1
Miljösystemanalys av förorenade muddermassor utifrån ett Livscykelperspektiv
Examensarbete
Robert Brandt
Stockholm 2011
2
Examensarbetet är ett samarbete mellan:
Huvudhandledare: Susanna Toller Bihandledare och examinator: Björn Frostell
Examensarbete
Stockholm 2011
3
Sammanfattning
Bottensediment i anslutning till hamnarna runt Östersjön har i stor utsträckning blivit kontaminerade av föroreningar. Behovet av muddringsinsatser är därför stort.
Traditionella hanteringssätt har varit tippning till havs samt deponi. På senare tid har stabilisering av massorna i hamnen visat sig vara ett möjligt alternativ.
Livscykelanalysen är gjord med Gävle hamn som fallstudie, hamnen planerar att muddra 4 miljoner kubikmeter sediment, varav en miljon bedöms som förorenade.
Gävle hamn har valt att stabilisera sina förorenade sediment och ett delmål har varit att undersöka om stabilisering är det bästa alternativet för Gävle.
Denna studie har utifrån livscykelperspektiv visat att stabilisering av muddermassor är ett bra hanteringssätt samt att deponi ger en stor miljöbelastning sett ur de undersökta miljöpåverkanskategorierna. De undersökta kategorierna var växthuseffekt,
övergödning, försurning, abiotiska resurser samt energianvändning.
Studien visar att stabilisering av muddermassor ger en liten miljöbelastning gentemot de andra hanteringssätten. Detta eftersom det inte behövs någon transport av
muddermassor vid detta hanteringsalternativ. Vidare så ger produktion av kajmaterial ett stort bidrag till växthuseffektspotential vilket undviks vid stabilisering
Ur bedömningssynpunkt kantas alla hanteringssätt av fördelar och nackdelar.
Rekommenderbart för Gävle hamn är dock stabilisering med tanke på att det gav en liten belastning gentemot deponi. Deponi gav störst belastning inom alla undersökta miljöpåverkanskategorier.
Vidare var denna studie av screening karaktär där de största miljöbelastningarna fastställdes och kvantifierades. Studien visar på att det finns behov av att göra flera fallstudier eftersom hamnar är platsspecifika vilket ger olika förutsättningar vad gäller bland annat sedimentkaraktär och hantering av muddermassor.
Resultatet kan användas som vägledning vid beslut om muddringsinsatser för hamnar kring Östersjön.
4
Abstract
Bottom sediments in the ports around the Baltic Sea have become significantly contaminated by pollutants. The need for dredging operations is therefore significant. Traditional ways of handling sediments have been tipping it at sea or disposal in landfill. More recently,
stabilization of masses has been a popular way of handling sediments, from an environmental point of view.
This study has using a life cycle perspective. It shows that stabilization of masses is a good way of handling sediments and that landfill gives a large environmental impact within the investigated environmental impact categories. The investigated categories were global warming, acidification, eutrophication, use of abiotic resources and energy consumption.
A Life Cycle Assessment was performed with the port of Gävle as a case study. The port is planning to dredge 4 millions cubic meters of sediments. One million is considered
contaminated and must be handled carefully. The port of Gävle has chosen to stabilize the contaminated sediments and a goal has been to investigate whether stabilization is the best handling alternative for the port of Gävle.
The study shows that stabilization of dredged material leaves a small environmental impact in comparison to the other alternatives. That is partly explained by the transport of sediments you can avoid.
An important environmental aspect is that the production of material for stabilization causes a big impact which is avoided with stabilization.
From an overall point of view, it is hard to say which alternative is best or worst, all alternatives have booth advantages and disadvantages.
Advisable for the Port of Gävle is stabilization, landfilling resulted in the largest environmental impacts for all studied alternatives in all impact categories.
The study indicates that there is always a need to do a specific case study because ports are site specific, where the properties of the sediments and handling alternatives of them have to be analyzed correctly.
This study was of a screening nature, where only large impacts were considered and quantified. More studies should be performed for more accurate results.
5
Ordbok
LCA – Life Cycle Assessment Nollaternativet – ingen åtgärd utförs.
Allokering – miljöpåverkan fördelas ut på de aktivteter som ger upphov till påverkan.
Systemutvidgning – olikheter justeras så att systemen blir mer lika.
Off - site – massorna behandlas inte på plats utan flyttas.
On - site – massorna behandlas på plats (tex i hamnen) In – situ- Sedimenten behandlas utan att tas upp
Ex - situ –massorna behandlas efter att de flyttats från sin ursprungliga plats.
SMOCS projektet – “Sustainable Managment Of Contaminated Sediments”.
MKB - miljökonsekvensbeskrivning Comparative - LCA – jämförande LCA
Stand Alone - LCA – enskild LCA, studie där enskild produkt eller tjänst är undersökt.
Hot spots – aktiviteter i systemet där det uppstår stora miljöbelastningar.
TS-halt - Torrsubstanshalt
Slurry – en blandning av vatten med sediment (låg TS-halt)
Underhållsmuddring – muddring till följd av landhöjning eller snabb sedimentation screening LCA – ej fullständig LCA, undersökande LCA som följs upp av andra studier.
Nautiska mil – sjömil som använt inom sjöfart, en sjömil är exakt 1852 meter Per FU – Per funktionell enhet
6
Förord
Denna rapport är ett resultat av ett examensarbete vid Kungliga tekniska högskolan (KTH) i Stockholm, avdelningen för Industriell ekologi samt Ecoloop AB. Rapporten har skrivits av Robert Brandt. Arbetet motsvarar ca 20 veckors heltidsarbete och har utförts vid
konsultföretaget Ecoloop AB i Stockholm. Min praktiska handledare vid Ecoloop har varit Susanna Toller som jag vill tacka för allt stöd. Biträdande handledare och examinator för examensarbetet har varit Björn Frostell vid KTH.
Andra personer som varit involverade och kommit med goda råd på vägen har varit bland andra Kristina Lundberg och Josef Mácsik från Ecoloop AB. Examensarbetet har ingått som en del i SMOCS (Sustainble Managment Of Contaminated Sediments) projektet vars syfte är att ge stöd till muddringsåtgärder kring Östersjön. Stort tack till Gävle hamn som varit tillmötesgående. Förhoppningsvis ska rapporten fungera som ett användbart beslutsunderlag för hamnar och deras muddringsarbete, samt som ett underlag för vidare studier.
Stockholm Maj 2011 Robert Brandt
7
Innehållsförteckning
1. Inledning
1.1 Bakgrund, hamnens process………9
1.2 Syfte och mål……….11
1.3 Avgränsningar………...…12
2. LCA-metodik……….13
2.1 Mål och omfattning………14
2.1.1 Inventeringsanalys………..14
2.1.2 Miljöpåverkansbedömning……….15
2.1.3 Resultattolkning………..17
2.2 Olika typer av LCA-studier………...17
2.3 Mjukvaror-översikt………...….18
2.3.1 Varför använda LCA-mjukvaror?...18
2.3.2 Uppbyggnad av dagens LCA-mjukvaror ………19
2.3.3 Några vanliga mjukvaror ………...21
2.4 Muddring av förorenade sediment……….23
2.4.1 .Muddringstekniker ……….…24
2.4.2 Vad avgör muddringsteknik?...27
2.4.3 Avvattningstekniker i samband med muddring ………..…29
2.4.4 Deponering ……….…...29
2.5 Svenska hamnars muddring……….…………30
2.5.1Hamburgs hamn……….……...….31
2.5.2 Oxelösunds hamn……….………...31
2.6 Hantering av bottensediment ………..…32
2.7 Gävle hamn – fallstudie……….……..……32
2.7.1 Verksamhet………...………..…..33
2.7.2 Pågående projekt………..…….33
2.7.3 Hantering av sediment vid Gävle hamn………..……..36
2.7.4 Stabilisering vid Gävle hamn………37
3. Metod………..…..……39
3.1 Övriga aspekter ……….…..…39.
3.1.1 Systemgränser……….………..39
3.1.2 Förklaring av system……….43
3.1.3 Funktionell enhet ……….44.
3.1.4Upplägg Inventering………..………44
3.1.5 Gruppering av resurser och emissioner i miljöpåverkanskategorier……….45
8
4. Resultat ………..46
4.1 Resultat av inventeringen ………..46
4.2 Resursförbrukning………..…47
4.3 Energiförbrukning………..…49
4.4 Potential för global uppvärmning ………..51
4.5 Försurningspotential………...………53
4.6 Eutrofierings potential………..………..55
4.7 Normalisering ………...…….56
4.8 Känslighetsanalys………..….57
5. Diskussion ………..60
6. Slutsatser……….68
6.1 Rekommendationer för Gävle hamn……….………..69
7. Referenser ……….……….70
8. Bilagor ………75
9 1. Inledning
Östersjön är omgiven av länder som länge släppt ut föroreningar och gifter. Påverkan från människan har lett till bland annat kontaminerade sediment, speciellt kring hamnar och kustområden. Gifterna som ackumuleras i sedimenten är bland annat tungmetaller som bly och kvicksilver samt organiska föroreningar som PCB och TBT.
Muddringsåtgärder behövs inte bara sättas in på grund av kontaminerade sediment utan även för att bibehålla framkomligheten för fartyg.
På uppdrag av EU har projektet Sustainable Managment Of Contaminated Sediments
(SMOCS) startats. Ett delprojekt i SMOCS är att hitta beslutsverktyg som kan underlätta för hamnars hantering av muddermassor. Figur 1.1 visar översiktligt hur projektet ska gå tillväga, projektet delas upp i sju delprojekt. SMOCS startades i december 2009 och beräknas avslutas i december 2012. Projektet startades på grund av att sedimenten i Östersjöns hamnar med tiden blivit alltför kontaminerade. Syftet med SMOCS är ge stöd åt muddringsåtgärder för hamnar i Östersjön (SMOCS 2010).
Figur 1 - Översikt över projektet SMOCS och dess delprojekt (SMOCS, 2010).
Delprojektet WP3 består av olika arbetsinsatser. En insats handlar om beslutsstöd för muddringsåtgärder kring Östersjön. Vidare görs även underlag för bland annat ekonomisk påverkan. Detta examensarbete har genomförts inom en del av WP3 som handlar om miljöpåverkan av muddringsåtgärder ur ett livscykelperspektiv.
10 1.1 Bakgrund, hamnens process
Hamnens arbete vid ett muddringsprojekt kan illustreras som en tidsaxel (se figur 2) med olika processer på vägen, allt från idé till byggskede och färdigt projekt (Åsa Erlandsson pers.
kommunikation 2010).
Processen börjar ofta med ett förslag från hamnen. Hamnen har ett internt möte och beslutar sig för att söka tillstånd för muddring. Inblandade myndigheter kontaktas och granskar hamnens förslag, en förstudie genomförs. Om tillståndsmyndigheterna anser förslag lämpligt och genomförbart ges tillstånd. Då specificeras ansökan och en detaljplan läggs fram. Från intern diskussion till det verkliga tillståndet kan det dröja flera år. Efter det att myndigheterna kontaktats och godkänt projektet kopplas entreprenörer in och lägger bud.
I ett tidigt skede kopplas även konsulter och företag in - förutom berörda myndigheter för att samråda och ge input till förslaget och hur det ska utformas. Samråd ingår i
miljökonsekvensbeskrivningen (MKB) som krävs för att få söka tillstånd, även en teknisk beskrivning behövs för att få söka tillstånd. En MKB kan t.ex. beröra muddring (farlig vattenverksamhet) och tippning men sedan kan en ny MKB behöva utfärdas för t.ex.
nyttiggörande och skapande av nya landvinningar. I En MKB ska både lokala och regionala miljöeffekter beskrivas.
Ett bra sätt att motivera ett förslag är att använda sig av Livscykelanalys som verktyg. Andra verktyg som kan användas i samband med argumentation för ett förslag är riskbedömning och Livscykelkostnad. Dessa verktyg kan ge en bra bild av alternativen och kan senare i processen (efter tillstånd) användas igen vid specificeringen av förslaget.
Figur 2 illustrerar hamnens arbete, efter det att idén har lagts fram formuleras alternativen som är aktuella för hamnen i fråga. Viktiga alternativ är tippning till havs, deponi eller stabilisering i hamn. Efter att hamnen beslutat sig för vilket alternativ specificeras beslutet. I fall beslutat gäller stabilisering måste hamnen bestämma hur de ska stabilisera, t.ex. genom masstabilisering eller processtabilisering. I fall det handlar om tippning, vilken tippningsplats samt hur de ska tippa massorna.
11
Figur 2 - Hamnens process, från ide till avslut (Åsa Erlandsson pers. kommunikation 2010).
1.2 Syfte och mål
Syftet med detta examensarbete är att genom en livscykelanalys göra en miljöbedömning av tre olika hanteringssätt av muddermassor. Analysen omfattar både upptagande och hantering av sediment, samt byggande av kaj. De hanteringsalternativ som inkluderas i studien är deponi, tippning till havs samt nyttiggörande (stabilisering).
Övergripande mål med studien är att bidra med beslutsunderlag för muddringsåtgärder i hamnar, så att det mest fördelaktiga beslutet ur miljösynpunkt kan tas. Underlaget är till hjälp för hamnen vid tillståndsansökningar gällande muddring.
Delmål
- Utarbeta ett LCA - baserat verktyg som kan beskriva och kvantifiera miljöpåverkan vid muddring kring hamnar.
- Göra en fallstudie av Gävle hamn utifrån ett livscykelperspektiv.
- Ta reda på var i livscykeln som man har störst miljöbelastning, dvs. hitta eventuella
”hot spots”.
- Jämföra denna studie med en fallstudie på Hamburg hamn och utifrån detta försöka generalisera resultaten.
12 1.3 Avgränsningar
I denna studie förutsätts det att hamnen bestämt sig för att muddra. Nollalternativet inkluderas därför inte. Studien fokuserar på potentiella miljöbelastningar från de olika
hanteringsalternativen. Viktiga miljöpåverkanskategorier har valts ut och kommer att kvantifieras. Dessa är växthuseffekt, övergödning, försurning, resursanvändning samt energianvändning som en resurs.
13 2. LCA - metodik
Livscykelanalys (LCA) är ett miljösystematiskt verktyg som syftar till att undersöka en produkts miljöpåverkan från ”vaggan” till ”graven”. Det finns olika typer av LCA, tex comparative - LCA eller så kallad stand - alone LCA. Livscykelanalys definieras enligt International Organisation for Standardisation (ISO) 14040 som en sammanställning och utvärdering av en produkts flöden och potentiella miljöeffekter under sin livstid. Vidare så finns flera ISO - standarder framtagna som beskriver uppbyggnad och struktur av LCA. Figur 3 beskriver ramverken över delar som ingår i en Livscykelanalys.
En viktig standard är ISO 14043 som beskriver tolkningsfasen i detalj. ISO 14042 beskriver hur viktning ska användas samt att resultaten inte behöver presenteras i studier tillgängliga för allmänheten. De olika ISO standarderna beskriver de olika faserna i en LCA - studie. En Livscykelanalys delas upp i fyra steg vilka beskrivs utförligt i Bauman och Tillman (2004).
Figur 3 - De fyra faserna i en LCA (Bauman and Tillman 2004) .
14 2.1 Mål och omfattning
En LCA startas med definiering av studiens omfattning och mål. Här bestäms den
funktionella enheten som studien utgår från. Den funktionella enheten ska vara en gemensam nämnare för systemet, och ett kvantifierbart mått vars funktion uppfylls av systemet. Tre specifikationer finns, kvantitet, kvalitet samt hållbarhet. Den första specifikationen innebär att det ska gå att mäta, flödet skall bestämmas, t.ex. X m3. Den andra specifikationen innebär att flödet ska innehålla en viss halt, t.ex. ska flödet innehålla X % av ett visst ämne. Den sista specifikationen betyder att en tidsram sätts upp för studien, t.ex. att studiens resultat gäller 100 år framåt.
Systemgränserna avgör vilka processer som ska ingå i studien. Det är viktigt att sätta upp tydliga gränser från början så endast aktiviteter i systemet studeras. Det finns t.ex.
begränsningar i tid, geografiska begränsningar, avgränsningar mellan tekniskt system och natursystem, samt avgränsningar mot andra produkters livscykler.
Vid jämförande LCA jämförs två eller flera system med varandra. När produkten eller funktionella enheten skiljer sig används systemutvidgning alt allokering för att jämföra två eller flera LCA - studier. Allokering görs också om produkten skiljer sig åt, det innebär att miljöpåverkan fördelas ut på de produkter/aktiviteter som ger upphov till miljöpåverkan.
2.1.1 Inventeringsanalys
I inventeringsfasen insamlas och sammanställs data. Information samlas kring systemets olika aktiviteter och alla flöden som går in och ut ur systemet. Flödena grupperas som
datakategorier och ska vara mätbara. Exempel på en datakategori kan t.ex. vara kg CO2/ton produkt. Beroende på studiens omfattning och hur systemgränserna sätts upp fås olika många datakategorier, varav vissa bidrag blir mindre viktiga. Detta framkommer efter att
miljöpåverkansbedömning gjorts vilket är nästa steg i livscykelanalysen. I inventeringen kan det vara viktigt att göra vissa förenklingar och antaganden för att spara tid. Sedan bör
författaren i efterhand gå tillbaks och ändra på parametrar som verkar vara viktiga för systemet. Ibland kan vissa bidrag vara större än förväntat. Inventeringen är det mest tidskrävande steget i en livscykelanalys eftersom det tar tid att samla och sammanställa information som är pålitlig och riktig.
15 2.1.2 Miljöpåverkansbedömning
I detta steg analyseras alla flöden som sammanställdes i inventeringen, och flödena bedöms ur miljösynpunkt. Det görs genom fyra steg, klassificering, karaktärisering, normalisering samt viktning varav de första två momenten är obligatoriska.
Klassificering betyder att flödena placeras i olika miljöpåverkanskategorier, t.ex. Global uppvärmning, övergödning etc. I figur 4 visas att vissa flöden kan bidra till flera olika
miljöpåverkanskategorier t.ex. NOx gaser som kan påverka både övergödning och försurning.
Figur 4 - Exempel på klassificering (Guinee 2002).
Exempel på miljöpåverkanskategorier framtagen av Nord 1997 (Bauman and Tillman 2004):
Resurser – Energi och material Resurser –Vatten
Resurser – Land Hälsa –Toxikologiska Hälsa- Icke toxikologiska Hälsa - Arbetsmiljö
Ecologiska konsekvenser global uppvärmning Ekologiska konsekvenser – Ozon påverkan Ekologiska konsekvenser – Försurning Ekologiska konsekvenser – Övergödning Ekologiska konsekvenser – Fotooxidation Ekologiska konsekvenser – Ekotoxikologiska
Ekologiska konsekvenser – Effekter på biologiska mångfalden Inflöden som ej går att söka bakåt
Utflöden som ej går att följa bakåt
16
Karakterisering betyder multiplicering av alla flöden inom samma miljöpåverkanskategori.
Detta för att möjliggöra jämförelse mellan deras potentiella bidrag till miljön. Figur 5 visar karakterisering av koldioxid, metan och några andra ämnen. Koldioxid motsvarar ett värde 1 medan exempelvis metan har ett värde på 25 CO2-ekvivalenter i ett 100-årsperspektiv (Guinee 2002).
Figur 5 - Exempel på karakterisering (Guinee 2002).
Normalisering och viktning är icke obligatoriska moment i en LCA - analys. Normalisering innebär att resultatet divideras med ett normaliseringsstal. Talet kan vara t.ex. totala utsläpp av koldioxid per år i Sverige eller totala utsläpp per år inom Europa. Detta gör att det blir lättare att få en uppskattning om studiens miljöpåverkan är stor eller liten i ett nationellt eller internationellt perspektiv.
Viktning innebär att resultaten från inventeringsfasen vägs samman till bara några tal.
Beroende på t.ex. politiska målsättningar kan miljöpåverkan värderas olika varför viktning blir väldigt subjektivt. Viktning får inte användas i comparative LCA - studier som finns tillgängliga för allmänheten.
Att dessa två sistnämnda moment i miljöpåverkansbedömningen används restriktivt har att göra med att människan värderar etik och moral lite annorlunda och människor tycker vissa miljöeffekter är viktigare än andra. Därför bör försiktighet råda när slutsatser dras utifrån normalisering och viktning.
17 2.1.4 Resultattolkning
I den fjärde fasen ska slutsatser dras och resultatet ska presenteras på ett överskådligt sätt. De viktigaste bidragen i systemet bestäms. Vidare kan en känslighetsanalys samt en
osäkerhetsanalys göras. En osäkerhetsanalys görs för att bedöma osäkerheten i data.
Matematiska metoder som t.ex. standardavvikelse och varians används. Exempel på osäkerhet i data kan vara sedimentprovtagningen som bestämmer vilka föroreningar som är aktuella.
Känslighetsanalys går till så att viktiga nyckelparametrar ändras så att det påverkar resultatet.
En parameter som brukar vara intressant att ändra på är transportavstånd eller mängden material. Efter att resultatet tolkats klart och slutsatser dragits kan underlag till beslut göras.
Tolkningen görs i relation till studiens uppsatta mål.
2.2 Olika typer av LCA - studier
Dessa fyra steg är alltså huvudkomponenterna i en LCA enligt Bauman and Tillman (2004).
LCA - studier kan dock utformas lite annorlunda beroende på vad som undersöks, som tidigare nämnts finns både jämförande samt fristående LCA. I en tidigare studie av Jessica Simon (2008) gjordes en jämförande LCA där hon jämförde deponi, tippning samt
stabilisering för hantering av muddermassor från hamnar. I en sådan studie måste metoden noggrant definieras så att de olika scenarierna går att jämföra på ett rättvist sätt. I studien bedöms scenariernas relativa miljöpåverkan, den totala miljöpåverkan tas därför inte med i beräkningarna. Denna studie är dock mer av en fristående LCA vilket är typiskt då ”hot spots” ska identifieras i livscykeln. Fristående LCA är den vanligaste typen (Bauman and Tillman 2004) av livscykelanalys som förekommer och görs oftast i ett tidigt skede, som en första studie. En sådan studie följs ofta upp av flera studier senare. En tidigare studie som genomförts är användning av bottenaska i vägkonstruktioner, skriven av Olsson et al (2006).
Slutsatsen av denna studie var att användningen av restprodukten bottenaska resulterade i en lägre energianvändning än användning av konventionella väggkonstruktionsmaterial.
18 2.3 Mjukvaror - översikt
Beroende på vilken typ av studie det handlar om samt inom vilken bransch finns olika LCA- verktyg tillgängliga. Det finns generella verktyg samt mer branschspecifika. Med generella dataprogram menas t.ex. Simapro och Gabi. Mindre verktyg är ofta anpassade för att tjäna ett specifikt syfte och används ofta internt.
Nästan alla mjukvaror utgår från ISO - standarder och levereras med inventeringsdata och databas. En del har dock en extern databas tillgänglig. Beroende på om studien är en fullskalig LCA eller en screening - LCA finns olika program tillgängliga. De finns som nämnt en uppsjö av olika mjukvaror på marknaden idag och generellt sett skiljer sig mjukvarorna på punkterna (Siegether, et al., 2005):
Generell information
Inventering
Miljöpåverkanskategorier
Miljö påverkansfaktorer
Analys och tolkningssteget
Tekniska aspekter
2.3.1 Varför använda LCA - mjukvaror?
LCA- mjukvaror är bra om studien behöver få resultat och information presenterat på ett tydligt sätt. Det är viktigt att verktyget är anpassat till problemet. Eftersom miljöproblem oftast är väldigt komplexa och berör många olika områden, t.ex. sociala samt ekonomiska faktorer är det viktigt att ett så anpassat verktyg som möjligt väljs.
Olika verktyg kan vara lämpade för olika ändamål och typ av problem. En del företag jobbar väldigt internt vilket gör att de väljer att utveckla egna verktyg för sina produkter eller tjänster.
LCA - metodik har använts inom en rad olika områden, några viktiga studier som genomförts är undersökning av bottenaska i vägbyggnad (Olsson et al 2006) samt marksaneringstekniker för förorenad jord och sediment (Ribbenhed et al 2002).
19
2.3.2 Uppbyggnad av dagens LCA - mjukvaror
Det finns idag flera tusen LCA - verktyg tillgängliga, det första verktyget presenterades (Bauman and Tillman 2002) redan 1989. Sedan dess har det släppts nya verktyg varje år mellan 1997 - 2002. I följande teori avsnitt av LCA - verktyg används en guide som baseras på 28 vanliga kommersiella verktyg som finns idag på marknaden (Siegether, et al., 2005).
Vid ett urval av 28 mjukvaror fanns inventeringsdata integrerat och tillgängligt i de flesta verktygen. Av dessa proportioner förstås att de flesta LCA - verktyg har inventeringsdata som medföljer. Att ha en databas kopplad till verktyget kan ofta spara tid.
Figur 6 - Inventeringsdata kan vara kopplade till mjukvaran på två sätt, antingen är det integrerat eller så kan det kopplas till en extern databas (Bauman and Tillman 2002).
Att svara på frågan om ett verktyg har inventeringsdata är samtidigt svårdefinierat då det kan var oklart vad som egentligen räknas som inventeringsdata. Det är viktigt att vara försiktig vid en bedömning.
För miljöpåverkansfaktorerna är det inkluderat i nästan alla program men i olika utsträckning, energianvändning samt växthuseffekt finns i princip alla verktyg. Det finns få verktyg där importering av miljöpåverkansfaktorer var nödvändig. Vägning som är ett valbart steg i en LCA finns i majoriteten av alla LCA - verktyg.
I analys - och tolknings - steget fokuserar verktygen på att hitta de största miljöbidragen i en produkts kedja från ”vaggan” till ”graven”. För en person som använder programmet är detta viktigt för att kunna dra slutsatser och veta var åtgärder ska sättas in. Programmen använde sig oftast av tre metoder för att hitta stora miljöbelastningar, så kallade ”hot spots”.
20
Ett procentbaserat filter som skalar bort och visar endast de relevanta processerna finns i flera verktyg. I ett test med en spärr på 2 % (Simapro), var det möjligt att kunna spara de viktiga bidragen och slippa de irrelevanta.
Ett annat illustrativt sätt som några program använder sig av är flödesdiagram.
Det är ett schema med pilar som blir tjockare ju större påverkan det har på processen.
Att se bidragen grafiskt kan snabbt ge svar på var i processträdet den största påverkan finns.
Ett tredje sätt att presentera resultat är genom tabeller. Tabeller som visar utslag per process eller per utsläpp.
Vad gäller beräkning av osäkerhet så är det något som är under utveckling för dagens verktyg.
Osäkerhetsberäkningar är något som finns integrerade i ungefär hälften av dagens verktyg.
Detta är något som blev introducerat i början på nittiotalet i LCA - verktyg (Siegether, et al., 2005).
När det gäller språk så kommunicerar de flesta verktyg på engelska. På andra plats kommer tyska och tredje plats japanska (Bauman and Tillman 2004).
En annan aspekt av mjukvarorna är att endast ett fåtal (tex Gabi) inkluderar sociala aspekter från produkten/tjänsten i fråga. Orsaker till att mjukvaror inte har med sociala aspekter kan vara flera, t.ex. att det råder brist på information. Det kan vara svårt att dra slutsatser kring sociala aspekter eftersom de är svåra att kvantifiera.
Alla verktyg som beskrivits än så länge kan generellt sett sägas tillhöra verktyg på avancerad nivå eller medelnivå. Dessa program kräver stor erfarenhet och god kunskap inom LCA metodik. Vidare finns även LCA på grundnivå, då handlar det oftast om program som Excel.
Man har få miljöpåverkanskategorier, väldigt lite erfarenhet krävs och kan lätt modifieras så att det passar ens egna behov.
De olika verktygen som finns är ofta skapade och anpassade för en viss problemställning (Siegether, et al., 2005). Om studien baseras på nya processer eller en ny produkt kan tillgången på befintlig och aktuell data vara en bristvara. Ofta är det då nödvändigt att bygga sina beräkningar på antaganden och kvalificerade gissningar. Detta gör att en viss osäkerhet uppstår, eftersom data dessutom kan vara blandad från olika platser och tider uppstår en viss osäkerhet även där. Osäkerheter kommer också in mycket i miljöpåverkansbedömningsskedet där det kan saknas index för vissa kategorier.
Även viktningen i miljöpåverkansbedömningen är väldigt subjektiv och bör presenteras försiktigt om det behövs, enligt ISO standard får resultat som grundar sig på viktning inte presenteras för allmänheten vid jämförelse av två produkter, endast för att det kan ge en felaktig bild av produkten i fråga.
Vidare så behöver inte en förenkling av inventeringsinformation eller data betyda att
modellen är sämre eller att resultaten är värdelösa. Förenklingar kan ske och slutresultatet kan ändå ge ett bra stöd för underlag (Bauman and Tillman 2002).
21 2.2.3 Några vanliga verktyg
I detta avsnitt kommer huvudsakligen tre kommersiella mjukvaror att granskas, Simapro, Gabi samt Legep. Efter detta görs en sammanställning med deras styrkor och svagheter.
Simapro är ett verktyg som kan betraktas som avancerat, verktyget följer ISO 140 40 serien.
Verktyget utnyttjas bland annat av konsulter inom industrin. Simapro är bra på att hantera osäkerheter i beräkningar, i tolkningssteget visas osäkerheten i varje inventerings resultat som en graf.
Simapro är bra på att visuellt visa skillnader mellan två olika produktsystem vilket gör det bra för jämförande studier vilket används internt hos många företag. Många rapporter och studier från företag har gjorts med hjälp av Simapro. Ofta är det stora företag som Volvo och Coca Cola som använder sig av mjukvaran för att få en heltäckande bedömning av sin produkt i fråga. Ett annat exempel är Swedbank som har använt Simapro för att göra en jämförande LCA mellan kort - och kontantbetalning.
Med Simapro finns många sätt att analysera data, vanligt är processträd som skapas i programmet vilket visas i figur 7. I miljöpåverkansbedömningen finns alla obligatoriska moment med samt även viktning (Simapro 2010).
.
Figur 7 - Processträd, ju tjockare linjer desto större bidrag, bra för att upptäcka ”hot spots” (Simapro, augusti 2010).
22
Gabi är ett annat kommersiellt verktyg på marknaden som följer ISO standarderna.
Programmet har också anpassningsbara grafer som lätt kan överföras till Excel, vilket även är möjligt för Simapro.
Gabi har förutom miljöbedömning möjligheten att bedöma sociala aspekter av en produkt eller tjänst. I vissa produkters livscykler kan det vara aktuellt att diskutera sociala aspekter, det kan t.ex. vara så att produkten eller tjänsten skapar sysselsättning.
Gabi är vanligt hos stora företag eftersom det är bra på att redovisa resultat på ett överskådligt sätt. Liksom Simapro finns många olika metoder för miljöpåverkansbedömning. I
miljöpåverkansbedömningen finns alla moment som finns i Simapro (Gabi 2010).
En annan mjukvara på lite mindre avancerad nivå är Legep. Denna mjukvara är väl lämpad för byggnaders livscykler. Programmet innehåller en databas över alla delar i en byggnad och mjukvaran stödjer planering, konstruktion, kartläggning och utvärdering av en byggnad (Malmqvist 2010). Legep fastställer även information som underhåll, drift, renovering och rivning av en byggnad. Vanliga miljöpåverkanskategorier i Legeb är t.ex. ozonnedbrytande material, fotokemisk potential, förbrukning av energi osv. Mjukvaran är bra på att jämföra byggnader och för att göra jämförande LCA (Malmqvist 2010).
Vidare finns en uppsjö av enkla verktyg i t.ex. Excel som har tagits fram i samband med mindre projekt. Dessa är lätta att manövrera och går snabbt att lära sig. Dock finns vanligtvis inga inventeringsdatabaser inkluderade.
23
Alla dessa tre (Simapro, Gabi, Legep) verktyg är kommersiella och har hemsidor med information. Det finns mycket information och senaste nytt om produkten samt att sidorna även ger tillåtelse att ladda ner demoversioner av programmen. Eftersom företagen vill sälja sina mjukvaror är det viktigt att inte förlora objektiviteten vid jämförelse av verktygen. Ofta lyfter de fram styrkor med mjukvaran, eventuella svagheter belyses inte på samma sätt. I tabell 1 visas verktygens styrkor och svagheter.
Tabell 1 – Mjukvarors styrkor och svagheter.
Mjukvara Styrkor Svagheter
Simapro Tydliga grafiska resultat, går att rita upp processerna i systemet.
Bra på att hantera osäkerheter. Inkluderar databas
Avancerat, tar tid att lära sig.
Gabi Tydliga grafiska resultat, går
att rita upp processerna i systemet. Inkluderar sociala aspekter. Inkluderar databas
Avancerat, tar tid att lära sig.
Legep Innehåller databas, bra för
jämförande LCA
Endast inriktad på byggbranschen
Excel varianter Lätta att använda. Ger inte så heltäckande svar.
Användas ofta internt. Man kan inte rita upp processerna i systemet.
24 2.4 Muddring av förorenade bottensediment
Detta kapitel behandlar olika muddringstekniker samt miljöeffekter som uppstår vid muddring. En viktig anledning till att hamnar muddrar är för att underhålla djup i farleder.
T.ex. muddras årligen 15 miljoner kubikmeter sediment från Rotterdams hamn för att underhålla farlederna (Miljösamverkan Sverige 2006).
Muddringen kan också ske på grund av att miljögifter i sediment har blivit allt för höga, då muddras botten för att restaurera och förbättra miljön i hamnen. Muddring har en del fördelar, bland annat att det upplyfta sedimenten kan stabiliseras och användas som
konstruktionsmaterial i olika konstruktioner eller direkt i hamnen. Andra
användningsområden för massorna kan även vara som täckmaterial i deponier (Laksso. Pers kommunikation 2010).
Typiskt för miljögifter är att de sprids och ackumuleras lätt. Typiska föroreningar som samlas i hamnar är bland annat Tributyltenn (TBT), som kommer från bottenfärg på båtar (SMOCS 2010). PCB kan komma från industri samtidigt som tungmetaller (Pb, Hg) även kan
härstamma från hushåll.
Av alla sediment som muddras bedöms ca 10 % vara kontaminerade enligt IMO 1998 (International Marintime Organisation). De flesta muddermassor tas upp i anslutning till hamnar runt om i världen. Det finns två huvudtyper av muddring, mekanisk och hydraulisk.
25 2.4.1 Muddringstekniker
Som tidigare nämnts finns två huvudtyper av muddring, hydraulisk (sugmuddring) och grävmuddring (mekanisk muddring).
Sugmuddring är lämpad för sediment som anses vara förorenade. Sugmuddring kallas för miljömuddring i vissa sammanhang. Med sugmuddring fås sedimenten upp som en slurry, dvs. med högt vatteninnehåll. Fördelen med denna teknik är att risken för grumling av vattnet är liten, även om grumling inte kan undvikas helt.
Problem med sugmuddring är att massorna har ett högt vatteninnehåll och behöver avvattnas innan massorna kan användas i andra sammanhang. Avvattningen kostar mycket tid och energi. Det största spillet fås med sugmuddring och är ungefär 0-5 % av de upptagna
massorna (Burton et al 2008). Att massorna spills ger en oönskad omrörning av sediment och grumlighet. En annan viktig aspekt av muddringen är ljudet som uppstår. Generellt så har sugmuddring en högre bullernivå än mekanisk muddring. Sugmuddring brukar göras vid djup överstigande 16 meter (Miljösamverkan Sverige 2006).
När det kommer till mekanisk muddring, vilket sker med skopa, finns en del olika tekniker beroende på val av skopa och hur många skopor som finns tillgängliga. En stor nackdel med mekaniska metoder är att grumligheten och omrörning av vatten är större än för sugmuddring.
Därmed är risken för spridning av eventuella föroreningar i sedimenten också större. En annan nackdel är att kontrollen av upptagna muddermassor är sämre för mekaniska metoder i jämförelse med sugmuddring. Skoporna som sänks upp ner och dras upp orsakar grumlighet vilket inte förekommer hos sugmuddring. Mekaniska mudderverk ger inte så mycket spill som sugmuddring. Mekaniska mudderverk brukar kunna användas på djup ner till ca 25 meter.
Enskopeverk är en mekanisk muddringsteknik. Grävskopan är monterad på en pråm vilket visas i figur 8. Denna teknik är väl lämpad för hårda material, t.ex. morän, sprängsten eller hård lera. Arbetsdjupet för detta verk är ner (Miljösamverkan Sverige 2006) till 25 meter.
Denna teknik ger en god precision.
26
Figur 8 - Bild på ett medelstort enskopeverk lämpligt för muddringsarbete vid hamnar (Miljösamverkan Sverige 2006).
En vanlig muddringsteknik som hamnar använder sig av om de vill använda sig av mekanisk muddring är skopverk (paternosterverk). Det är ett enskopeverk med flera förbundna skopor.
Det är gjort för större muddringar vid hamnar och för att underhålla farleder.
Frysmuddring är en relativ ny typ av mekanisk muddringsteknik.
Tekniken går ut på att sediment fryses fast på t.ex. rör eller block som sedan tas upp.
Frysningen av sedimentet ger en låg grumlighet vid upptagande. Denna metod innebär dock en del spill, eftersom blocken ska kunna lyftas upp måste en viss mängd ofryst sediment lämnas kvar på botten. Denna metod är också dyr i förhållande till andra metoder men fördelen är att relativt torra muddermassor fås upp (Miljösamverkan Sverige 2006, Holmström 2010). Frysmuddring innebär att det inte krävs så mycket avvattning, dock är denna metod i utvecklingsstadiet och har inte använts i så stor utsträckning ännu.
Ett annat exempel på en relativt ny muddringsteknik som inte är lämpad för förorenade sediment är Watermaster (Elander 2004). Metoden kan dock användas som underhållsteknik för hamnar som behöver bibehålla sina djup. Metoden kan beskrivas som en blandning av mekanisk och hydraulisk muddring. Den har en skopa med sugmunstycke vilket gör att den är lämpad för både grävning samt sugning av sediment. Nackdelen är att tekniken ger stor grumling, förutom att grumlighet uppstår från själva muddringsförfarandet så uppstår grumling vid förflyttning av stödbenen.
När muddring sker i strandområden och nära land behöver sugmuddring ibland kompletteras med mekaniska metoder. För att göra teknikernas fördelar och nackdelar mer överskådliga visas en sammanställning i tabell 2 nedan.
27
Tabell 2 – Muddringsteknikers fördelar och nackdelar.
Muddringsteknik Fördelar Nackdelar Användningsområde Sugmuddring Lite grumlighet Avvattning, får
ett spill på 0-5
%
Miljömuddring
Mekanisk, enskopeverk
God precision, muddra på stort djup
Stor grumlighet Miljömuddring
Mekanisk, flerskopeverk
Muddra på stort djup
Stor grumlighet, Svårt kontrollera avverkning
Underhållsmuddring
Mekanisk frysmuddring
Liten grumlighet, torra
muddermassor
Dyr,
tidskrävande
Okänt
Watermaster, kombination av mekanisk och sugmuddring
Oberoende av vattendjupet
Stor grumlighet Underhållsmuddring
28 2.4.2 Vad avgör muddringsteknik?
Ju mer organiskt material det finns i sedimentet, desto större chans att träffa på organiska föroreningar i sedimenten (Naturvårdsverket 2009). För att bedöma massorna och besluta åtgärd kan inte bara befintliga miljögifter betraktas utan även hur lätt miljögifterna frigörs från sedimenten. Eftersom föroreningarna lätt sprids på grund av muddringen och även naturligt kan problemen lätt bli ett regionalt problem. Östersjön är omgiven av många länder, det gäller då att vara extra försiktig i sitt val av teknik och utförande.
Val av metod styrs bland annat av:
Muddringsvolym
Geologiska/hydrologiska förhållanden och föroreningsgrad
Vattendjup
Avstånd till tipplats eller deponi
Tidsplan
Årstid
Miljökrav
Säkerhet
Pris
Volymen av hur många kubikmeter som ska muddras kan vara avgörande för projektet. Det kan vara bra att veta hur mycket som ska muddras av logistiska skäl samt att olika
mudderverk har olika kapacitet. Riskerna för ett stort projekt kan vara större, men dock ska inte riskerna i ett litet projekt förbises.
Geologiska förhållanden är avgörande vid muddring, bottenmaterialet och dess hårdhet styr krav på muddringsutrustning som behövs. Mekanisk muddring är bra för hög precision och hårdare sediment. Däremot är hydraulisk muddring att föredra när lösa sediment ska tas upp eftersom tekniken är snabb och kostnadseffektiv.
Vad gäller geologin och de hydrologiska förhållandena existerar olika sedimentationshastigheter på olika ställen i Östersjön. Det råder större
sedimentationshastighet ute vid stora vattendjup än vid strandnära områden (Sjöberg 1992).
Även landhöjningen varierar längs Sveriges kust. I trakten av Skellefteå är landhöjningen ca 8-9 mm/år, i Stockholmstrakten runt 4 mm/ år och i Skånetrakten endast ca 1 mm/år (Sjöberg 1992). Detta bidrar bland annat till hur ofta en hamn måste underhållsmuddras.
29
Vad gäller geologin i Östersjön är det svårt att i förväg säga vilken typ av sediment som finns vid varje hamn. Vidare är oftast berggrunden vid hamnen annorlunda än till sjöss. Oftast behöver berg sprängas bort i samband med muddring. Vidare så innehåller sedimenten partiklar av olika storlekar, vilket leder till att ibland flera muddringstekniker behöver användas (Klingberg pers. kommunikation 2010).
Ett sätt att bedöma de olika muddringsmetoderna är att räkna på sedimentspill, mekanisk muddring medför mindre sedimentspill medan hydraulisk ger mer sedimentspill. Spillet brukar ligga mellan 0-5 % av upptagna massor (Naturvårdsverket 2009).
Även föroreningsgraden spelar in vid val av teknik eftersom vissa tekniker ger stor grumlighet och frisätter då eventuella miljögifter som finns bundna i sedimenten.
I många hamnar är det viktigt att underhålla djupet hos farleder för att undvika problem för fartyg i hamnen att manövrera (Klingberg pers. kommunikation 2010). Att endast muddra för att erhålla djup på grund av t.ex. landhöjning eller sedimentation går under namnet
underhållsmuddring.
Avståndet till deponi eller tippningsplats kan vara en avgörande faktor vid stora
muddringsvolymer. Det kan lätt bli oekonomiskt att transportera muddermassor, bara några få kilometer med lastbil kan bli ett så dyrt alternativ att t.ex. tippning väljs istället (Rahm pers.
kommunikation 2010).
Tidpunkten för muddring är viktig då man inte får arbeta under sommaren. Fiskarternas reproduktion störs mest på sommaren varpå man väljer vinterhalvåret då påverkan är minimal (Miljösamverkan Sverige 2006). Därför är det vanligt att projekt startas upp efter sommaren.
Inför varje projekt måste olika faktorer begrundas och restriktioner följas så gott det går. Allt för att välja den lämpligaste tidpunkten och tekniken för projektet i fråga.
30
2.4.3 Avvattningstekniker i samband med muddring
Det finns i huvudsak tre olika huvudtekniker för avvattning i samband med muddring.
Det är mekanisk avvattning, passiv avvattning samt avvattning med hjälp av geotuber.
Mekanisk avvattning använder energi för att pressa, suga eller centrifugera ut vatten ur sedimentet (Naturvårdsverket 2003). Ett vanligt effektivt redskap inom mekanisk avvattning är silbandspressar som ger en bra avvattning. Det finns även kammarfilterpressar och
centrifuger men de har fler nackdelar än silbandspressar, vilket gör att silbandspressar är den vanligaste lösningen. Problemet med mekanisk avvattning är att den är känslig för grova föremål eftersom mekanisk rening innehåller ett galler som rensar bort föremål, gallret är ofta ganska grovt. Det går att uppnå upp till 70 % i TS- halt vid mekanisk avvattning samt att det tar mindre plats än t.ex. passiv avvattning (Naturvårdsverket 2003).
Passiv avvattning innebär att vatten avlägsnas genom avdunstning eller dränering i
sedimentationsbassänger. Flockningskemikalier kan tillsättas för att påskynda avvattningen.
Avvattnade sediment från dränerade sedimentationsbassänger kan efter avslutad behandling grävas ur och återanvändas vid senare tillfälle (Håkansson 2001).
Ytterligare en metod som används är avvattning med s.k. geotuber. Tuberna är gjorda av permeabel textil som fungerar som filter. Avvattningen görs genom att material pumpas in i en geotub varpå ett övertryck byggs upp inne i tuben. Övertrycket får vattnet att pressas ut genom tubens porer. Genom val av lämplig porstorlek på geotextilen och kornstorlek på dräneringsskiktet kan en god partikelavskiljning erhållas. Tekniken med geotuber är en ny metod och har hittills endast använts en gång i Sverige (Håkansson 2001).
2.4.4 Deponering
Det finns tre klasser av deponi och klasserna har olika krav på utformning och lokalisering (Persson 2005).
- Deponi för farligt avfall (klass 1) - Deponi för icke farligt avfall (klass 2) - Deponi för inert avfall (klass 3)
Vid deponering av muddermassor måste föroreningsgraden undersökas noggrant, även utlakningsförsök måste göras för klass 1 och klass 3. Lakvatten som passerar genom deponin måste för deponi av klass 1 vara minst 200, för deponi för inert avfall gäller 1 år. För klass 2 som gäller icke farligt avfall gäller 50 år (Naturvårdsverket 2008). Lera och bentonitmatta (skyddas med sand) kan sättas till deponin för att försäkra att laktiden uppfylls. Vad gäller funktionskrav så måste klass 1 och klass 2 vara försedda med tätskikt och dräneringsskikt under avfallslagret. Ett ytterligare dräneringsskikt finns som består av tex. makadam och transporterar bort lakvatten. För klass 1 och klass 2 deponier är det stränga regler för hur mkt lakvatten som får produceras, vilket måste tas hand om och renas.
Enligt deponeringsförordningen anges t.ex. att tillståndsmyndigheten skall kontrollera sluttäckningen av deponin (Naturvårdsverket 2008).
31 2.5 Svenska hamnars muddring
De olika hamnarna har olika projekt på gång och vissa hamnar muddrar regelbundet, t.ex.
Göteborgs hamn som gör underhållsmuddring varje år vilken slutförs vintertid (Gulis pers.
kommunikation 2010). Det är för att underhålla farleder, hamnbassänger och fördjupa kajer (Klingberg pers. kommunikation 2010). Förutom underhållsmuddring så nymuddras det när man ska bygga ny kaj eller göra en annan nybyggnation. Med tanke på att Göteborgs hamn gör både underhållsmuddring samt nya projekt använder de sig av både sugmuddring, samt mekaniska metoder som muddring med enskopeverk och paternosterverk.
Underhållsmuddring sker regelbundet i vissa hamnar, t.ex. Göteborg och Hamburg, vilket visas i tabell 3. Att dessa hamnar måste underhållsmuddra ofta beror bland annat på kraftig sedimentation. För hamnar där sediment med tiden blivit alltför kontaminerade och
muddringsåtgärder krävs, kopplas ofta utomstående entreprenörer in vilket medför transport av mudderverk och annan utrustning.
Tabell 3 – Sammanställning över ett urval av olika hamnars muddring.
Hamn Muddringsteknik Volym (m3) sediment
Hantering Gävle Hamn Hydraulisk –
sugmuddring plus miljömuddring
4 000 000 (projekt) 1 000 000 m3 nyttiggörs
(förorenade), resten tippas
Oxelösund Hamn Mekanisk muddring med sluten skopa
174 000 (projekt) 50 000 m3 Nyttiggörs
(förorenade), resten tippas
Göteborgs Hamn Sugmudderverk och mekanisk muddring
250 000
(underhållning varje år)
Nynäshamn Mekanisk grävmuddring
1 100 000 (projekt) Ca 66 0000 m3 nyttiggörs, resten obestämt än så länge
Karlshamn Hamn 140 000 (projekt) Ca 13 000 m3
nyttiggörs Oskarshamn Mekanisk
grävmuddring samt sugmuddring
770 000 (projekt)
Hamburg hydraulisk Ca 3 000 000
(underhållsmuddring varje år)
32 2.5.1 Hamburg hamn
Flera länder och hamnar runt Östersjön deltar i SMOCS -projektet. En hamn som behöver underhållsmuddra stora volymer sediment varje år är Hamburg hamn, ca 3-4 miljoner m3sediment (Laksso pers. kommunikation 2010). Detta till skillnad från Gävle hamn som muddrar 4 miljoner m3 i ett enstaka pågående projekt (Rahm pers. kommunikation 2010).
En annan viktigt skillnad är också hur muddermassorna tas upp. I Gävle hamn används mekanisk muddring. Hamburg använder sig av sugmuddring. Vid sugmuddring fås en större inblandning av vatten (upp till 80 %) vilket ger en lägre torrsubstanshalt i muddermassan än vid Gävle hamn där inblandningen av vatten vid mekanisk muddring bedöms till 20 % (Laksso pers. Kommunikation 2010). Att Hamburg sedan har flera användningsområden för muddermassor hänger ihop med lagstiftningen. Lagstiftningen i Tyskland tillåter flera olika sätt att använda massorna för att slippa deponera dem. Att deponera är problematiskt i Tyskland eftersom det är ett så befolkningstätt land. Hamburg använder bl.a. muddermassor till att göra tegelstenar av, i deponier som täckmaterial samt för att fylla ut hamnbassänger (landvinningar).
En annan intressant aspekt av muddring vid Hamburg är att man har låtit bygga en s.k.
Sedimentationsvägg i Elbeflodens mynning, för att minska sedimentationen. En
sedimentationsvägg hjälper till att hålla vattnet strömmande så att partiklar inte faller ner till botten och sedimenterar i hamnen. Hamburg har mera strömmande vatten än i Gävle vilket bl.a. beror på den stora transporten av sediment i Elbefloden och att man har mera trafik i hamnen än i Gävle (Laksso pers. kommunikation 2010).
Vad gäller tippning så tippar båda hamnarna sediment i havet, det som skiljer sig är dock att Hamburg har en längre transportsträcka till tippningsplatsen. I Hamburg är sträckan ca 19 km medan i Gävle transporteras muddermassorna bara ca 3 km.
2.5.2 Oxelösund hamn
Oxelösund hamn planerar en utbyggnad av hamnen och har valt att muddra ca 174 000 m3 sediment, varav 50 000 förorenade. Omhändertagandet för massorna är stabilisering av förorenade, respektive tippning av oförorenade (Miljödomstolen 2008).
Hamnen planerar att använda sig av mekanisk muddring med sluten skopa, s.k.
miljömuddring. För upptagande av icke förorenade massor används också mekanisk
muddring. För stabilisering används två komponenter i bindemedlet, nämligen Cement och Merit 5000.
33 2.6 Hantering av bottensediment
Traditionellt sett har muddermassor deponerats på land eller tippats till havs. På senare tid har ett tredje hanteringsalternativ blivit mera populärt, nämligen stabilisering av massor.
Behandlingen av förorenade massor genom stabilisering har bland annat lett till nyttiggörande i hamnkonstruktioner. Eftersom transporter har en stor påverkan på miljön blir deponi ett dåligt alternativ och nyttiggörande blir ett mer fördelaktigt alternativ (Simon 2008). Dock uppstår en del miljöpåverkan från transporter av material till hamnen vid nyttiggörande av massor. Tippning till havs ger relativt korta transportsträckor men ger dessvärre den största påverkan på marina miljön (Simon 2008). För att kunna tippa till havs krävs att hamnen i fråga har tillgång till ackumulationsbotten. Eftersom de olika hanteringsalternativen har både för- och nackdelar är det svårt att avgöra generellt vilket alternativ som är det mest
fördelaktiga och metod och tillvägagångssätt måste avgöras från fall till fall.
2.7 Gävle hamn – fallstudie
I denna studie har en miljöbedömning med utgångspunkt från Gävle hamn gjorts. I detta kapitel beskrivs hamnens pågående muddringsprojekt närmare. I fallstudien ingår både information om hamnen, dess verksamhet samt pågående projekt.
Figur 9 - Flygfoto över Gävle hamn (Gävle hamn AB 2010).
34 2.7.1 Verksamhet
Gävle hamn har bra förbindelser för sjö-, järnvägs- och landsvägstrafik. Hamnen har mycket stor betydelse för regionen. Endast ca 10-15 % av det som transporteras från och till hamnen stannar i Gävle kommun. Varje år anlöper ca 1000 fartyg i hamnen och ca 5 miljoner ton gods hanteras årligen. Hamnen ses som en av tio hamnar i Sverige av särskilt strategiskt betydelse och är ostkustens största containerhamn. Förutom planer på expansion av tågförbindelser så finns planer på att öka sjötrafiken och bygga ut inseglingsleden till hamnen (Gävle hamn AB (a) 2010).
2.7.2 Pågående projekt
2008 fick Gävle hamn tillstånd från länsstyrelsen och miljödomstolen att muddra upp till fyra miljoner kubikmeter sediment (Gävle hamn AB 2008). Sedimenten består av lera och
morän/kalksten. Projekt med att muddra och skapa nya landvinningar pågår ända till år 2015 då kommer asfaltering av de fyra kajerna att göras (Gävle hamn AB 2007).
I samband med muddringen kommer inseglingsleden att bli fördjupad och breddad. Detta leder till brantare slänter som i sin tur ger ökad lokal sedimentation. Den ökade
sedimentationen leder i sin tur till krav på frekvent underhållsmuddring.
Senast Gävle hamn underhållsmuddrade var 2002 och innan dess genomfördes underhållsmuddring någon gång på 70-80 talet (Astner pers. kommunikation 2010).
I provtagningar från kontaminerade sediment fanns bland annat tungmetaller som bly och kadmium. Även organiska miljögifter har påträffats i form av PCB.
En annan orsak till muddringen är den pågående landhöjningen som bedöms till 0,7 cm/år vid Gävle hamn (Astner pers. kommunikation 2010). Detta ger behov av att underhållsmuddra, men väldigt sällan.
I Gävle hamn transporteras gods till och från hamnen med lastbil eller båt. När det gäller mudderverken så transporteras de till och från Gävle hamn med fartyg på pråmar (Rahm pers.
kommunikation 2010). Vissa delar kan dock komma med lastbil men de flesta transporter sker till sjöss när det gäller muddringsutrustning.
35
Figur 10 - Exempel på ett sugmudderverk från Boskalis Sweden AB (Boskalis Sweden AB).
36
I figur 11 visas planerade muddrings- och utfyllnadsområden vid Gävle hamn. Muddring kommer att ske på fyra ställen, samtidigt kommer en del av dessa massor användas till att fylla ut sex andra områden, vilket visas i figur 11 (område 1-6). Område 5 i figur 11 är det område som utsetts till föreslagen tipplats.
Figur 11 - A, B, C och D är områdena som kommer att muddras och område 1-6 kommer att användas som utfyllnadsområde (Gävle hamn AB augusti 2010).
Vidare kommer projektet att öka vattendjupet vilket är gynnsamt för hamnen, tabell 4 visar vattendjupet före och efter muddringen vid fyra olika kajer.
Tabell 4 - Djupförhållanden i Gävle hamn i samband med muddringsprojektet (Gävle hamn AB 2007).
37
Vad gäller inseglingsleden till Gävle hamn så ansvarar hamnen tillsammans med
Sjöfartsverket för att den uppfyller kraven. Gävle hamns farled är ca femton nautiska mil.
Som en jämförelse har Oxelösunds hamn har ca fjorton och Norrköpings hamn ca fyrtio nautiska mils inseglingsled.
2.7.3 Hantering av sediment vid Gävle hamn
I Gävle hamns Miljökonsekvensbeskrivning (MKB) fastställs att fyra miljoner kubikmeter morän/kalksten, lera och mjukare bergarter ska muddras och hanteras. Det går att observera en viss övertäckning av sand och grus över sediment kring Gävle hamn, vilket är ett tecken på omrörning och aktiv transport (Sjöberg 1992).
Av fyra miljoner kubikmeter kommer en miljon att nyttiggöras, den massan ansågs förorenad enligt provtagningar (Gävle hamn AB 2008). De resterande tre miljonerna kommer att tippas på en ackumulationsbotten då de ansågs vara oförorenade. Muddringsarbetet kommer att ske i två steg där det översta (50 cm) sedimentet som är förorenat kommer att tas bort med stor försiktighet, troligtvis miljömuddring. I det översta skiktet ligger mest miljögifter lagrade och då ger miljömuddring med sluten skopa (mekanisk muddring) en liten grumlighet och
omrörning. Den låga grumligheten och omrörningen som fås med miljöskopa är ett viktigt motiv för att använda detta redskap. Troligen kommer sugmuddring att bli aktuell för
resterande sedimentupptag. Största delen av sedimentet lyfts alltså upp med sugmuddring och denna massa transporteras till havs för tippning.
För de förorenade sedimenten finns två hanteringsalternativ; nyttiggörande eller deponering.
Gävle hamn har valt att nyttiggöra de förorenade muddermassorna till expansion av kajer och pirar i hamnen. För att kunna nyttja massorna måste de först stabiliseras och solidifieras vilket görs i hamnen, detta för att bland annat få rätt geotekniska egenskaper.
38 Kajernas proportioner visas i figur 12 nedan.
Figur 12 - Sektionsprincip över Kaj i Gävle hamn. Överbyggnad är detsamma i alla scenariona och ingår inte i analysen (Rahm pers. kommunikation 2010).
Tippningsplats som är belägen 6 kilometer utanför Gävle hamn (figur 11) bestämdes i samråd med fiskare och Sveriges geologiska undersökning (SGU). Hanteringsalternativen vid Gävle hamn berör flera kapitel i Miljöbalken. Muddring räknas som farlig vattenverksamhet vilket beskrivs i kapitel 11 i Miljöbalken. Kapitel 9 i Miljöbalken beskriver tippning.. Kapitel 15 i Miljöbalken klargör att muddermassor klassificeras som avfall.
39 2. 7.4 Stabilisering vid Gävle hamn
Stabilisering kan delas upp i in-situ, ex-situ, off-site och ex-situ on-site, där in-situ innebär att massorna stabiliseras där de ligger. Ex-situ innebär at massorna stabiliseras efter muddring och används som fyllningsmaterial inom hamnområdet, medan ex-situ off-site innebär att stabilisering sker på annan plats.
Stabilisering kan utföras antingen som masstabilisering eller processtabilisering. Tekniken vid inblandning av bindemedlet skiljer sig åt vid masstabilisering och processtabilisering (Mácsik pers. kommunikation 2010). Vid processtabilisering lastas massorna över från pråm direkt till utrustningen. Inblandningen av bindemedlet blir mer homogen vid processtabilisering och vid Gävle hamn är det PEAB som tillhandahåller stabiliseringsutrustningen. Utrustningen drivs av elektricitet från ett vindkraftverk i anslutning till hamnen (Helin 2010 pers. kommunikation).
Vindkraftverket upprättades inte enbart för stabiliseringen men är viktig att beakta i
systemanalysen (Astner pers. kommunikation 2010). Fördelen med att utrustningen inte drivs med dieselgenerator är t.ex. mindre buller samt inga utsläpp från stabiliseringsutrustningen.
Visserligen uppstår en viss påverkan i samband med byggandet och rivandet av vindkraftverket vilket kommer att beaktas. Med stabilisering menas att föroreningen oskadliggörs genom en kemisk reaktion, sedan solidifieras föroreningen vilket gör den immobil (Naturvårdsverket 2007).
En liknande process för stabilisering har använts i Åbo 2008. Sedimentets egenskaper var liknande de som påträffas i Gävle hamn och bindemedlet bestod av tre komponenter, bland annat cement.
Figur 13 - Liknande processtabilisering i Finland 2008 (Holmström 2010).
40 3. Metod
I detta kapitel beskrivs tillvägagångssättet för livscykelanalysen. I början definieras studiens dimensioner och systemgränser, sedan används Gävle hamn som fallstudie tillsammans med övriga inventeringsdata. Målet med denna studie är att göra en systemanalys med hjälp av LCA som verktyg. Studien är av stand - alone karaktär och görs som en screening - LCA.
3.1 Övriga aspekter
Ekonomiska aspekter har exkluderats med tanke på att de följs upp i en annan studie. För att belysa ekonomiska aspekter i ett brett perspektiv finns Livscykelkostnad (LCC) som en viktig metod. En viktigt ekonomisk aspekt är att hamnen muddrar för att kunna expandera sin verksamhet.
I projektet kan det tänkas uppstå en del aspekter som kan räknas som sociala. Vid muddring förändras landskapsbilden, detta kan påverka människor som bor i dess närhet. Oljud som uppstår vid muddringen kan leda till besvär och klagomål. En social aspekt som kan ses som positiv är att muddringen skapar sysselsättning.
3.1.1 Systemgränser
I detta kapitel kommer en analys av systemet att göras. I den tidigare studien exkluderades muddringstekniker från systemet (Simon 2008).
I denna studie ska muddringstekniker inkluderas och därför kommer också olika
muddringstekniker att analyseras. Vidare syftar denna studie även till att hitta ”hot spots” i systemet och kvantifiera dem. Sedimentets väg från ”vaggan till graven” blir från havets botten till slutstationerna tippning, deponi eller nyttiggörande.
Avgränsningar görs på flera olika nivåer i systemet, mot natursystem, mot andra produkters livscykler och även i tiden. Ett tidsperspektiv på 100 år användes. När det gäller transport av muddringsutrustning sker det oftast med båt till och från hamnen. I enstaka fall sker transport med lastbil (insjömuddringar) men de flesta transporter sker till sjöss (Rahm pers.
kommunikation 2010) varför båttransport blir utgångspunkt för denna aktivitet. Vad gäller tillverkning av maskiner i studien har de inte signifikant effekt på resultatet vilket lett att de exkluderas ur studien, förutom vindkraftverket i Gävle hamn som levererar el till
stabiliseringen (Simon 2008).
41
Figur 14 - Systemgränser uppsatta av Simon (2008).
42
När muddringen ingår i systemgränserna kan systemet beskrivas på följande sätt:
Figur 15 - Nya systemgränser.
43
Eftersom de två huvudteknikerna hydraulisk och mekanisk muddring är ungefär lika vanligt förekommande, och val av teknik påverkar muddermassorna samt därmed val av
hanteringsmetod kan systemet komma att få detta utseende när vi tar hänsyn till de två olika teknikvalen (Lindström pers. kommunikation 2010).
Figur 16 - Systemgränser med specifikation av val av muddringsteknik.
44 3.1.2 Förklaring av system
Systemet börjar med ett beslut om att muddra, beroende på sedimentets karaktär och andra faktorer görs ett teknikval (hydraulisk/mekanisk).
Efter att muddermassorna lyfts upp sker en pråmtransport. Transporten sker in till land (i stabiliserings- och deponiscenarierna) medan i tippningsscenarierna transporteras massorna ut till havs för att sedan pumpas till botten. I stabiliseringsscenarierna analyseras
underbyggnaden till kajen, som byggs med muddermassor i stället för konventionella bergmaterial i deponi/tippnings - alternativen.
Viktiga materialflöden som gäller för masstabiliserings- och deponiscenarierna är
transporterna av bindmedel (cement, merit, bioflygaska). Vid deponiscenarierna sker alltså också en masstabilisering, eftersom det annars inte går att deponera massorna på grund av deras geotekniska egenskaper. Till deponin körs även bindemedelsmixen. Förutom
bindemedel transporteras även bergmaterial, bentonit, geotextil, sand och jord som ska fungera som skyddslager och materialavskiljare. Bentonit och geotextil transporteras från Tyskland.
I tippningsscenarierna blir det stora inflöden av bergmaterial för kajbygge. Efter att ha tippat massorna bör en övertäckning ske vilket dock inte tas med i systemet.
I resultatdelen lokaliseras alla stora miljöbelastningar samt var i cykeln de uppstår. Livscykeln delas upp i transport och användande av mudderverk, produktion av material, transport av material samt användandet av arbetsmaskiner vid platsen. För arbetsmaskiner ingår även transport av muddermassor, till havs och till land.
45
Tabell 5 - Aktiviteter inom respektive Scenario.
Scenario 1 Fordon/maskin Information
Hydraulisk muddring
Pråmtransport till land Pråm från Boskalis AB Emissionsfaktorer för
”medium sized ship”
Stabilisering Stabiliseringsutrustning PEAB AB
Emissionsfaktorer:
vindkraftverk Scenario 2
Hydraulisk muddring
Pråmtransport till land Pråm från Boskalis AB Transport till deponi Volvo A4 dumper Arbetsmaskiner för
upprättande av deponi
Grävmaskin (Volvo) Byggande av kaj
(bergmaterial)
Vält Packning av lager
Scenario 3
Hydraulisk muddring
Pråmtransport till havs Pråm från Boskalis AB Pumpning till botten
Byggande av kaj (bergmaterial)
Vält
Scenario 4
Mekanisk muddring
Pråmtransport till land Pråm från Boskalis AB
Stabilisering Stabiliseringsutrustning PEAB AB
Scenario 5
Mekanisk muddring
Pråmtransport till land Pråm från Boskalis AB Transport till deponi
Arbetsmaskiner för upprättande av deponi Byggande av kaj (bergmaterial) Scenario 6
Mekanisk muddring
Pråmtransport till havs Pråm från Boskalis AB Pumpning till havsbotten
Byggande av kaj (bergmaterial)
Vält
46 3.1.3 Funktionell enhet
Som funktionell enhet räknas omhändertagandet av 1000 m3 sediment. Funktionella enheten väljs så att samma kajyta byggs även vid användandet av konventionella material.
Motiveringen att den funktionella enheten väljs till 1000 m3 är att hamnar ansöker om X m3 sediment i sitt muddringstillstånd till miljödomstolen.
3.1.4 Upplägg inventering
Data har samlats från olika källor men med fokus på data från Gävle hamn.
Fallspecifika data har prioriterats, vid databrist från Gävle hamn har generella data använts.
Detta gäller även för emissionsfaktorer samt karakteriserings- och normaliseringsfaktorer.
Vid generell datainsamling har ambitionen varit att använda så färska data som möjligt, exempel på generella indata är t.ex. emissionsfaktorer för lastbilar och fartyg. Indata och emissionsfaktorer är bland annat hämtade från Bauman and Tillman (2004).
Normaliseringsfaktorer är hämtade från CML 2007 (Institute of Enviromental Sciences Leiden University) och väljs i ett Europeiskt perspektiv. En del antaganden har även gjorts i studien, t.ex. avståndet till deponi, känslighetsanalys är sedan gjord på avståndet till deponi.
3.1.5 Gruppering av resurser och emissioner i miljöpåverkanskategorier Följande miljöpåverkanskategorier (tabell 6) har valts med tanke på datatillgänglighet samt vad som kan anses relevant för frågeställningen. Vidare har antalet miljöpåverkanskategorier begränsats till 4 stycken på grund av studiens omfattning.
Ekotoxicitet är ett exempel på en viktig miljöpåverkanskategori som har valts bort i studien på grund av otillräcklig tillgång på data samt stora osäkerheter i de data som finns. Denna
påverkanskategori är komplex eftersom den involverar så många ämnen av olika karaktär.
Beroende på vilket medium som utsläppet sker till (luft, mark, vatten) påverkas ekosystemet olika. Eftersom utsläppen i studien sker till både mark och vatten har det varit svårt att inkludera denna kategori.
Vid tippning till havs uppstår föroreningsspridning från massorna. Vid deponering sker utlakning till mark, dvs. ett annat ”medium” vilket gör det svårt att jämföra påverkan i de olika scenarierna eftersom karakteriseringsfaktorer inte tar hänsyn till spridning i olika media.
Med tanke på detta har ekotoxiciteten exkluderats ur denna studie.
Dessutom redovisas användningen av olika resurser separat.
47
Tabell 6 – Klassificering av resurser och emissioner i miljöpåverkanskategorier.
Resurser Abiotiska resurser (MJ exergiinehåll)
Potential för global uppvärmning (CO2-ekv)
Försurning (SO2-ekv)
Eutrofiering (P04-ekv)
Kalksten X Bergmaterial X Natursand/grus X Fossilt bränsle X
Emissioner till luft
CO2 X
SO2 X
NOx X X X
CH4 X
N2O X X
HC X CO X
Emissioner till vatten
Ntot X
COD X
