50 0,324 Humus, lignin, etc. 0% 0,49 0 Polyeten, PE 3% 0,75 0,026 Polystyren, PS 3% 0,62 0,023 Polyethyleneterephtalate, PET 2% 0,50 0,0076 Polyvinylklorid, PVC 3% 0,69 0,024 Anmärkning Även ~0,02 kg styren till gasen Även 0,0175 kg HCl samt vinylkloridmonomer till gas och lakvatten Kväve i organiskt material omvandlas i deponin till ammoniumform. Större delen av det omsatta kvävet kan förväntas läcka ut som ammoniak/ammonium i lakvattnet, samt en liten del som ammoniak i deponigasen. Svavel omvandlas främst till sulfider i fast form, t.ex. metallsulfider. En mindre del av det svavelväte som bildas av svavlet kommer att överföras till deponigasen eller till lakvattnet. Metan är en miljöbelastande växthusgas, medan koldioxid från biomaterial brukar anses ingå i det naturliga kretsloppet och betraktas inte som miljöbelastande. Många avfallsdeponier har gasutvinning. I tidigare studier har antagits att högst 50 % av den producerade gasen kan tillvaratas, resten läcker ut till omgivningen. Mycket av läckaget sker både före och efter perioden med aktiv gasuppsamling. Avfallsupplagen brukar täckas med olika tät- och täckmaterial. I denna täckning kan förväntas ske en viss oxidation av den metan som läcker ut från deponin,. I tidigare studier har vi räknat med att ca 10-15 % av den metan som passerar genom jordtäckningen kommer att oxideras. Med modernare deponeringsteknik, t.ex. bioceller bör man kunna uppnå större utbyte av gasuppsamlingen, samt effektivare oxidation i täcklagret, se vidare avsnitt 4.3. Ungefär 1 % av det kol som bryts ned kan förväntas komma ut i lakvattnet från deponin, d.v.s. för varje kg nedbrutet kol kommer 10 g C att släppas ut i vattenfas och 990 g C att släppas ut i luftfasen (som CH 4 och CO 2 ). Vi har hittills gjort det förenklade antagandet att kolet i vattenfasen kommer ut som fettsyror, alkoholer, m.m. och noteras som BOD och COD. 1 g organiskt kol motsvarar ca 3 g COD. Kvoten mellan BOD/COD varierar med tiden men kan uppskattas vara i medeltal 0,25 under den överblickbara tiden. 7 Källa: Sundqvist J-O (1999). Life Cycle Assessments of Solid Waste. AFR Report 279. Naurvårdsverket http://www.naturvardsverket.se/sv/nedremeny/webbokhandeln/isbn/x/afr-r-279-se/ 12

4.2.2 Plaster Konventionella plaster Polyeten (PE) förväntas brytas ned till 1 5 % under överblickbar tid, se Tabell 3 ovan. Den nedbrutna plasten kommer att emitteras i form av dels gaser som CH 4 och CO 2 (koldioxiden emitteras som antropogen koldioxid med fossilt ursprung och bidrar till växthuseffekten), dels som fettsyror, m.m. i lakvattnet. Även andra plaster såsom polystyren (PS), polyvinylklorid (PVC) och polyetylentereftalat (PET) kan förväntas ge några procent nedbrytning under den överblickbara perioden. En del av emissionerna kan ske i monomerform, t.ex. som styren eller vinylklorid, se Tabell 3. Nedbrytbara plaster och biobaserade plaster Biologiskt nedbrytbara plaster kan i en deponi till viss del uppföra sig på annat sätt än de traditionella plasterna. Det finns olika nedbrytbara plaster. De flesta är framtagna för att brytas ned under aeroba förhållanden, t.ex. ute i naturen eller i en kompost. Dessa kan förväntas fortfarande vara relativt svårnedbrytbara i en deponi där anaeroba förhållanden råder. De kan dock förväntas var lättare att bryta ned än de konventionella petroleumbaserade plasterna. Det finns dock nedbrytbara plaster som är nedbrytbara under både aeroba och anaeroba förhållanden. Sådana plaster kan förväntas brytas ned ungefär som cellulosa i en deponi, d.v.s. en nedbrytningsgrad på storleksordningen 70 %. Biologiskt nedbrytbara plaster är ofta uppbyggda av en konventionell petroleumbaserad plast, med en tillsats av exempelvis stärkelse som gör att plasten lättare kan angripas av mikroorganismer. Den fossila delen av plasten ger fortfarande fossil koldioxid, som ska räknas som ett bidrag till växthuseffekten, men koldioxid som bildas av tillsatsen bör då räknas som biologisk koldioxid om tillsatsen är av icke-fossilt ursprung. Det finns även plaster av icke-fossilt ursprung där råvaran kan vara biomassa i stället för petroleum (råolja eller naturgas). Dessa kan vara både svårnedbrytbara (som traditionella plaster) eller mer eller mindre lättnedbrytbara det beror på den aktuella plasten struktur och sammansättning. Däremot bör den koldioxid som uppkommer vid nedbrytningen räknas som biologisk förnybar koldioxid som inte ger något nettobidrag till växthuseffekten. I denna studie har vi antagit att all plast i avfallet utgörs av konventionella plaster. 4.2.3 Metaller Metaller i avfallet kommer att genom olika mekanismer föras över till lakvattenfasen. Överföringen kan delas upp i flera steg. Först sker en frisättning då metallen frigörs från den fasta fasen. Exempel på frisättningsprocesser är Korrosion. Metaller i grundämnesform frisätts genom påverkan av vatten och oxidationsmedel. Diffusion. Metaller, i metallisk form eller som salter eller andra föreningar förekommer i vissa fall finfördelade i ett annat material. Exempel är additiv i plaster, pigment i färger och liknande. För sådana material kan frisättningsprocessen bestå av diffusionen från materialets inre till dess yta. Nedbrytning. Metaller kan också vara bundna i organiskt material. Frisättningen kan då ske i samband med att det organiska materialet brutits ned. Efter frisättningen sker en överföring av den frisatta metallen till vattenfasen. Hastigheten av denna överföring beror på en rad olika faktorer såsom ph, redoxpotential, närvaro av svavel i sulfidform och andra potentiella fällningsmedel, närvaro av komplexbildare, adsorption på fast material, m.m. 13

Efter överföringen sker sedan en uttransport av vattnet från deponin. Den hastighet med vilken vatten lämnar deponin beror på de hydrologiska förhållandena i upplaget och på hur stor del av nederbörden som rinner igenom upplaget. Tidigare studier på 1990-talet visade att det är det andra steget som i de flesta fall bestämmer med vilken hastighet metaller emitteras från upplaget 8. Detta innebär att frisättningen sker snabbare än överföringen och uttransporten. Undantaget från detta antagande är t.ex. större massiva metallföremål. Totalt sett under den överblickbara tiden kommer metallemissionerna att vara låga. 10-4 - 10-3 kg/kg av deponerad metall kan förväntas lakas ut. För några metaller har vi mycket grovt uppskattat mängd emitterad metall under överblickbar tid enligt Tabell 4. Tabell 4. Emissionsfaktorer för metaller i kommunala avfallsupplag 9 Element Emission under överblickbar tid kg/kg Emission under hypotetisk oändlig tid kg/kg Anmärkning As, arsenik 2.10-3 1 Till lakvatten Cd, kadmium 5.10-4 1 Ungefär 10 % till gas och 90 % till lakvatten. Cr, krom 7.10-4 1 Till lakvatten Cu, koppar 7.10-5 1 Till lakvatten Fe, järn 1.10-4 1 Till lakvatten Hg, kvicksilver 1.10-4 1 Ungefär lika delar till gas och till lakvatten Ni, nickel 5.10-3 1 Till lakvatten Pb, bly 6.10-5 1 Till lakvatten Zn, zink 2.10-4 1 Till lakvatten I denna studie har vi med endast bly, kadmium, kvicksilver och zink. 4.3 Användning och utsläpp av deponigas Deponigas bildas vid nedbrytning av organiskt material i deponin. Gasen består av främst metan och koldioxid, samt ammoniak, svavelväte och olika kolväten. Den bildade deponigasen har sedan två olika vägar ut från deponin: 1. Gasen utvinns. Den utvunna gasen kan användas som energikälla för fjärrvärme och/eller elgenerering. Det vanligaste är att man har en gasmotor som driver en generator. Kylvattnet från motorn kan användas som värmekälla. Det förekommer också många fall där gasen leds till ett fjärrvärmeverk eller lokalt värmeverk och förbränns i en gaspanna. 2. Gasen läcker ut till omgivningen. Vanligen hinner då en mindre del av metanet oxideras till koldioxid i deponins ytskikt. I tidigare studier har vi räknat med att 10 15 % av det läckande metanet oxideras. 8 t.ex.: Sundqvist J-O (1999). Life Cycle Assessments of Solid Waste. AFR Report 279. Naurvårdsverket 1999. http://www.naturvardsverket.se/sv/nedremeny/webbokhandeln/isbn/x/afr-r-279-se/ Finnveden G., Albertsson A.-C., Berendson, J., Eriksson, E., Höglund, L.O., Karlsson, S., and Sundqvist, J.-O.(1995), Solid Waste Treatment within the Framework of Life Cycle Assessment, Journal of Cleaner Production, Vol 3 (1995), No 4, Finnveden, G. (1996): Solid waste treatment within the framework of life-cycle assessment - 2. Metals in municiapl solid waste landfills.international Journal of LCA, Vol 2 (1996), No 2, pp 74 78 9 Finnveden, G. (1996): Solid waste treatment within the framework of life-cycle assessment - 2. Metals in municiapl solid waste landfills. International Journal of LCA, Vol 2 (1996), No 2, pp 74-78. 14

I en amerikansk studie från 1992 angavs att högst 20 50 % av den teoretiskt bildade gasen kan utvinnas 10. I olika studier under 1990-talet och början av 2000-talet gjordes olika uppskattningar av främst biocellers prestanda 11. Då uppskattades att gasutvinningsgraden borde kunna vara åtminstone 75 %, och att oxidationen i deponins ytskikt också borde kunna höjas till 20 25 %. Under Sardinien-konferensen 2007 förekom flera presentationer som berörde gasutvinning och oxidation i ytskiktet. I Tabell 5 visas några av de utvinningsgrader och oxidationsgrader som presenterades. Det bör nämnas att flera av studierna i Tabell 5 var genomförda på äldre deponier och är inte representativa för vad man kan uppnå i nya deponier. De anger inga högsta gränser för vad som är uppnåbart, utan var man ligger idag. Exempelvis konstaterades i en av studierna (Åkerman m.fl.) att huvuddelen av emissionerna var punktutsläpp länkade till systemen för gas- och lakvattenhantering. Genom att göra punktinsatser på sådana ställen bör man kunna öka gasutbytet. Oxidationsgraderna uppvisar ganska stora spann. Detta kan tolkas som att det under bra betingelser går att få höga oxidationsgrader, men att det beror på den aktuella utformningen, och kanske också mätmetoden, vilken oxidationsgrad som erhålls eller uppmäts. Det går inte att utifrån Tabell 5 förutsäga de reella begränsningarna i en deponi, men det bör hållas möjligt att deponins prestanda kan förbättras, jämfört med de deponier som modellerades i de inledningsvis nämnda LCA-studierna. I föreliggande studie har vi antagit att 75 % utvinningsgrad är relativt lätt att uppnå i en ny deponi som utformas med tanke på gasutvinning, samt att utvinningsgrader upp till 90 % skulle kunna vara tänkbar med teknisk utveckling. 10 Suflita, J. M., Gerba, C. P., Ham, R. K., Rathje, W. L. and Robinson, J. A.(1992): The world s largest landfill, a multidisciplinary investigation; Environ. Sci. Technol. 26:8 (1992) 1486-1495. 11 Källor: Fliedner, A., (1999), Organic Waste Treatment in Biocells - A Computer-based Modelling Approach In the Context of Environmental Systems Analysis, examensarbete, Avd. för Mark- och vattenresurser och Avd. för Industriellt Miljöskydd, KTH, Stockholm, Sverige. TRITA KET-IM 1999:5 Sundqvist, J-O (1999). Life Cycle Assessments and Solid Waste guidelines for solid waste treatement and disposal in LCA AFR Report 279. Naturvårdsverket 1999. http://www.naturvardsverket.se/sv/nedre-meny/webbokhandeln/isbn/x/afr-r-279-se/ 15

Tabell 5. Gasutvinning och oxidation i ytskiktet enligt olika presentationer på Sardinien-konferensen 2007 Författare 12 Gasutvinningsgrad (%) Oxidationsgrad (%) Åkerman et al. 65 %; 70 % (mätt/kalkylerad) 10% (teoretisk) Chassagnac -40 99 % (mätt) Huber-Humer et al. Upp till 100 % (laboratorieförsök) Espinoza et al. 60 % (uppskattning) Thornloe 50-90% (uppskattning av deponiinnehavare) <50% (författarens uppskattning) Jacobs et al. 10 % Abichou et al. 50-90 % Scheutz et al. 50-60 % 4.4 Lakvatten Det uppkomna lakvattnet innehåller: Organiska nedbrytningsprodukter, vilka i LCAn noteras som COD och BOD. Kväve i form av ammonium. I samband med luftning av lakvattnet överförs ammoniumet till nitrat. Fosfor Små mängder svavel i sulfid- eller vätesulfidform. Metaller i löst form. Lakvattnet kan renas på olika sätt för att reducera emissionerna. Det finns en rad olika tekniker tillgängliga för att reducera emissionerna. Normalt är det inte tillgänglig teknik, utan kostnaderna som är begränsande för hur långt lakvattnet renas. 12 A Åkerman, A Budka, S Hayward-Higham, O Bour, D Rallu. (2007) Methane emissions measurement on different landfills. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, s.margherita di Pula, Cagliari, Italy T Chassagnac. (2007) A year s monitoring of a passive landfill gas biofilter. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, s.margherita di Pula, Cagliari, Italy M Huber-Humer, R Prantl, P Lechner. (2007) Improvement of the upper waste layer to foster methane oxidation. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, s.margherita di Pula, Cagliari, Italy R D Espinoza, J W F Morris, J Bier. (2007) Valuing risk in landfill gas project development including reduction credtits: a real options perspective. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, S.Margherita di Pula, Cagliari, Italy S. A. Thorneloe. U.U. (2007) EPA s research to update Guidance for quantifying Landfill gas emissions. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, S.Margherita di Pula, Cagliari, Italy J Jacobs, H Schrff, A Hensen, A Kraai, C Scheutz, J Samuelson. (2007) Testing a simple and low cost methane emission measurement method. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, s.margherita di Pula, Cagliari, Italy T Abichou, L Yuan, J Chanton, A de Visscher. (2007) Estimating methane emission and oxidation from earthen landfill covers. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, s.margherita di Pula, Cagliari, Italy C Scheutz, J Samuelson, A M Fredenslund, P Kjeldsen. (2007) Methane emissions quantification from landfills using a double tracer approach. Proceedings Sardinia, Eleventh International Waste Management and Landfill Symposium, s.margherita di Pula, Cagliari, Italy 16

5 Modell för utveckling av deponering 5.1 Modell IVL har i samband med flera andra projekt utvecklat en Excel-baserad modell för LCA av avfallshantering. Modellen kallas WAMPS (Waste Management Planning System) och grundar sig på den tidigare nämnda ORWARE-modellen. Utifrån ORWARE har både förenklingar och utvecklingar gjorts. Utifrån WAMPS har vi i detta projekt gjort en skräddarsydd applikation för att utvärdera deponering. Deponeringsmodellen utgår från en grundläggande beräkning av den potentiellt möjliga mängd metan som kan bildas under den överblickbara tidsperioden. Som grund för denna beräkning ligger elementarsammansättningen och olika nedbrytningsgrader för olika material. I modellen kan man sedan göra en rad valbara antaganden om hur stor del av deponigasen som utvinns och hur stor andel av metan som oxideras i deponins ytskikt, samt om och hur deponigasen utnyttjas. Föroreningarna i lakvattnet baseras på olika utlakningsgrader för metaller samt för kväve och fosfor, samt på mängd nedbrutet material för organiska ämnen (COD och BOD). Man kan sedan i modellen välja olika reningsgrader som minskar de slutliga emissionerna. Den utvunna deponigasen antas användas för värme- och/eller el-framställning. I modellen beräknas undvikta emissioner från alternativ produktion av värme och el (se vidare avsnitt 5.2). Alternativa sätt att producera värme antas i denna studie vara biobränsle (trädbränsle) och olja. Alternativt sätt att producera el antas i denna studie vara naturgaskombi och svensk genomsnittsel. För jämförelsens skull har också en förbränningsmodell inkluderats. Den modellerade förbränningsanläggningen utgör ur emissionssynpunkt (räknat som emission per ton förbränt avfall) en genomsnittlig svensk förbränningsanläggning. Förbränningsanläggningen producerar endast fjärrvärme, och ingen elektricitet. Detta är i enlighet med de äldre LCA-studier som vi inledningsvis har refererat till. I känslighetsanalysen jämförs även med förbränning med kombinerad el- och värmeutvinning. De emissionsfaktorer och beräkningsmetoder som används i modellen är utförligt redovisade i Bilaga 2, Bilaga 3 och Bilaga 4. 5.2 Viktiga antaganden: ersättningsbränsle vid fjärrvärmeproduktion och alternativ elproduktion Tidigare LCA-studier av avfallshantering har visat att antagandena om alternativa sätt att producera el och värme är av stor betydelse för resultatet. Då man utvinner el och värme från avfallet ersätter man andra bränslen eller energislag. Utvinning av el och värme från avfallet leder då till undvikta emissioner från andra energikällor. 17

5.2.1 Val av bränsle vid undviken fjärrvärmeproduktion Tidigare LCA-studier har ofta visat att val av ersättningsbränsle (bränsle vid undviken fjärrvärmeproduktion) är av stor betydelse för resultatet. Om utvunnen deponigas ersätter ett fossilt bränsle som kol eller olja fås ofta ett annat resultat än om deponigasen ersätter biobränsle. Ur systemanalytiskt perspektiv finns åtminstone flera olika alternativ att betrakta ersättningsbränslet: Biobränsle. Biobränslen (t.ex. trädbränslen) utgör i många kommuner en viktig energikälla för fjärrvärmeproduktion. Om man ökar utvinningen av deponigas och använder energin i deponigasen för fjärrvärmeproduktion är det troligt att deponigasen kommer att ersätta biobränsle. Fossilt bränsle. I några kommuner används fossilt bränsle som energikälla för fjärrvärmeproduktion. Om deponigas utvinns kommer denna troligen att ersätta fossilt bränsle (t.ex. kol eller olja). När deponigasen ersätter biobränsle görs inga egentliga besparingar av klimatgasutsläpp eftersom koldioxiden från förbränning av deponigas räknas som förnybar, på samma sätt som vid förbränning av biobränsle. Om värme från deponigas däremot ersätter värme från fossila bränslen får man minskade utsläpp av fossil koldioxid. Vi har valt att utgå från ett grundantagande där deponigas ersätter trädbränsle, men olja som ersättningsbränsle undersöks i en känslighetsanalys. 5.2.2 Val av produktion av elektricitet I LCA räknas elproduktionen in i systemet, så att man bokför miljöpåverkan från elgenereringen för den el som förbrukas i systemet. Då el framställs i avfallssystemet ersätts eller undviks el från en annan källa. Valet av elproduktionssätt påverkar därför resultatet i LCA, vilket visats i åtskilliga tidigare LCA-studier. Den el som förbrukas i landet kan tänkas vara uppdelad i två delar: Basproduktion av elektricitet, som framställs mer eller mindre konstant och täcker upp basbehovet. I Sverige produceras detta basbehov i huvudsak från vattenkraft och kärnkraft. Topplastproduktion av elektricitet, som varierar efter behovet. I LCA-sammanhang har det diskuterats om man, när det gäller förbrukning av el, ska räkna med el från medelproduktion eller från marginalproduktion, d.v.s. den del av elektriciteten som förändras om man ökar eller minskar användningen av el. Denna marginalproduktion bör inte förväxlas med topplastproduktionen. Marginalen kan vara en baslastmarginal eller en topplastmarginal, beroende på om den ökade eller minskade elanvändningen sker kontinuerligt eller bara vid topplast. Det dominerande synsättet vid LCA-studier idag är att valet av elproduktion beror på syftet med studien. Om man är intresserad att studera effekter av förändringar så är det relevant att inkludera den elproduktion som förändras, vilket oftast är marginalen på baslastproduktionen. Sker det en förändring i elanvändningen är det baslastmarginalen som påverkas. Man brukar betrakta de nordiska elnäten sammankopplade till ett system. I dagsläget är det då dansk kolkondenskraft som är marginalkälla. Kolkondens är ett av de dyraste sätten att framställa el och är därför en av de produktionsmetoder som man väljer i sista hand för att kunna uppfylla erforderlig basproduktion. Kolkondens är också flexibelt och är lätt att köra på marginalen för att balansera produktionen mot ett varierande behov. Kyoto-överenskommelsen om utsläpp av växthusgaser kommer att begränsa betydelsen av kolkondenskraft i framtiden. För att klara av kraven i överenskommelsen krävs troligen en övergång till andra energikällor för marginalproduktionen i baslasten. Vi har bedömt att naturgaskombi är det alternativ som kommer att ersätta kolkondens i en nära framtid (om några år). 18

Principerna för hur man ska betrakta elförbrukningen i LCA har diskuterats mycket. Bland LCA-forskare och utförare har börjat utvecklas någon form av konsensus 13 kring principen att: 1. Vid jämförande LCA bör marginalel användas. Marginalel i Västeuropa är idag (på mycket kort sikt) el från kolkondens, eller på några års sikt el från naturgaskombi. 2. Vid bokförings-lca, där man endast studerar en produkt, tjänst eller process för att analysera dennas miljöpåverkan är medelel att rekommendera. Vi har valt att i normalfallet räkna med att el från användning av deponigasen ersätter el från naturgaskombi, d.v.s. deponigasen leder till undvikta emissioner från naturgaskombi. Vi har även med alternativet svensk medelel i en känslighetsanalys. Svensk medelel har antagits bestå av 14 : 6 % biobränsle 46 % vattenkraft 1 % vindkraft 42 % kärnkraft 1 % olja 1 % naturgas 3 % kol Detta är en bedömd genomsnittssiffra för flera år. Elgenerering från naturgas leder till utsläpp av fossil koldioxid. Elgenerering från deponigas leder inte till utsläpp av fossil koldioxid eftersom deponigasen härrör från biogent material (så när som en mycket liten del som kommer från nedbrytning av plast). Vid utvinning och upparbetning av naturgas sker vissa emissioner av tungmetaller 15 som slår igenom i följande föreliggande LCA-studier av deponering, eftersom användning av deponigas för elgenerering leder till minskad användning av naturgas i modellen. 5.3 Scenarier Deponeringsmodellen har utformats för att hantera olika scenarier enligt Tabell 6. Tabell 6. Scenarier i modellen Scenario Beskrivning Förbränning (presenteras som referensfall) Referensdeponi Scenario 1-5 Avfallsförbränning i konventionell avfallsförbränningsanläggning. Den utgör en genomsnittlig svensk anläggning. Anläggningen genererar fjärrvärme. Den ger ungefär samma utsläpp per ton avfall som en svensk medelanläggning, men har ingen elproduktion. Den gamla deponimodellen i ORWARE (presenteras som referensfall) Olika utvecklade deponier med olika prestanda, t.ex. snabbare nedbrytning, bättre uppsamling av gas, förbättrad lakvattenrening, m.m. Fem olika deponeringsscenarier kan undersökas samtidigt. 13 Ekvall, T., Weidema, B.P. (2004) System boundaries and input data in consequential life cycle inventory analysis. International Journal of LCA. Vol. 9, (2004), No. 3. p.161-171 14 Energimyndigheten, Energiläget 2006, Energiläget 2007, Energiläget 2008. www.energimyndigheten.se 15 Wikholm, N. (2001). Utvärdering av tungmetallflöden orsakade av olika avfallshanteringsalternativ, Kungliga Tekniska Högskolan, Avdelningen för Industriellt Miljöskydd,11TRITA 2001:25, ISSN 1402-7615 19