Livscykelperspektiv på återvinning av askor.pdf - Svensk Fjärrvärme

livscykelperspektiv 

på återvinning av askor 

Rapport I 2008:4



susanna olsson 

ISBN 978-91-7381-009-8 

© 2008 Svensk Fjärrvärme AB

förord 

Här redovisas resultaten från en studie av konsekvenser av olika alternativ för hantering 

av askor ur ett livscykelperspektiv. Studien ingår i forskningsprogrammet Fjärrsyn 

som finansieras av Svensk Fjärrvärme och Energimyndigheten. Rapporten är också en 

bilaga till rapporten Miljökonsekvensanalys av Naturvårdsverkets förslag till kriterier 

för återvinning av avfall i anläggningsarbeten – Syntesrapport, Avfall Sverige, 2008. 

Miljökonsekvensanalysen inkluderar en rad olika utredningar och har genomförts 

som ett samarbete mellan SGI, IVL, Flyhammar Resurs Miljö, ÅF-process och Ecoloop 

AB. En referensgrupp med representanter från projektets finansiärer, Svensk Fjärrvärme, 

Avfall Sverige, Svenska Energiaskor AB, Boliden Mineral AB, Skogsindustrierna, 

Svenska Gjuteriföreningen och Jernkontoret har bidragit med underlagsmaterial och 

synpunkter. 

Det som behandlas i denna rapport är konsekvenser av olika alternativ för hantering 

av askor ur ett livscykelperspektiv där potentiella miljöeffekter globalt, regionalt och 

lokalt inkluderas. 

Klas Gustafsson 

Omvärldsrådet, Svensk Fjärrvärme 

Rapporten redovisar projektets resultat och slutsatser. Publicering innebär inte att Svensk Fjärrvärme 

eller Fjärrsyns styrelse har tagit ställning till innehållet. 

4 

livscykelperspektiv på återvinning av askor

sammanfattning 

Användning av förbränningsaskor som anläggningsmaterial innebär att de resurser 

som förbrukas och de emissioner som bildas vid nybrytning och förädling av jungfruliga 

råvaror samt vid deponering av askan kan undvikas. Detta ska dock vägas mot 

den risk för utlakning av exempelvis metaller som användningen av aska för med sig. 

En metod för miljöbedömning som kan inkludera såväl resursförbrukning som emissioner 

till luft och vatten är livscykelanalys (LCA). Syftet med detta projekt var att ur 

ett livscykelperspektiv belysa konsekvenserna av att nyttiggöra eller deponera förbränningsaskor, 

med utgångspunkt från tidigare genomförda LCA. Målet var att lyfta 

in regionala och globala miljöeffekter i miljöbedömningen och visa på potentiella 

konflikter mellan olika miljömål för att därmed bidra till beslutsunderlag för kriterier 

och regler runt askhantering. 

Utgångspunkten var att en viss mängd av de studerade askorna, bottenaska från 

avfallsförbränning, flygaska från torvförbränning och flygaska från skogsbränsleförbränning, 

produceras och att olika alternativ för omhändertagande finns tillgängliga. 

För varje aska studerades tre alternativa scenarier, två där askan nyttiggörs och ett där 

askan deponeras. Den funktionella enheten (dvs systemets ”nytta”) omfattade såväl de 

produkter som askan kan nyttiggöras i, som själva omhändertagandet av aska. Analysen 

genomfördes stegvis utifrån metodiken för LCA, med målbeskrivning, inventering, 

miljöpåverkansbedömning och tolkning. Fokus lades på skillnaden mellan studerade 

scenarier under 100 år. 

Användning av avfallsbottenaska i väg visade sig spara krossat berg och energi, 

men ge större utlakning av metaller jämfört med deponeringsscenariet. Användning 

av bottenaskan i dräneringsskikt sparar sand men ger också ökad metallutlakning. 

När det gällde torvflygaskan visade sig användning av askan i väg eller i tätskikt spara 

energi och naturresurser jämfört med deponering men ge större utlakning av framför 

allt As. Att använda torvflygaskan som vägmaterial sparar något mer än att använda 

den i tätskikt. Både användning av skogsbränsleaskan i väg och återföring av askan till 

skogen visade sig spara naturresurser och energi jämfört med deponering. Att återföra 

askan till skogen sparar mest energi och det scenariet sparar även naturresurserna Zn, P 

och Dolomit. Utlakningen av metaller är dock störst om askan sprids i skogen, men om 

denna utlakning ska ses som ett nettotillskott till naturen kan diskuteras. 

Resultaten var framför allt känsliga för antaganden som gällde transporter och 

utlakning, men även i viss mån underhåll. När det gällde skogsbränsleaskan var det 

framför allt antagandet om näringskompensationen är nödvändig eller inte som påverkade 

resultatet. Generellt för alla tre fallstudierna gäller att uppskattningarna av 

metallutlakning måste anses som mycket osäkra, och att det finns ett stort behov av att 

utveckla befintliga modeller för långsiktiga lakuppskattningar. 

De tre fallstudierna demonstrerar vikten av att se hanteringen av aska ur ett livscykelperspektiv, 

eftersom det i alla tre fallstudierna visade sig att olika typer av miljöpåverkan 

uppstod i olika skeden av systemets och konstruktionernas livscykel. Medan 

naturresursanvändning, energianvändning och utsläpp till luft var störst vid produktion 

och transport av material skedde utsläppen till vatten framför allt vid användningen av 

de olika funktionerna. En miljöbedömning som enbart fokuserar på användningsfasen 

av exempelvis en vägkonstruktion riskerar därmed att exkludera stora delar av miljöpå- 

5 


verkan. Dock ska poängteras att LCA-metodiken inte hanterar tids- och platsspecifika 

effekter. Genom att komplettera platsspecifika bedömningar med denna typ av breda 

perspektiv som redovisas här fås ett beslutsunderlag som täcker såväl lokala, regionala 

och globala effekter vid olika tillfällen på en tidsskala, vilket minskar risken för att 

miljöproblem exporteras i tid och rum. 

De olika flödena i fallstudierna kan relateras till miljömål såsom ”god bebyggd miljö”, 

”begränsad klimatpåverkan” och ”giftfri miljö”. Dessa miljömål står dock till viss del i 

konflikt med varandra när det gäller hantering av aska och ett beslut om nyttiggörande 

eller deponering av askor innebär därför oundvikligen innebär att en prioritering måste 

göras mellan olika miljömål. För att göra en sådan prioritering på ett trovärdigt sätt 

krävs en genomtänkt och kommunicerbar metodik. 

6 


innehållsförteckning 

Förord 4 

Sammanfattning ............................................................................................................................................................5 

Innehållsförteckning ....................................................................................................................................................7 

1. Inledning ....................................................................................................................................................................8 

2. Metod ....................................................................................................................................................................... 10 

2.1. Livscykelanalys (LCA) ..................................................................................................10 

2.2. Tidigare exempel på LCA av askor eller andra restmaterial i anläggningar ...............10 

2.3. Principer för systemavgränsning, inventering och miljöpåverkansbedömning 

i fallstudierna ............................................................................................................... 11 

3. Fallstudie 1: Bottenaska från avfallsförbränning ....................................................................................15 

3.1. Inledning ...................................................................................................................... 15 

3.2 Metod ........................................................................................................................... 15 

3.3. Resultat och diskussion ...............................................................................................19 

3.4 Slutsatser från fallstudie 1 .......................................................................................... 24 

4. Fallstudie 2: Flygaska från förbränning av torv och returträ ............................................................25 

4.1. Inledning ......................................................................................................................25 

4.2. Metod ...........................................................................................................................25 


4.4 Slutsatser från fallstudie 2 ...........................................................................................34 

5. Fallstudie 3: Flygaska från förbränning av skogsbränslen ..................................................................35 

5.1. Inledning ...................................................................................................................... 35 

5.2. Metod ........................................................................................................................... 35 


5.4 Slutsatser från fallstudie 3 ...........................................................................................45 

6. Generell diskussion och slutsatser utifrån fallstudierna ...................................................................46 

6.1. Framtida utlakning av metaller .................................................................................. 46 

6.2. Miljöpåverkan ur lokalt, regionalt och globalt perspektiv ......................................... 49 

6.3. Prioritering av miljökvalitetsmål ................................................................................50 

6.4. Slutsatser ..................................................................................................................... 51 

7. Referenser ................................................................................................................................................................52 

7 


1. inledning 

Alla material påverkar miljön, traditionella såväl som återvunna. Återvunna material 

klassas som avfall och användandet av dessa är därför belagt med restriktioner. Att 

användning av återvunna material har en potential att spara naturresurser och energi 

tas sällan i beaktande. 

En del förbränningsaskor från fjärrvärmeproduktion kan användas som material för 

anläggningsbyggande och kan därmed utgöra en del i ett resurseffektivt och ekonomiskt 

hållbart energisystem. Naturvårdsverket har i sitt regleringsbrev för 2007 fått uppdraget 

att ta fram ”kriterier för återvinning av avfall i anläggningsarbeten i syfte att öka 

andelen avfall som återvinns utan risk för skadliga miljö- och hälsoeffekter”. De förslag 

till mycket stränga kriterier för utfasningsmetaller (Cd, Pb, Hg) som hittills presenteras 

kan medföra att återvinning av förbränningsaskor i anläggningsbyggande helt förhindras. 

Det alternativa omhändertagandet av dessa material (deponering) är dock inte utan 

framtida miljörisk. Dessutom innebär återvinning av askorna att de resurser som 

förbrukas och de emissioner som bildas vid nybrytning och förädling av jungfruliga 

råvaror samt vid deponering av askan kan undvikas. Resursanvändning och emissioner 

till luft är ofta av mer regional och global karaktär, än utlakning till vatten. I en helhetsbedömning 

bör hänsyn tas såväl till dessa aspekter som till lokala risker vid användning 

i anläggningar. Det finns ett stort behov att integrera olika metoder när det gäller 

miljöbedömning av förbränningsaskor. Detta ger möjlighet till fördjupad förståelse av 

dels vilken miljöpåverkan som kan förväntas, dels vilken betydelse systemgränserna kan 

ha för miljöbedömningens resultat. En metod för miljöbedömning, som kan hantera 

olika typer av miljöeffekter i samma analys, är livscykelanalys (LCA). Metoden innebär 

en möjlighet att komplettera lokalspecifika riskbedömningar där utlakning av miljöfarliga 

ämnen står i fokus, med vidgade systemgränser där även regional och global 

påverkan i form av exempelvis växthusgasutsläpp omfattas. Genom att analysen 

inkluderar såväl resursförbrukning som emissioner till luft och vatten tydliggör den 

även miljönyttan med att återanvända material. Miljöpåverkan från olika alternativ när 

det gäller omhändertagande av askor har tidigare studerats ur ett livscykelperspektiv i 

ett antal fallstudier. Dessa studier har utnyttjat kunskap från ett stort antal undersökningar 

av risker för utlakning av oönskade ämnen från askor i anläggningsarbeten, och 

kombinerat denna kunskap med information om regionala och globala effekter. 

Syftet med detta projekt var att ur ett livscykelperspektiv belysa konsekvenserna av 

att nyttiggöra eller deponera förbränningsaskor och därmed inkludera såväl utsläpp till 

vatten som resurshushållning och utsläpp till luft i miljöbedömningen. Tidigare genomförda 

LCA för förbränningsaskor utvecklades ytterligare och användes i beräkningsexempel 

för att illustrera konsekvenserna av olika alternativ för att hantera tre utvalda 

ask-typer. Utvecklingen av tidigare LCA bestod i att utöka resultatbearbetningen när 

det gällde känslighetsanalys och normalisering, i vissa fall inkludera en bedömning av 

förändring i underhåll av konstruktioner och uppdatera datainput. Målet var att lyfta 

in regionala och globala miljöeffekter i bedömningen och visa på potentiella konflikter 

mellan olika miljömål för att därmed bidra till beslutsunderlag för kriterier och regler 

runt askhantering. I metodkapitlet nedan görs en generell beskrivning av den metodik 

som använts. För detaljer hänvisas till respektive fallstudie. 

8 


Syftet med denna rapport var att 

• Beskriva potentiell miljöpåverkan i form av resursanvändning, utsläpp till luft 

och utsläpp till vatten vid olika alternativ för att hantera tre utvalda förbränningsaskor 

• Sätta den potentiella miljöpåverkan från askhanteringen i relation till total nationell 

miljöpåverkan 

• Diskutera miljöpåverkan från askhanteringen i relation till de svenska miljökvalitetsmålen 

9 


2. metod 

2.1. Livscykelanalys (LCA) 

LCA är en metod att analysera och värdera miljöpåverkan av en produkt, ett material 

eller en tjänst under dess hela livscykel, ”från vaggan till graven”. Analyser kan utföras 

på flera olika sätt inom regelverket för LCA, och resultatet påverkas av vilka metodval 

som görs. Centralt är dock att ett livscykelperspektiv används, att ett system definieras 

och att systemets resursanvändning och emissioner till luft och vatten kvantifieras. 

Dessa flöden betraktas som systemets potentiella miljöpåverkan. Resultatet kan både 

användas till att jämföra olika alternativ att producera samma funktion och till att 

identifiera var i systemet som den huvudsakliga miljöpåverkan sker. 

Arbetsprocessen för en LCA inkluderar fyra steg, målbeskrivning och omfattning, 

inventering av miljödata, miljöpåverkansbedömning samt förbättringsanalys, (Figur 

1). Detaljerade rekommendationer för tillvägagångssätt finns beskrivet i ISO-standard 

14040-14043 samt ISO-standard 14047-14049. Ramverket kan ge intrycket av att LCA 

är en linjär process där man går från komponent till komponent. Det är dock snarare en 

iterativ process, där tidigare steg omformas vartefter ny kunskap inhämtas under studiens 

gång. Efter en första initial LCA kan en känslighetsanalys göras för att identifiera de viktigaste 

delarna av livscykeln och utifrån dessa kan sedan mer detaljerade analyser göras. 

2.2. Tidigare exempel på LCA av askor eller andra restmaterial i anläggningar 

LCA av askor i anläggningar kan göras med olika utgångspunkt. Ett sätt är att undersöka 

vad materialvalet till en viss given konstruktion har för potential att påverka miljön. 

Ett sådant angreppssätt har exempelvis använts i en fallstudie för konstruktion av 

förstärkningslagret i en väg i Stockholms län (Olsson et al., 2006). Liknande angreppssätt 

har använts av Birgisdottir et al .(Birgisdottir et al., 2007) i Danmark, av Carpenter 

et al. (Carpenter et al., 2007) i USA och i Finland finns också exempel på LCA av olika 

restmaterial som vägfyllnadsmaterial (Mroueh et al., 2001). Man kan dock även utgå 

från askan i sig och med hjälp av LCA undersöka vad olika möjligheter att omhänderta/ 

nyttiggöra askan får för potentiella miljöeffekter. På så sätt är analysen inte begränsad 

till en enda typ av konstruktion utan olika användningsområden för askan kan jämföras 

och sättas i relation till deponeringsalternativet. I projektet ”Miljösystemanalys för 

Figur 1: Steg i livscykelanalys. 

10 


nyttiggörande av askor i anläggningsbyggande” analyserades potentiella miljöeffekter 

av olika möjligheter att omhänderta olika asktyper i två separata fallstudier (Kärrman 

et al., 2006). Ett miljösystemanalytiskt angreppssätt baserat på LCA användes, eftersom 

syftet var att inkludera såväl resurshushållning och emissioner till luft som emissioner 

till vatten i bedömningen. I ett annat projekt användes samma angreppssätt för 

att analysera potentiell miljöpåverkan av olika alternativ för att hantera mer ”rena” 

skogsbränsleaskor (Olsson et al., pågående projekt). Denna rapport baseras på och bygger 

vidare på resultaten från dessa båda studier. 

2.3. Principer för systemavgränsning, inventering och miljöpåverkansbedömning 

i fallstudierna 

Metoden för att tillämpa LCA på hantering av askor har utarbetats och förbättrats 

kontinuerligt under de olika fallstudierna, men i stora delar är principerna som använts 

för systemavgränsning, inventering och resultattolkning identiska för de olika materialen. 

I detta kapitel beskrivs generellt hur LCA tillämpats för hantering av askor, medan 

detaljer och eventuella avvikelser redovisas under respektive fallstudie. För ytterligare 

detaljer hänvisas till de tidigare publicerade rapporterna. 

Utgångspunkten är att en viss mängd restmaterial produceras inom ett geografiskt 

område och att olika alternativ för omhändertagande finns tillgängliga. Dessa alternativ 

inkluderade olika typer av nyttiggörande och även deponering av materialet. I 

varje fallstudie identifierades tre olika scenarier, ett för deponering av askan och två 

för nyttiggörande av askan. Urvalet av de alternativ som studerades grundades på 

teknisk genomförbarhet, datatillgänglighet och förväntad miljöpåverkan. Alternativen 

för att nyttiggöra askan var specifika för varje studerad aska, medan deponeringen 

antogs ske på samma sätt oavsett asktyp. Analysen genomfördes stegvis, med målbeskrivning, 

inventering, miljöpåverkansbedömning och tolkning. 

2.3.1. Målbeskrivning och omfattning 

För att kunna göra en rättvis jämförelse mellan olika scenarier krävs att miljöpåverkan 

relateras till samma funktion eller nytta i varje scenario. Alla de funktioner som kan 

produceras av restmaterialet inkluderades därför i systemet. Den funktionella enheten 

bestod därmed av dels omhändertagande av en viss mängd restmaterial i en region och 

dels de produkter/funktioner som restmaterialet kan användas till. I alla tre fallstudierna 

innebär scenario 1 och 2 att askan nyttiggörs i form av olika funktioner och scenario 

3 att askan deponeras. Naturmaterial antogs användas för den eller de konstruktioner 

som restmaterialet inte används till eftersom systemets funktion måste uppfyllas oavsett 

vilket scenario som väljs. Framtagandet och förädlandet av naturmaterial belastar därmed 

de scenarier som inte nyttiggör restmaterialet effektivt och på så sätt möjliggörs beaktandet 

av resurshushållning vid jämförelsen mellan de olika scenarierna. Scenarierna 

kan illustreras i en konceptuell modell där den funktionella enheten samt de komponenter 

som inkluderas i systemet framgår (Figur 2). 

Systemgränserna inkluderade alla steg i de olika produkternas livscykler, sk enhetsprocesser, 

som var viktiga för jämförelsen. Det innebar att de enhetsprocesser som var lika, oberoende 

av scenario för askhantering, uteslöts ur analysen. Fokus låg därmed på skillnaden 

11 


Figur 2. Konceptuell modell för miljösystemanalys av system för askhantering. Systemets 

funktionella enhet inkluderar funktion 1, 2 och 3. 

mellan studerade scenarier. Detta ligger i linje med studiens syfte som var att att jämföra 

olika scenarier ur miljösynpunkt snarare än att beskriva systemets totala miljöbelastning. 

Exempelvis inkluderades olika enhetsprocesser för sluttäckning av deponi. För 

både en deponi och olika typer av konstruktioner visade det sig dock vara omöjligt 

att definiera en slutfas med rivning och slutligt omhändertagande. Ett avsteg gjordes 

därför från viktiga LCA-egenskaper enligt ISO14040: LCA-studier bör på ett systematiskt 

och lämpligt sätt rikta sig mot miljöaspekterna hos produktsystem från och med 

råmaterialuttag till och med slutlig kvittblivning. Systemet för askhantering innehåller 

komponenter som vägar och lager i deponitäckning. Data och erfarenheter från dessa 

”produktsystems” avvecklingsfaser saknas och den slutliga kvittblivningen av anläggningarna 

lades av det skälet utanför studiens systemgräns. Detta ledde till att ett antagande 

måste göras för konstruktionens brukningstid. För de tre fallstudierna i denna 

rapport anges miljöpåverkan ur ett 100-årsperspektiv. 

Livscykler för olika produkter som används i systemet (exempelvis bränsle eller 

maskiner) inkluderades i begränsad omfattning (Figur 3). 

Råmaterial 

El 

Produkter 

Råmaterial 

Produktion 

av material 

Figur 3. Systemgränser för vilka flöden som beaktades generellt, exemplifierat för enhetsprocessen 

”produktion av material” 

12 

Emissioner till 

luft 

Emissioner till 

vatten 


2.3.2. Inventering av miljödata 

Vid inventeringen kvantifierades de resurser som systemet använder och de emissioner 

som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Endast de flöden 

av resurser eller emissioner som har potential att påverka miljön i någon av de former 

som beskrivs av SETAC-Europe (1999) inventerades. Andra kriterier för val av 

flöden att kvantifiera var att det skulle finnas tillgängliga data så att en kvantifiering 

var möjlig samt att flödena skulle vara signifikanta för studiens resultat. Luftemissioner 

i form av damning föll exempelvis utanför inventeringen på grund av brist på 

data. Detsamma gäller eventuella föroreningar i alternativ näringskompensation, och 

utsläpp från användning av sprämngämnen. När det gäller utlakning av miljöfarliga 

ämnen från askan begränsades studien till att omfatta arsenik (As), kadmium (Cd) 

och bly (Pb) under en 100-årsperiod. Detta på grund av att dessa ämnen anses kritiska 

vid återvinning av aska i anläggningar. Kvicksilver (Hg), som också anses kritiskt, 

inkluderas inte på grund av otillräckligt dataunderlag (halter under detektionsgräns). 

Denna rapport bygger på tidigare genomförda fallstudier och de inventeringar som 

genomfördes i dessa. Utgångspunkten var att använda data från dokumenterade 

objekt med beprövad teknik och data inhämtades dels från litteratur och dels från 

personer som var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, materialägare 

och forskare. Platsspecifika faktorer, såsom transportavstånd och utlakningsförhållanden, 

antogs efter samtal med berörda aktörer och känslighetsanalyser 

genomfördes för de antaganden som visade sig vara viktiga för resultatet. Jämfört 

med de tidigare fallstudierna har inventeringen här utförts med ett nationellt fokus, 

vilket innebär att askornas egenskaper samt dimensionerna för en del konstruktioner 

har generaliserats. Dessa generaliseringar bygger på det material som presenteras i 

”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1). Avvikelserna från de tidigare fallstudierna 

redovisas mer detaljerat för respektive fall, under inventeringsdelen. 

2.3.3.Miljöpåverkansbedömning och resultattolkning 

Det finns olika metoder för att visa, värdera och tolka de data som samlas in vid en 

LCA-analys. Data aggregeras ofta och olika typer av miljöpåverkan viktas ibland 

mot varann med hjälp av olika metoder. I de tre fallstudierna som ingår i denna 

rapport presenterades resultaten framför allt i form av olika flöden, som betraktades 

som systemets potentiella miljöpåverkan. Detta för att minska aggregeringsnivån 

och presentera ett så transparent beslutsunderlag som möjligt. Koldioxid, metan 

och lustgas räknades om till koldioxidekvivalenter men presenteras ändå separat. 

Varje enskilt flöde normaliserades sedan för att tydliggöra de olika flödenas inbördes 

relation. Normaliserade värden beräknades genom att multiplicera resultaten 

med den totala produktionen av den studerade askan per år i Sverige och sedan 

dividera dessa flöden med nationella flöden av varje typ. De normaliserade värdena 

visar hur stora skillnaderna i miljöpåverkan skulle bli i förhållande till miljöpåverkan 

från andra källor om all hantering av askan sker enligt något av de analyserade 

scenarierna. Normalisering underlättar bedömningen av vad som är stort 

och smått när det gäller olika typer av miljöpåverkan från systemet. En nackdel är 

dock att osäkerheten i resultaten ökar eftersom data om samhällets totala utsläpp 

13 


innehåller osäkerheter. Även viktning innebär att information aggregeras, vilket 

riskerar att minska transparensen och öka osäkerheten för slutsatserna. 

Studier av komplexa system är alltid förknippade med en relativt hög grad av osäkerhet. 

Därför bör resultaten och slutsatserna tolkas mot bakgrund av de systemgränser 

och antaganden som använts. Ett sätt att minimera osäkerheterna är att tydligt redovisa 

de avgränsningar och antaganden som gjorts och deras betydelse för resultatet. Känslighetsanalyser 

genomfördes kontinuerligt för de flöden som visade sig vara signifikanta 

för resultatet. Genom ytterligare inventering ökades noggrannheten. 

14 


3. fallstudie 1: bottenaska 

från avfallsförbränning 

3.1. Inledning 

Nedanstående fallstudie bygger på material från ett tidigare projekt (Kärrman et al., 

2006), som fortsättningsvis benämns Uppsalafallstudien. Resultaten från den studien, 

som avsåg hantering av bottenaska från avfallsförbränning i Uppsalaregionen, har här 

bearbetats ytterligare och diskuteras nu ur ett nationellt perspektiv. Den bearbetningen 

av resultaten som gjorts inkluderar uppdatering av normalisering och antaganden om 

utlakning, samt en del förändrade antaganden om olika konstruktioners dimensioner. 

Metoden, som inkluderar definition av systemgränser samt utförande av inventering 

och miljöpåverkansbedömning, beskrivs nedan och därefter följer resultat och diskussion 

som inkluderar inventeringsanalys, miljöpåverkansbedömning och tolkning. För 

mer information om bakgrund, metod och indata, samt regionsspecifika resultat, hänvisas 

till Uppsalafallstudien. 

3.1.1. Målformulering och syfte 

Syftet med fallstudien var att beskriva skillnaden i miljöpåverkan som kan förväntas om 

bottenaska från avfallsförbränning ersätter konventionellt material vid anläggningsbyggande. 

Studien omfattade tre olika scenarier för hantering av bottenaskan: 

– Scenario 1: Nyttjande som dräneringsmaterial vid sluttäckning av deponi. 

Askan ersätter sand. 

– Scenario 2: Nyttjande som material i förstärkningslager vid vägbyggnation. 

Askan ersätter krossat berg. 

– Scenario 3: Deponering. 

3.2. Metod 

3.2.1. Systemgränser och funktionell enhet 

Systemgränserna definierades i enlighet med tidigare beskrivning så att endast de 

enhetsprocesser (aktiviteter) inkluderades där det fanns skillnader mellan de studerade 

scenarierna och den funktionella enheten antogs inkludera alla de nyttor som 

produceras genom omhändertagandet av materialet. Därmed inkluderades ingen 

miljöpåverkan från produktionen av aska. De enhetsprocesser som ingår i systemet 

framgår av figur 4. Dessutom tillkommer lastning och transport av materialet mellan 

de olika enhetsprocesserna (avlastning försummas). Deponering av aska inkluderar 

sluttäckningen av deponin och kemisk rening av lakvattnet under 20 år före sluttäckningen, 

men inte utläggning och packning av materialet när det läggs på deponin 

och inte heller eventuell underbyggnad av deponin. Dessutom har användningen av 

schaktmassor och jord vid sluttäckningen inte inkluderats. Eventuell skrotning av 

material eller funktion inkluderades inte i analysen eftersom en sådan fas inte gick att 

definiera utifrån tillgänglig information. Eftersom scenario 2 och 3 definierats så att 

askan ersätter ett naturmaterial utan någon förändring av konstruktionens funktion 

antas underhållet av konstruktionerna vara detsamma oavsett vilket material som 

används. Dock kan utlakning från materialen skilja sig mellan de olika scenarierna 

under användningen av konstruktionerna, vilket gör att denna denna enhetsprocess 

inkluderats. 

15 


Resurser och bottenaska 

Produktion av material 

till dräneringslager 

Konstruktion av 

dräneringslager 

Användning och 

underhåll av 

dräneringslagret i 100 år 

Figur 4. Systemgränser för fallstudie 1. 

Produktion av material till 

bär - och förstärkningslager 

Konstruktion av bär - och 

förstärkningslager 

Användning och underhåll 

av bär - och 

förstä rkningslager i 100 år 

Utgångspunten för Uppsalafallstudien var omhändertagandet av 1 ton bottenaska 

från avfallsförbränning. Askan är något fuktig när den matats ut från pannan och det 

är den fuktiga askan som avses fortsättningsvis. Detta har dock ingen betydelse för resultaten 

eftersom askan har samma fuktighet i alla scenarier. Efter sortering där metalller 

och större bitar oförbrännt material plockas bort, återstår 0,8 ton bottenaska med 

en antagen densitet på 1,4 ton/m 3 och 1,6 ton/m 3 i opackat respektive packat tillstånd. 

Denna mängd aska kan användas för att producera 0,6 m 3 dräneringslager eller 0,2 

m asfalterad väg med de dimensioner som antagits (se nedan). Det studerade systemet 

omfattar dräneringslagret, vägen, samt omhändertagandet av askan. Detta innebär 

att oavsett hur askan omhändertas antas att vägen och dräneringslagret kommer att 

produceras. Om inte askan kan utnyttjas i dessa konstruktioner används konventionella 

material, krossat berg till vägen och sand till dräneringslagret (Tabell 1). 

Systemets funktionella enhet, dvs de nyttor systemet producerar, omfattar därmed 

• Omhändertagande av 1 ton bottenaska från avfallsförbränning 

• Produktion av 0,6 m3 dräneringslager 

• Produktion av 0,2 m asfalterad väg 

Tabell 1: Användning av bottenaska/alternativt material i de olika scenarierna. 

Dräneringsmaterial Väg Deponering av aska 

Scenario 1 Avfallsbottenaska Krossat berg - 

Scenario 2 Sand Avfallsbottenaska - 

Scenario 3 Sand Krossat berg Avfallsbottenaska 

16 

Emissioner 

Deponi 


3.2.2. Inventering 


som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Även livscyklerna för 

de produkter som användes i systemet inventerades, dock inkluderades inte maskiner, 

humanresurser eller markyta. Endast de flöden av resurser eller emissioner som har 

potential att påverka miljön i någon av de former som beskrivs av SETAC-Europe 

(1999) inventerades. Uppkomsten av avfall inkluderades ej. Data inhämtades dels från 

litteratur, framför allt Stripple (2001) men även andra rapporter, och dels genom intervjuer 

med personer som var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, 

materialägare och forskare. Nedan följer en genomgång av de viktigaste antagandena 

och datakällorna som användes. 

Utlakning 

När det gäller antaganden om utlakning skiljer sig denna rapport från Uppsalafallstudien. 

Information om utlakning från krossat berg och aska baserades på den vattengenomströmning 

och utlakning som beskrivs i (Flyhammar, 2008)(tabell 2, 3, 4 och 

6). När vattengenomströmningen under 100 år beräknades motsvara mindre än 2 liter 

per kg material användes resultat från lakförsök med L/S- kvot (kvoten mellan vätska 

och material i skakförsöket) 2 l/kg för att grovt uppskatta utlakningen, medan resultat 

från lakförsök med L/S-kvot 10 användes i de fall vattengenomströmningen beräknades 

bli större än 2 liter per kg. Vattengenomströmningen beräknades utifrån infiltration och 

mängd material per ytenhet. För övriga material ansågs skillnader i utlakning mellan 

olika scenarier vara försumbar. För jordmaterialen ansågs till exempel utlakningen vara 

den samma om materialen ligger på deponi eller i naturen. Efter diskussion med inblandade 

aktörer antogs ingen utlakning ske från bentonitmattorna. 

Dräneringslager 

Antagande om dräneringslagrets utförande baserades på erfarenheter från deponin Dragmossen 

i Älvkarleby kommun och samtal med inblandade aktörer (Mácsik et al., 2006). 

Dräneringslagret vid deponitäckning antogs vara 0,2 m tjockt oavsett material. I scenario 

1 används bottenaskan som dräneringsmaterial och geotextil måste då användas som ett 

materialavskiljande lager både på ovan- och undersidan av askan. Vid användning av 

sand krävs ingen geotextil. Geotextilen i studien antogs vara producerad av Naue Fasertechnik 

i Tyskland varifrån transporterna av geotextil beräknades. Emissionsfaktorer för 

produktion av geotextil baseras på Svingby och Båtelsson (1999). Enligt Gävle Vägtrummor 

AB beräknas geotextilen ha en livslängd på över 100 år. Parametrar kopplade till 

hantering av sand såsom utvinning, lastning och transport, samt produktion av dräneringslagret 

baserades främst på uppgifter från Jehanders Grus AB och Swecon Anläggningsmaskiner 

AB. Geotextilen som ingår i scenario 1 antogs placeras ut manuellt. 

Vägkonstruktion 

Antaganden om vägens dimensioner och utförande baserades i Uppsalafallstudien på 

tidigare erfarenheter från Törringevägen i Malmö (Grönholm et al., 1999) som byggts 

delvis med avfallsbottenaska. Vägen antogs vara 7 m bred och ha ett 0,4 m tjockt 

17 


förstärkningslager av antingen bottenaska eller krossat berg (tjockleken baseras på de 

typfall som redovisas i ”Substans och flödesanalys”, Bilaga 1, och är därmed något 

mindre än i Uppsalafallstudien). Bärlagret består också av krossat berg och är 0,08 m 

tjockt om krossat berg används i förstärkningslagret. I scenario 2, där bottenaskan används 

i förstärkningslagret krävs dock ett något tjockare bärlager, 0,15 m. Detta för att 

undvika nedkrossning av bärlagret, orsakad av trafiklast. Information om byggnation 

av väg baseras på både intervjuer med personer i vägsektorn och från Stripple (2001). 

Bergkrossmaterialet antogs vara uttaget ur bergtäkt och resursförbrukning och emissioner 

från produktion av bergkross hämtades från Stripple (2001). 

Sluttäckning av deponi 

Sluttäckning av deponin omfattar ett avjämningsskikt av sand (0,2 m), tätskikt av 

bentonitmattor (0,006 m), dräneringslager av sand (0,2 m), skyddsskikt bestående av 

schaktmassor (0,5 m) och överst ett lager av jord (1,35 m). Deponins tjocklek antogs 

vara 15 m. Lakvattenrening antogs pågå de första 20 åren efter sluttäckningen vilket 

innebär att kemikalierna järnklorid och natriumhydroxid som åtgår vid reningen 

inkluderades i studien. Information om utvinning av materialen till täckningen inhämtades 

från företag och andra aktörer med erfarenhet av de aktuella materialen. Det 

var svårt att hitta tillförlitlig information om produktion av bentonitmattor (bestående 

av geotextil och bentonit), framförallt resursåtgång och emissioner som uppstår under 

bentonitbrytning. Därför gjordes två beräkningar, en där bentonitmattorna uteslöts helt 

ur fallstudien och en där brytning av bentonit substituerades med värden för brytning 

av magnetit. Information om resursförbrukning och emissioner från produktion av 

geotextil baseras på Svingby och Båtelsson (1999). 

Transporter 

Fordonstyp har antagits varit en lastbil med trailer, som kan ta en maxlast på 35 ton, 

för de flesta transporterna i studien. Beräkningarna gjordes med antagandet att lastbilen 

hade full last under distributionen men var tom på återvägen och bränsleförbrukningen 

antogs till 0,45 l/km utifrån samtal med berörda aktörer. Emissionsfaktorer hämtades 

från Stripple (2001). Eftersom transportavstånd kan variera mycket mellan olika 

regioner i landet utfördes beräkningar för olika transportavstånd. Grundantagandet var 

dock att alla material transporteras 30 km, utom geotextilen som importeras från Tyskland. 

Detta är en skillnad mot Uppsalafallstudien, där alla transporter antogs specifikt 

för vad som gäller i Uppsalaregionen. 

3.2.3. Miljöpåverkansbedömning 

Principen vid hanteringen av inventeringsresultaten var att så långt som möjligt behålla 

transparensen genom att inte aggregera informationen alltför mycket. Därför användes 

inga miljöpåverkanskategorier och någon viktning av resultatet gjordes inte. En 

normalisering gjordes dock för att få en indikation på vilka flöden som kan anses ha 

störst betydelse för systemets miljöpåverkan. Normaliserade värden beräknades genom 

att multiplicera resultaten (som angivits per ton bottenaska) med den totala mängden 

producerad bottenaska i per år i Sverige och sedan dividera dessa flöden med nationella 

18 


flöden av varje typ. De normaliserade värdena visar därmed hur stora skillnaderna 

i miljöpåverkan skulle bli i förhållande till miljöpåverkan från andra källor om all 

hantering av bottenaskan sker enligt något av de analyserade scenarierna. De nationella 

flödena som användes i Uppsalafallstudien uppdaterades utifrån den inventering som 

utfördes i fallstudie 3 (Olsson et al., pågående projekt) och substansflödesanalysen i 

”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1). 

Ett par känslighetsanalyser för maskinanvändning, deponiutförande samt transportantaganden 

utfördes inom Uppsalafallstudien. Inom ramen för detta projekt utökades 

känslighetsanalyserna för transportavstånd och deponidimensioner och ytterligare 

känslighetsanalyser utfördes för underhåll av vägkonstruktionen. 

3.3. Resultat och diskussion 

3.3.1. Systemets resurförbrukning och utsläpp till luft och vatten 

Resultaten från inventeringen visar vilka sorts flöden de olika scenarierna kan förväntas 

ge upphov till samt deras storlek. Det ska dock poänteras att studien avgränsats 

till enbart de flöden där det finns skillnader mellan scenarierna och resultatet från ett 

scenario är inget absolut värde utan måste tolkas i relation till resultaten från de andra 

scenarierna. I tabell 2 redovisas de olika flödena samt normaliserade värden för dessa. 

Normaliseringsresultatet visar vilka flöden som det är mest relevant att se till vid en 

jämförelse mellan scenarier. Resultatet av normaliseringen påverkas dock av vilken typ 

av jämförvärde som används. 

19 


Tabell 2. Flödena från varje scenario per ton bottenaska och normaliserade värden för 

dessa. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial 

och i scenario 3 deponeras den. Normaliseringen avser utsläpp från hantering av 

454 000 ton aska (bottenaska från avfall, exklusive skrot, enligt inventering i (Flyhammar, 

2008)genom nationella utsläpp per år. 

Enhet Scenario 

1 

Scenario 

2 

20 

Scenario 

3 

Nationella 

värden 1 

Norm. 

värden 

scenario 1 

livscykelperspektiv på återvinning av askor 

Norm. 

värden 

scenario 2 

Norm. 

värden 

scenario 3 

Resurs förbrukning 

Energi MJ 168 89 172 2.3E+12 3.4E-05 1.8E-05 3.5E-05 

Sand ton 0.0 0.9 1.0 1.4E+06 0.0E+00 3.0E-01 3.1E-01 

Krossat berg 

Emissioner till luft 

ton 1.2 0.4 1.2 5.0E+07 1.1E-02 3.4E-03 1.1E-02 

SO2 g 3.1 2.3 4.9 4.0E+10 3.6E-05 2.6E-05 5.6E-05 

NOx g 49 40 82 2.0E+11 1.1E-04 8.9E-05 1.8E-04 

CO g 7.3 6.3 12.8 6.0E+11 5.5E-06 4.7E-06 9.6E-06 

CO2 g 6138 5059 10379 5.3E+13 5.3E-05 4.4E-05 9.0E-05 

CH4 g CO2 -ekv 0.17 0.09 0.21 5.6E+12 1.3E-08 7.4E-09 1.7E-08 

VOC g 0.03 0.01 0.03 2.0E+11 7.3E-08 2.0E-08 6.4E-08 

HC g 3.3 2.5 5.2 Saknas 

N2O g CO2 -ekv 42 33 68 7.6E+12 2.5E-06 2.0E-06 4.1E-06 

Partiklar 

Emissioner till vatten 

g 1.3 0.9 1.8 7.2E+10 8.0E-06 5.6E-06 1.2E-05 

COD g 0.096 0.061 0.137 2.8E+11 1.6E-07 1.0E-07 2.3E-07 

Ntot g 0.015 0.010 0.022 2.1E+10 3.3E-07 2.1E-07 4.7E-07 

Oil g 0.032 0.020 0.046 Saknas 

Fenol g 0.046 0.029 0.065 Saknas 

As g 0.019 0.018 0.013 2.0E+08 4.4E-05 4.0E-05 3.0E-05 

Cd g 0.002 0.002 0.001 4.3E+05 1.8E-03 1.8E-03 9.8E-04 

Pb g 0.012 0.009 0.006 4.0E+07 1.4E-04 1.0E-04 7.1E-05 

1 Nationella värden för sand och dolomit (Carlsson et al., 2006), krossat berg (SGU, 2006), Zn (SGU, 2007), SO2 , 

NOx, CO, VOC och partiklar (Naturvårdsverket, 2007), CO 2 , CH 4 , N 2 O (Naturvårdsverket, 2006), COD och N-tot 

(SCB, 2004), metaller från substansflödesanalys i (Flyhammar, 2008). 

Enligt normaliseringen föll ett par flöden ut som viktigare än de andra, framför allt 

emissoner av Cd och användningen av naturresurserna sand och krossat berg (Tabell 2, 

Figur 5). Utlakningen av metaller var störst i scenario 1, där askan används istället för 

sand som dräneringsmaterial (Figur 6). Detta beror på att materialet i denna tillämpning 

exponeras för mycket vatten vilket leder till relativt hög utlakning. Dessutom lakar 

bergkrossmaterialet i vägen också en del av dessa metaller, vilket belastar scenario 1. I 

scenario 3, där askan deponeras, antogs ett ”worst case” vad gäller infiltration, dvs den 

maximala tillåtna mängden vatten som får infiltrera genom en sluttäckt deponi användes. 

Dessutom räknas utlakningen från vägmaterialet (krossat berg) in i även detta 

scenario. Detta resulterade ändå i relativt liten utlakning. Det ska poängteras att utlakningen 

som presenteras här utgör en mycket grov uppskattning som baseras på skakför-

Figur 5. Normaliserade värden för olika flöden (logaritmisk skala). I scenario 1 används bottenaskan 

som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

sök och antagandet om att det framför allt är vattengenomströmningen som påverkar 

utlakningen i fält. Mot bakgrund av de stora osäkerheter som föreligger vid uppskattningen 

av utlakning kan skillnaderna mellan scenarier betraktas som relativt små i detta 

generaliserade fall. Större skillnader för enskilda fall kan dock inte uteslutas. Se kapitel 

6.1 för ytterligare diskussion om uppskattningar av utlakning över lång tid. 

Användningen av krossat berg sker i vägen, och scenario 2 har lägst användning av 

detta material eftersom det delvis bytts ut mot bottenaskan. På samma sätt är scenario 

1 mest fördelaktigt när det gäller sandanvändningen. Störst mängd krossat berg och 

sand går det åt i scenario 3, vid deponering av aska, eftersom aska här inte ersätter något 

konventionellt material. Dessutom används en del material även för sluttäckningen 

av deponin, även om dessa mängder är små i sammanhanget. 

21 

Figur 6. Uppskattning av 

totalt utlakade mängder 

från bottenaska och krossat 

berg i systemet under 

hundra år. I scenario 1 

används bottenaskan som 

dräneringsmaterial, i scenario 

2 som vägmaterial och i 

scenario 3 deponeras den. 


Figur 7. Energianvändning vid olika aktiviteter i systemet. I scenario 1 används bottenaskan 

som dräneringsmaterial, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Lastning 

av material har inkluderats i produktionen av materialet. Transport av material avser 

aska eller konventionella material till konstruktionerna. Transport av material till sluttäckningen 

av deponin inkluderas i sluttäckningen. 

När det gäller energianvändningen uppstår den framför allt vid transporter samt vid 

produktionen av material (Figur 7). Att krossa berg är en energikrävande process och 

energianvändningen för i sin tur med sig emissioner till luft och vatten. Scenario 2, där 

askan används i förstärkningslager, är därför det mest fördelaktiga scenariot ur energisynpunkt. 

I scenario 1, där bottenaska används som dräneringsskikt på deponi, krävs 

ett materialavskiljande lager i form av en geotextil. Tillverkningen och transporten av 

geotextilen ger ett betydande bidrag till energianvändningen. Den höga energianvändningen 

i scenario 3 härrör till stor del från transporter av material. 

3.3.2. Känslighetsanalyser 

Maskinanvändning inkluderades inte i analysen men känslighetsanalysen som utfördes 

visade att produktionen av maskiner inte hade någon signifikant påverkan på resultat, 

förutom för en parameter, partiklar. Emissionerna av partiklar ökade med 20 % om 

produktion av maskiner inkluderades. Orsaken är att maskinerna antogs vara gjorda av 

stål och ståltillverkning genererar mycket luftemissioner i form av partiklar. 

Känslighetsanalyser utfördes även för deponiparametrar. Produktion av deponins 

tätskikt försummades pga dålig tillgång på data för bentonitbrytning men genom att 

istället använda data för magnetitbrytning visades att uteslutandet av tätskiktet hade 

mycket liten påverkan på det slutliga resultatet. 

Eftersom transportavstånden är en parameter som kan förväntas variera mycket 

över landet utfördes en känslighetsanalys för hur olika transportavstånd för avfallsbottenaskan 

skulle påverka systemets totala energianvändning (Figur 8). För övriga 

transporter behölls grundantagandet om 30 km. Analysen visade att skillnaden mellan 

scenarierna krympte något vid ökade transportavstånd men de förhöll sig fortfarande 

på samma sätt till varandra. Om man antar att transporten av askan för deponering 

22 


Figur 8. Systemets totala energianvändning vid olika transportavstånd för aska. Övriga 

transportavstånd antas oförändrade. I scenario 1 används bottenaskan som dräneringsmaterial, 

i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

(scenario 3) är 0 km oavsett transportavstånd till övriga tillämpningar (vilket kan vara 

rimligt eftersom sorteringen av askan ofta sker på ett deponiområde) innebär det att 

scenario 2, dvs användning av bottenaskan i väg, skulle vara fördelaktigt ur energisynpunkt 

så länge transportavståndet till vägen är kortare än 85 km. 

Deponin bidrog med relativt liten energianvändning och känslighetsanalyser för antaganden 

uteslutandet av tätskikt och transportavstånd för material till sluttäckningen 

visade sig ha liten betydelse för systemets totala miljöpåverkan. Antaganden om deponins 

dimensioner påverkar dock resultatet för systemets naturmaterialanvändning, och 

även i viss mån energianvändningen. Om dräneringslagrets tjocklek skulle vara större 

än vad som antagits här skulle det innebära en minskning av energianvändningen i scenario 

1. Detta beror på att ett ton aska då skulle räcka till en mindre yta deponi vilket 

minskar behovet av andra täckmaterial och framför allt geotextil. Vid 0,5 m tjocklek på 

dräneringslagret skulle den totala energianvändningen exempelvis minska till 151 MJ 

i scenario 2. Ett tjockare dräneringslager skulle även innebära en något större användning 

av sand. Det påverkar dock inte förhållandet mellan de olika scenarierna, vare 

sig det gäller användning av energi eller naturresurser och det har heller ingen större 

betydelse för jämförelsen av olika slags miljöpåverkan i form av normaliserade värden. 

Det kan finnas skillnader i underhållsbehov för konstruktioner med och utan aska, 

vilket är något som ibland framförts. I denna fallstudie antogs underhållet vara detsamma 

oavsett material. För att undersöka eventuella effekter på potentiell miljöpåverkan 

av ett förändrat underhåll gjordes dock en känslighetsanalys där data från Stripple 

(2001) användes för att uppskatta miljöpåverkan från underhåll av en asfaltsväg. Om 

underhållet inkluderas ökar systemets energianvändning med mer än 200 % i alla 

scenarier. Energianvändningen i scenario 1, 2 och 3 blir 412 MJ, 333 MJ respektive 

417 MJ. Användningen av naturmaterial (krossat berg och grus) ökar med drygt ett 

23 


ton i alla scenarier. Detta får dock ingen stor betydelse för det normaliserade resultatet 

när det gäller vare sig energi eller användning av naturmaterial och påverkar alltså inte 

bedömningen av hur viktiga dessa flöden kan anses vara i förhållande till andra. Däremot 

ökar de normaliserade värdena för SO 2 och och CO 2 med en tiopotens och de kan 

därmed anses lika viktiga som Cd-utlakningen, vid en jämförelse mellan scenarier. 

Om underhållsbehov antas vara 20 % mindre med aska i vägen, jämfört med konventionellt 

material, minskar systemets energianvändning i scenario 2 med nästan 50 

MJ. Det omkullkastar dock inte resultatet men gör scenario 2 än mer fördelaktigt ur 

energisynpunkt. Om underhållsbehovet för askvägen istället antas ökar 20 % minskar 

fördelarna med scenario 2, men det är fortfarande det minst energikrävande scenariot. 

Även om analysens övergripande slutsatser inte omkullkastas av dessa antaganden runt 

underhåll, kan antagandena spela en avgörande roll för hur långt man kan transportera 

materialen och ändå erhålla en energibesparing. 

3.4 Slutsatser från fallstudie 1 

Användning av avfallsbottenaska i väg visade sig spara krossat berg och energi, men ger 

större utlakning av metaller jämfört med deponeringsscenariet. Användning av bottenaskan 

i dräneringsskikt sparar sand men ger också ökad metallutlakning. Skillnaderna 

i metallutlakning är små, om man ser till de stora osäkerheter som är förknippade 

med uppskattningen av utlakning, och de minskar i ett längre tidsperspektiv. Antaganden 

som gäller transportavstånd är kritiska för slutsatserna. Även typen av lakdata som 

används kan påverka resultatet, samt det tidsperspektiv som avses. 

24 


4. fallstudie 2: flygaska från för 

bränning av torv och returträ 


Nedanstående fallstudie bygger på material från det tidigare projektet (Kärrman et al., 

2006), som fortsättningsvis benämns Uppsalafallstudien. Resultaten från den studien, 

som avsåg hantering av flygaska från torv- och returträförbränning avfallsförbränning 

i Uppsalaregionen, har här bearbetats ytterligare och diskuteras nu ur ett nationellt 

perspektiv. Den bearbetningen av resultaten som gjorts inkluderar uppdatering av 

normalisering och antaganden om utlakning, samt en del förändrade antaganden om 

olika konstruktioners dimensioner. Metoden, som inkluderar definition av systemgränser 

samt utförande av inventering och miljöpåverkansbedömning, beskrivs nedan och 

därefter följer resultat och diskussion som inkluderar inventeringsanalys, miljöpåverkansbedömning 

och tolkning. För mer information om bakgrund, metod och indata, 

samt regionsspecifika resultat, hänvisas till Uppsalafallstudien. 

4.1.1. Målformulering 

Syftet med fallstudien var att beskriva skillnaden i miljöpåverkan som kan förväntas om 

flygaska från torv- och returträförbränning ersätter konventionellt material vid anläggningsbyggande. 

Studien omfattade tre olika scenarier för hantering av flygaskan: 

– Scenario 1: Nyttjandet som tätskiktsmaterial vid sluttäckning av deponi. Askan 

ersätter bentonitmatta. 

– Scenario 2: Nyttjandet som konstruktionsmaterial i grusväg. Askan ersätter krossat 

berg. 


4.2. Metod 



enhetsprocesser inkluderades där det fanns skillnader mellan de studerade scenarierna 

och den funktionella enheten antogs inkludera alla de nyttor produceras genom omhändertagandet 

av materialet. Därmed inkluderades ingen miljöpåverkan från produktionen 

av aska. De aktiviteter (enhetsprocesser) som ingår i systemet framgår av figur 9. 

Dessutom tillkommer lastning och transport av materialet mellan de olika enhetsprocesserna. 

Avlastning försummas. Deponering av aska inkluderar sluttäckningen av deponin 

och kemisk rening av lakvattnet under 20 år före sluttäckningen, men inte utläggning 

och packning av materialet när det läggs på deponin och inte heller eventuell underbyggnad 

av deponin. Dessutom har användningen av schaktmassor och jord vid sluttäckningen 

inte inkluderats. Eventuell skrotning av material eller funktion inkluderades 

inte i analysen eftersom en sådan fas inte gick att definiera utifrån tillgänglig information. 

Eftersom scenario 2 och 3 definierats så att askan ersätter ett naturmaterial utan 

någon förändring av konstruktionens funktion antas underhållet av konstruktionerna 

vara detsamma oavsett vilket material som används. Dock kan utlakning från materialen 

skilja sig mellan de olika scenarierna under användningen av konstruktionerna, 

vilket gör att denna enhetsprocess inkluderats. 

25 



Utgångspunkten för Uppsalafallstudien var omhändertagande av 1 ton torvflygaska. 

Askan kan vara något fuktig när den matats ut från pannan och det är den fuktiga 

askan som avses fortsättningsvis. Detta har dock ingen betydelse för resultaten eftersom 

askan har samma fuktighet i alla scenarier. Askans densitet antogs vara 1,1 ton/m 3 (icke 

packad). Denna mängd aska kan användas för att producera 2,5 ton tätskiktsmaterial 

till deponi eller1 m grusväg med de antagande om dimensioner som anges nedan. Det 

studerade systemet omfattar tätskiktet, vägen, samt omhändertagandet av askan. Detta 

innebär att oavsett hur askan omhändertas antas att tätskiktet och vägen kommer att 

produceras. Om inte askan kan utnyttjas i dessa konstruktioner används konventionella 

material, krossat berg till vägen och bentonitmatta till tätskiktet (Tabell 3). 


• Omhändertagande av 1 ton flygaska från torvförbränning. 

• Produktion av 2,5 ton tätskiktsmaterial. 

• Produktion av 1 m grusväg. 

Tabell 3: Användning av aska/alternativt material i de olika scenarierna. 

Tätskikt Grusväg Deponering av aska 

Scenario 1 

Torvflygaska + 

avloppslam (FSA) 

Krossat berg - 

Scenario 2 Bentonitmatta 

Torvflygaska och 

krossat berg 

- 

Scenario 3 Bentonitmatta Krossat berg Torvflygaska 

26 




som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Även livscyklerna för de 

produkter som användes i systemet inventerades, dock inkluderades inte maskiner, humanresurser 

eller markyta. Endast de flöden av resurser eller emissioner som har potential att 

påverka miljön i någon av de former som beskrivs av SETAC-Europe (1999) inventerades. 

Uppkomsten av avfall inkluderades ej. Data inhämtades dels från litteratur, framför allt 

Stripple (2001) men även andra rapporter, och dels genom intervjuer med personer som 

var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, materialägare och forskare. 

Nedan följer en genomgång av de viktigaste antagandena och datakällorna som användes. 

Utlakning 

När det gäller antaganden om utlakning skiljer sig denna rapport från Uppsalafallstudien. 


och utlakning som beskrivs i ”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1, tabell 2, 

3, 4 och 6). När det gäller lakegenskaper ingår torvflygaskan i en större grupp askor, för 

vilken ett intervall anges. Detta intervall användes i beräkningarna av förväntad utlakning. 

När vattengenomströmningen under 100 år beräknades motsvara mindre än 2 l/kg 

material användes resultat från lakförsök med L/S- kvot (kvoten mellan vätska och material 

i skakförsöket) 2 l/kg för att grovt uppskatta utlakningen, medan resultat från lakförsök 

med L/S-kvot 10 användes i de fall vattengenomströmningen beräknades bli större. 

Vattengenomströmningen beräknades utifrån infiltration och mängd material per ytenhet. 

För övriga material ansågs skillnader i utlakning mellan olika scenarier vara försumbar. 

Tätskikt 

I scenario 1 används askan som material till tätskikt på deponi. Tätskiktet består av torvflygaska 

och avloppsslam i en sk FSA-blandning (flygaskestabiliserat avloppsslam) med 

lagertjocklek på 0,5 m. Tätskiktets dimensioner baserades på erfarenheter från deponitäckning 

av Dragmossen i Älvkarleby där man har använt sig av FSA som tätskiktsmaterial 

(Mácsik et al., 2006). Information om utförandet inhämtades även från inblandade 

aktörer. FSA-blandningen antogs göras med en tvångsblandare. Flygaskan utgör 40 viktsprocent, 

räknat i TS. Om askan omhändertas på annat sätt används istället bentonitmatta 

(geotextil och bentonit) till tätskiktet och endast 0.006 m tjocklek krävs då. 

Samma antaganden gjordes för denna som vid sluttäckning av deponi (se fallstudie 1). 


I Uppsalafallstudien baserades vägens på erfarenheter från en tidigare konstruerad 

väg i Börje, Uppsala, genom information från inblandade aktörer, men här har något 

annorlunda antaganden gjorts när det gäller förstärkningslagrets tjocklek och materialens 

densitet, baserade på de typfall och den information som redovisas i ”Substans 

och flödesanalys” (Bilaga 1). Antagandet om bär- och förstärkningslagrets tjocklek 

stöds av befintliga rekommendationer. Vägen har antagits vara en klass II väg, med 

Grusvägen antogs vara 5 m bred. Förstärkningslagret antogs vara 0,4 m och bestå av 

enbart krossat berg, med torrdensiteten 2 ton/m 3 , i scenario 1 och 3. I scenario 2 antogs 

förstärkningslagret bestå av stabiliserat packat grus, vilket antogs utgöras av 30 viktsprocent 

aska. Torrdensiteten hos den packade blandningen bedömdes ligga runt ca 1,7 

ton/m 3 (Mácsik och Svedberg, 2004). Information om resursförbrukning och emissioner 

från produktion av bergkross hämtades från Stripple (2001). 

Sluttäckning av deponi 

För deponering av aska användes samma data och antaganden som i fallstudie 1. Sluttäckning 

av deponin omfattar ett avjämningsskick av sand, tätskikt av bentonitmattor, 

dräneringslager av sand, skyddsskikt av schaktmassor och överst ett lager jord. 

Transporter 

De flesta transporterna antogs ske med en lastbil med trailer som kan ta en maxlast på 35 

ton. Beräkningarna gjordes med antagandet att lastbilen har full last under distributionen 

men är tom på återvägen och bränsleförbrukningen antogs till 0,45 l/km utifrån samtal 

med berörda aktörer. Emissionsfaktorer hämtades från Stripple (2001). Eftersom transportavstånd 

kan variera mycket mellan olika regioner i landet utfördes beräkningar för 

olika transportavstånd. Grundantagandet var dock att alla material transporteras 30 km, 

utom geotextilen som importeras från Tyskland. Detta är en skillnad mot Uppsalafallstudien, 

där alla transporter antogs specifikt för vad som gäller i Uppsalaregionen. 

4.2.3. Miljöpåverkansbedömning 

Principen vid hanteringen av inventeringsresultaten var att så långt som möjligt behålla 

transparensen genom att inte aggregera informationen alltför mycket. Därför användes 

inga miljöpåverkanskategorier och någon viktning av resultatet gjordes inte. En normalisering 

gjordes dock för att få en indikation på vilka flöden som kan anses ha störst 

betydelse för systemets miljöpåverkan. Normaliserade värden beräknades genom att 

multiplicera resultaten (som angivits per ton aska) med den totala mängden producerad 

aska av samma typ (dvs ”botten/-flygaska från övriga bränslen” i tidigare kapitel) i 

per år i Sverige och sedan dividera dessa flöden med nationella flöden av varje typ. De 

normaliserade värdena visar därmed hur stora skillnaderna i miljöpåverkan skulle bli i 

förhållande till miljöpåverkan från andra källor om all hantering av askan sker enligt 

något av de analyserade scenarierna. De nationella flödena som användes i Uppsalafallstudien 

uppdaterades utifrån den inventering som utfördes i fallstudie 3 (Olsson et al., 

pågående projekt) och substansflödesanalysen i ”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1). 

Ett par känslighetsanalyser för maskinanvändning, deponiutförande samt transportantaganden 

utfördes inom Uppsalafallstudien (ref Kärrman et al). Inom ramen för detta 

projekt utökades känslighetsanalyserna för transportavstånd och deponidimensioner. 


4.3.1 Systemets resursförbrukning och utsläpp till luft och vatten 


ge upphov till samt deras storlek. Det ska dock poängteras att studien avgränsats 

28 








Tabell 4. Flödena från varje scenario per ton torvflygaska och normaliserade värden för 

dessa. I scenario 1 används askan i tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 

deponeras den. Normaliseringen avser utsläpp från hantering av 502 000 ton aska (Botten 

och flygaska från ”övriga bränslen” enligt inventering i (Flyhammar, 2008) genom nationella 

utsläpp per år. 

29 


Resurser Enhet Scenario Scenario Scenario Nationella 

1 2 3 värden1 Norm 

värden 

scenario 12 Norm. 

värden 

scenario 22 Norm. 

värden 

scenario 32 Energi MJ 494 406 635 2.3E+12 1.1E-04 9.0E-05 1.4E-04 

Sand ton 0 0 0.025 1.4E+06 0.0E+00 0.0E+00 9.2E-03 

Krossat berg 

Emissioner 

till luft2 ton 3.9 2.3 3.9 5.0E+07 2.4E-02 2.4E-02 4.0E-02 

SO2 g 11 7 10 4.0E+10 8.6E-05 8.6E-05 1.3E-04 

NOx g 181 105 160 2.0E+11 2.6E-04 2.6E-04 3.9E-04 

CO g 27 16 24 6.0E+11 1.3E-05 1.3E-05 2.0E-05 

CO 2 g 22417 13231 20089 5.3E+13 1.3E-04 1.3E-04 1.9E-04 

CH4 g CO 

2 

- ekv 

0.54 0.40 0.58 5.6E+12 3.5E-08 3.5E-08 5.2E-08 

VOC g 0.09 0.08 0.12 2.0E+11 2.1E-07 2.1E-07 3.1E-07 

HC g 12 7 11 saknas 

N 

2 

O 

g CO 

2 

- ekv 

149 91 138 7.6E+12 6.0E-06 6.0E-06 9.1E-06 

Partiklar 

Emissioner 

till vatten 

g 5 3 4 7.2E+10 1.8E-05 1.8E-05 2.8E-05 

COD g 0.34 0.20 0.30 2.8E+11 3.6E-07 3.6E-07 5.5E-07 

N-tot g 0.05 0.03 0.05 2.1E+10 7.5E-07 7.5E-07 1.1E-06 

Olja g 0.11 0.07 0.10 saknas 

Fenol g 0.16 0.18 0.17 saknas 

As g 0.085 0.083 0.045 2.0.E+08 2.1E-04 2.1E-04 1.1E-04 

Cd g 0.001 0.001 0.001 4.3.E+05 1.1E-03 1.0E-03 1.1E-03 

Pb g 0.14 0.13 0.06 4.0.E+07 1.7E-03 1.7E-03 7.5E-04 

1 Nationella värden för sand och dolomit (Carlsson et al., 2006), krossat berg (SGU, 2006), Zn (SGU, 2007), SO2 , 

NOx, CO, VOC och partiklar (Naturvårdsverket, 2007), CO 2 , CH4, N 2 O (Naturvårdsverket, 2006), COD och N-tot 

(SCB, 2004), metaller från substansflödesanalys i (Flyhammar, 2008). 

2 Normaliserade värden har beräknats utifrån ett genomsnitt av det angivna lak-intervallet.

Figur 10. Normaliserade värden för olika flöden (logaritmisk skala). I scenario 1 används 

askan i tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

Enligt normaliseringen föll ett par flöden ut som viktigare än de andra (Tabell 4, 

Figur 10). Jämförelsen med samhällets utsläpp i övrigt indikerar att framför allt utlakningen 

av Cd och Pb, och användningen av naturresurserna sand och krossat berg är 

betydelsefulla flöden. Även energianvändningen kan anses vara ett relevant flöde eftersom 

luftemissioner till stor del är kopplade till energianvändningen. 

Utlakningen av As och Pb var störst i scenario 1 och 2, medan skillnaden mellan 

utlakningen av Cd var mycket liten för alla scenarier (Figur 11). Den större utlakningen 

i scenario 1 och 2 beror framför allt på att materialet här exponeras för mer vatten. 

Askan är mer utsatt för vatten i ett tätskikt eller i en väg än om den ligger i en täckt 

deponi. 

Utlakningen som presenteras här utgör en mycket grov uppskattning som baseras 

på skakförsök och antagandet om att det framför allt är vattengenomströmningen som 

påverkar utlakningen i fält. Speciellt när det gäller FSA-blandningen kan det senare 

antagandet vara kritiskt. Det är mycket möjligt att slammets pH eller innehåll av olika 

ämnen, t ex organiska föreningar, kan påverka utlakningen av metaller. I Mácsik et al. 

(2006) gjordes laktester på FSA-materialet. Resultaten från de testerna visar på en avsevärt 

mycket större utlakning av As och Cd än vad uppskattningarna utifrån skakförsöken 

ger. Då ingår dock även utlakningen från slammet i FSA-blandningen. Se kapitel 

6.1 för ytterligare diskussion om uppskattningar av utlakning över lång tid. 

Minst mängd naturmaterial krävs i scenario 2, där askan nyttiggörs i en väg. I 

scenario 1 och 3 används istället krossat berg i vägen. Dessutom går det åt sand till 

sluttäckningen av deponin i scenario 3, vilket ger detta scenario störst användning av 

naturmaterial. 

30 


Figur 11. Uppskattning av totalt utlakade mängder från flygaska och krossat berg i systemet 

under hundra år. I scenario 1 används askan i tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i 

scenario 3 deponeras den. 

Figur 12. Energianvändning vid olika aktiviteter i systemet. I scenario 1 används askan i 

tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Lastning av material 

har inkluderats i produktionen av materialet. Transport av material avser aska eller konventionella 

material till konstruktionerna. Transport av material till sluttäckningen av deponin 

inkluderas i sluttäckningen. 

31 


När det gäller energianvändningen uppstår den framför allt vid transporter samt vid 

produktionen av material (Figur 12). Den totala energianvändningen är störst i scenario 

3 och lägs i scenario 2. Energianvändningen från produktion av material kommer till 

största del från produktionen av krossat berg samt produktionen av geotextil. I scenario 

1 sparas energi genom att bentonitmattorna med geotextil byts ut mot FSA-blandningen 

med aska. I scenario 2 sparas dock ännu mer energi på grund av mindre transporter 

och minskad användning av krossat berg. Det scenario som har högst energianvändning 

uppvisar också de högsta emissionerna till luft. 


När det gäller maskinanvändning hänvisas till fallstudie 1, som visade att uteslutandet 

av maskinerna för de flesta typer av miljöpåvkeran inte hade någon betydelse. 

Liksom i fallstudie 1 gjordes en känslighetsanalys över hur olika transportavstånd 

för askan påverkar systemets totala energianvändning (Figur 13). För övriga transporter 

behölls grundantagandet om 30 km. Analysen visade att användning av askan i tätskikt 

(scenario 1) var mer fördelaktigt än deponering (scenario 3) vid transportavstånd på 

upp till 180 km om avståndet till att deponera askan var 30 km. För användning som 

vägmaterial kan askan transporteras mer än 200 km innan systemets energianvändning 

överstiger den vid deponering (om avståndet till deponin är 30 km). 

Känslighetsanalyser för deponiparametrarna visade att olika antaganden hade mycket 

liten effekt på systemets användning av energi. En ökning av dräneringslagrets tjocklek till 

0,5m skulle inte få någon större effekt på energianvändningen. Dock skulle systemets användning 

av sand bli större vid ett sådant antagande, men det får ingen dramatisk effekt 

på slutsatserna eftersom scenarierna ändå skulle behålla sin inbördes ordning. 

Tidigare erfarenheter talar för att en väg byggd med askblandning kan byggas med 

ett tunnare bär- och förstärkningslager än om enbart krossat berg används, och att den 

Figur 13. Systemets totala energianvändning vid olika transportavstånd för aska. I scenario 1 

används askan i tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

32 


långsiktiga hållbarheten ändå blir bättre. En känslighetsanalys gjordes därför, där askvägen 

antogs ha ett 0,2 m tjockt bär-och förstärkningslager istället för 0,4 m. Dessutom 

antogs underhållet minska till hälften. Dessa antaganden gjordes utifrån information 

från involverade entreprenörer och forskare och på publicerade erfarenheter (Lahtinen, 

2001; Svedberg et al., 2008). Underhåll av den konventionella vägen antogs ske med 40 

års intervall med hjälp av en hjullastare med arbetstiden 0,3 timmar per m väg. Materialet 

antogs vara krossat berg och för utvinningen av detta användes samma antaganden 

som tidigare. Underhåll av askvägen antogs ske med 80 års intervall och med hjälp 

av asfaltsläggare med arbetstiden 0,1 timme per m väg. Materialet antogs vara samma 

blandning av aska och krossat berg som tidigare (30 viktsprocent aska) och blandningen 

antogs ske med hjullastare, med en effektivitet av 14 m 3 per timme. 

För båda vägkonstruktionerna antogs underhållet ske genom att en tjocklek på 0,2 m 

material tillfördes, och alla materialtransporter antogs ske på samma sätt som tidigare. 

Systemets användning av energi och krossat berg ökade till följd av att dessa antaganden. 

Att använda aska i vägen (scenario 2) blev ännu mer energimässigt fördelaktigt 

än tidigare, och underhållet under användningsfasen visade sig utgöra en stor del av 

systemets totala energianvändning (Figur 14). Scenariernas inbördes ordning förändrades 

inte, vare sig när det gällde energianvändning eller något annat flöde. Dock påverkas 

sträckan som askan kan transporteras i scenario 1 och 2 utan att energibesparingen 

i dessa scenarier försvinner. Lakningen påverkas ej, eftersom L/S överstiger 2 hela tiden 

och lakningen därmed (konservativt) approximeras med lakresultat från L/S 10. Den 

ökade energianvändningen vid dessa antaganden resulterade även i att normaliseringsresultatet 

förändras något med följden att utsläpp från energianvändningen (NO x och 

CO 2 ) kan anses lika viktiga som utlakningen av Pb och Cd (Figur 15). Användningen 

av krossat berg och sand var dock fortfarande de viktigaste flödena. 

Figur 14. Energianvändning vid olika aktiviteter i systemet, om underhållet inkluderas 

(användning) och askvägen antas vara hälften så tjock som bergkrossvägen. I scenario 1 

används askan i tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

33 


Figur 15. Normaliserade värden (logaritmisk skala) för olika flöden, om underhållet inkluderas 

och askvägen antas vara hälften så tjock som bergkrossvägen. I scenario 1 används 

askan i tätskikt, i scenario 2 som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 


Användning av torvflygaska i väg eller i tätskikt visade sig spara energi och naturresurser 

jämfört med deponering men ger större utlakning av framför allt As. Att använda 

askan som vägmaterial sparar något mer än att använda den i tätskikt. Antaganden 

som gäller transportavstånd och vägens underhåll är kritiska för slutsatserna. Även typen 

av lakdata som används kan påverka resultatet, samt det tidsperspektiv som avses. 

34 


5. Fallstudie 3: flygaska från 

förbränning av skogsbränslen 


Nedanstående fallstudie bygger på material från det tidigare projektet (Olsson, 

Kärrman et al. pågående projekt), som fortsättningsvis benämns Boråsfallstudien. 

Resultaten från den studien, som avsåg hantering av skogsbränsleaska från Borås 

Energi & Miljö i Borås, har här bearbetats ytterligare och diskuteras nu ur ett nationellt 

perspektiv. Den bearbetning som gjorts inkluderar antaganden om utlakning 

och en del förändrade antaganden om olika konstruktioners dimensioner. Metoden, 

som inkluderar definition av systemgränser samt utförande av inventering och miljöpåverkansbedömning, 

beskrivs nedan och därefter följer resultat och diskussion 

som inkluderar inventeringsanalys, miljöpåverkansbedömning och tolkning. För mer 

information om bakgrund, metod och indata, samt regionsspecifika resultat, hänvisas 

till Boråsfallstudien. 

5.1.1. Målformulering och syfte 

Syftet med fallstudien var att beskriva skillnaden i miljöpåverkan som kan förväntas vid 

olika alternativa scenarier för om händertagande av flygaska från förbränning av skogsbränsle. 

Studien omfattade tre olika scenarier för hantering skogsbränsleaska: 

– Scenario 1: Nyttjandet av askan som näringsresurs genom spridning på skogsmark 

efter uttag av grenar och toppar (GROT) i samband med avverkning. 

– Scenario 2: Nyttjandet av askan som fyllnadsmaterial tillsammans med krossat 

berg i förstärkningslagret i en skogsbilväg. Askan ersätter krossat berg. 


5.2. Metod 



enhetsprocesser inkluderades där det fanns skillnader mellan de studerade scenarierna 

och den funktionella enheten antogs inkludera alla de nyttor produceras genom 

omhändertagandet av materialet. Därmed ligger produktion av aska utanför systemet 

och studien omfattar inte miljöeffekter från förbränning av skogsbränsle. De 

aktiviteter (enhetsprocesser) som ingår i systemet framgår av figur 16. Användning 

och underhåll av väg antas vara samma, oavsett scenario, och har därför inte inkluderats. 

Detsamma gäller slutligt omhändertagande av vägen och framtida användning 

av skogen. 

35 



Utgångspunkten för Boråsfallstudien var omhändertagande av ett ton (TS) aska från 

skogsbränsleförbränning vid Borås Energi & Miljö. Askan antas matas ut med olika 

fukthalt beroende på vilket omhändertagande som väntar, vilket hänsyn har tagits till 

i beräkningarna och resultaten anges därför per ton TS aska. Densiteten för våtutmatad 

aska (fukthalt 45 %) antogs vara 0,65 ton/m 3 medan densiteten för askan när den 

har härdats (inför skogsspridningen) och fukthalten har sjunkit till 25 % antogs till 0,5 

ton/m 3 . Det studerade systemet omfattar omhändertagandet av askan, produktion av 1 

m skogsbilväg samt näringskompensation efter GROT-uttag. Det innebär att oavsett hur 

askan omhändertas antas att skogsbilvägen kommer att byggas och att bortförseln av 

näringsämnen genom biobränsleuttag ur skogen måste kompenseras på annat sätt (Tabell 

5). I scenario 3, där askan inte utnyttjas för näringskompensation eller som vägmaterial, 

omhändertas askan genom deponering. Som alternativt material istället för aska i vägkonstruktionen 

används krossat berg och som alternativ näringskompensation används 

en blandning av kaliumsulfat (K 2 SO 4 ), trisuperfosfat (TSP), dolomit och zink (Zn). 


• Omhändertagande av ett ton skogsbränsleaska 

• Näringskompensation efter GROT-uttag (motsvarande innehållet av Ca, Mg, P 

och Zn i ett ton aska) 

• Produktion av 1 m skogsbilväg 

Tabell 5. Användning av aska/alternativt material i de olika scenarierna. 

Näringskompensation Skogsbilväg Annat omhändertagande 

av askan 

Scenario 1 Aska Krossat berg Behövs ej 

Scenario 2 Dolomit, TSP, K2SO4, Zn Aska Behövs ej 

Scenario 3 Dolomit, TSP, K2SO4, Zn Krossat berg Deponering 

36 




som systemet ger upphov till för de olika studerade scenarierna. Även livscyklerna för de 

produkter som användes i systemet inventerades, dock inkluderades inte maskiner, humanresurser 

eller markyta. Endast de flöden av resurser eller emissioner som har potential att 

påverka miljön i någon av de former som beskrivs av SETAC-Europe (1999) inventerades. 

Uppkomsten av avfall inkluderades ej. Data inhämtades dels från litteratur, framför allt 

Stripple (2001) men även andra rapporter, och dels genom intervjuer med personer som 

var insatta i de olika problemställningarna, t ex entreprenörer, materialägare och forskare. 

Nedan följer en genomgång av de viktigaste antagandena och datakällorna som användes. 

Utlakning 

När det gäller antaganden om utlakning skiljer sig denna rapport från Boråsfallstudien. 


och utlakning som beskrivs i ”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1, tabell 

2, 3, 4 och 6). När det gäller lakegenskaper ingår skogsbränsleaskan i en större grupp 

askor, för vilken ett intervall anges. Detta intervall användes i beräkningarna av förväntad 

utlakning. När vattengenomströmningen under 100 år beräknades motsvara mindre 

än 2 l/kg material användes resultat från lakförsök med L/S- kvot (kvoten mellan vätska 

och material i skakförsöket) 2 l/kg för att grovt uppskatta utlakningen, medan resultat 

från lakförsök med L/S-kvot 10 användes i de fall vattengenomströmningen beräknades 

bli större. Vattengenomströmningen beräknades utifrån infiltration och mängd material 

per ytenhet. För övriga material ansågs skillnader i utlakning mellan olika scenarier vara 

försumbar och den alternativa näringskompensationen antogs vara fri från föroreningar. 

Näringskompensation 

Enligt Skogsstyrelsen bör näringskompensation ske om grenar och toppar (GROT) förs 

ut ur skogen i samband med avverkning och rekommenderade mängder aska för detta 

ändamål finns framtagna (Samuelsson 2001). Antaganden om förädling av askmaterialet 

inför spridning samt spridningsförfarande baserades på erfarenheter från Borås 

Energi och Miljö AB. Innan spridning antogs askan lagras på ett deponiområde för att 

karbonatisering ska ske och pH ska sjunka. Spridningen av askan antogs göras med hjälp 

av en ombyggd skogstraktor. I scenario 2 och 3 omhändertas askan på annat sätt och då 

antas istället en alternativ näringskompensation användas för att uppnå samma återförsel 

av näringsämnen som askan skulle ge. Denna alternativa kompensation antogs bestå av 

156 kg K 2 SO 4 , 61 kg TSP, 784 kg Dolomit och 0,5 kg Zn vilket motsvarar innehållet av 

Ca, Mg, P och Zn i ett ton skogsbränsleaska från Borås Energi och Miljö AB. Miljöbedömning 

av framställningen av dessa ämnen baserades på indata från tidigare rapporter 

(Davis och Haglund, 1999; Boliden Mineral AB, 2005; Boliden Mineral AB, 2006). 


Antaganden om vägens dimensioner och utförande i Boråsfallstudien baseras på erfarenheter 

från Ehnsjövägen utanför Hallstavik (Mácsik and Svedberg 2006) samt intervjuer 

med inblandade aktörer. I denna rapport görs dock annorlunda antaganden när 

37 


det gäller förstärkningslagrets tjocklek och materialens densitet, baserade på de typfall 

och den information som redovisas i ”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1). Antagandet 

om bär- och förstärkningslagrets tjocklek stöds av befintliga rekommendationer. 

Vägen har antagits vara en klass II väg, med

flöden av varje typ. De normaliserade värdena visar därmed hur stora skillnaderna 

i miljöpåverkan skulle bli i förhållande till miljöpåverkan från andra källor om all 

hantering av skogsbränsleaskan skedde enligt något av de analyserade scenarierna. De 

nationella flödena som användes i Boråsfallstudien utvidgades med lakdata från substansflödesanalysen 

i ”Substans och flödesanalys” (Bilaga 1). 

Inom Boråsfallstudien ingick känslighetesanalyser för transportavstånd och till viss 

del systemgränser för askspridning. I detta projekt utökades känslighetsanalyserna för 

transportavstånd för de nya antaganden som använts här och och dessutom genomfördes 

ytterligare känslighetsanalyser för utförandet av deponin. 


5.3.1. Systemets resursförbrukning och utsläpp till luft och vatten 


ge upphov till samt deras storlek. Det ska dock poänteras att studien avgränsats 







39 


Tabell 6. Flödena från varje scenario per ton TS aska och normaliserade värden för dessa. 

I scenario 1 återförs askan till skogen, i scenario 2 används den som vägmaterial och i 

scenario 3 deponeras den. Normaliseringen avser utsläpp från hantering av 143 000 ton 

aska (Botten och flygaska från biobränslen enligt inventering i (Flyhammar, 2008) genom 

nationella utsläpp per år. 

40 


Resurser Enhet Scenrio Scenrio Scenrio Nationella 

1 2 3 värden1 Norm. värden 

scenario 12 Norm. värden 

scenario 22 Norm. värden 

scenario 32 Energi GJ 0.52 2.72 2.89 2.3E+09 3.3E-05 1.7E-04 1.8E-04 

Råolja GJ 0 0 0.012 saknas saknas saknas saknas 

Sand ton 0 0 0.038 1.4E+06 0 0 3.9E-03 

Jord ton 0 0 0.13 saknas saknas saknas saknas 

Krossat berg ton 3.92 2.33 3.92 5.0E+07 1.1E-02 6.7E-03 1.1E-02 

Zn kg 0 0.50 0.50 2.2E+05 0 3.3E-01 3.3E-01 

P kg 0 15 15 saknas 

Dolomit ton 0 0.78 0.78 2.4E+05 0 4.7E-01 4.7E-01 

Schaktmassor 

Emissioner 

till luft 

ton 0 0 0.042 saknas 

2 

SO2 g 12 549 552 4.0E+10 4.4E-05 2.0E-03 2.0E-03 

SO3 g 0 63 63 saknas 

CO2 g 24536 95846 102946 5.3E+13 6.7E-05 2.6E-04 2.8E-04 

NO 

x g 198 826 884 2.0E+11 1.4E-04 5.8E-04 6.2E-04 

CO g 29 106 114 6.0E+11 6.9E-06 2.5E-05 2.7E-05 

HC g 13 58 62 saknas 

CH 4 

g CO 2 - 

ekv 

0.6 2.9 3.1 5.6E+12 1.4E-08 7.3E-08 7.8E-08 

N 

2 

O 

g CO 

2 

- 

ekv 

163 660 708 7.6E+12 3.1E-06 1.2E-05 1.3E-05 

VOC g 0.09 0.60 0.64 2.0E+11 6.6E-08 4.3E-07 4.6E-07 

Partiklar g 5.3 29.5 31.2 7.2E+10 1.0E-05 5.9E-05 6.2E-05 

F2 Emissioner 

till vatten 

g 0 11 11 saknas 

COD g 0.37 1.43 1.54 2.8E+11 1.9E-07 7.4E-07 7.9E-07 

N-tot g 0.06 0.23 0.24 2.1E+10 4.0E-07 1.5E-06 1.6E-06 

Oil g 0.12 0.48 0.51 saknas 

Fenoler g 0.18 0.68 0.73 saknas 

As g 0.34 0.017 0.013 2.0.E+08 2.4E-04 1.2E-05 9.6E-06 

Cd g 4.3 0.006 0.006 4.3.E+05 1.4E+00 1.9E-03 2.0E-03 

Pb g 2.2 0.20 0.087 4.0.E+07 8.0E-03 7.0E-04 3.1E-04 

1 Nationella värden för sand och dolomit (Carlsson, Wadeskog et al. 2006), krossat berg (SGU 2006), Zn (SGU 

2007), SO 2 , NO x , CO, VOC och partiklar (Naturvårdsverket 2007), CO 2 , CH 4, N 2 O (Naturvårdsverket 2006), 

COD och N-tot (SCB 2004), metaller (Flyhammar, 2008). 

2 Normaliserade värden har beräknats utifrån ett genomsnitt av det angivna lak-intervallet.

Figur 17. Normaliserade värden för olika flöden (logaritmisk skala). I scenario 1 återförs askan 

till skogen, i scenario 2 används den som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

Enligt normaliseringen föll ett par flöden ut som viktigare än de andra (tabell 6, 

Figur 17). Jämförelsen med samhällets utsläpp i övrigt indikerar att framför allt emissioner 

av Cd samt användningen av zink och dolomit har stor betydelse. Därefter kom 

utlakning av Pb, användning av krossat berg och sand samt utsläpp till luft av SO 2 . 

När det gäller användningen av andra naturmaterial än krossat berg var scenario 1, 

där askan används som näringskompensation, det scenario som har lägst potentiell miljöpåverkan. 

När det gäller krossat berg var däremot scenario 2, där askan används som 

vägmaterial, det mest fördelaktiga. Detta eftersom krossat berg inte behöver utvinnas i 

lika stor utsträckning om en del av materialet byts ut mot aska. Scenario 2 och 3 visade 

sig vara relativt likvärdiga när det gällde utsläpp till luft samt användning av dolomit 

och zink. 

Energianvändningen föll inte ut som ett av de viktigaste flödena men har stor betydelse 

för utsläppen till luft. Det är framför allt vid framställningen av den alternativa 

näringskompensationen som energi används och utsläpp av SO 2 , CO 2 och NO x sker och 

dessa flöden är så stora i detta livscykelsteg att det överskuggar alla andra aktiviteter i 

systemet. Det gör att scenario 1, där någon alternativ näringskompensation inte behöver 

framställas, är det överlägset bästa när det gäller energianvändning (Figur 18). Även 

om askan skulle transporteras mer än 20 mil till skogsspridning (alla andra parametrar 

oförändrade) skulle scenario 2 och 3 ändå ge mycket större energianvändning samt 

utsläpp av SO 2 , CO 2 och NO x än scenario 1. 

41 


Figur 18. Energianvändning vid olika aktiviteter i systemet. I scenario 1 återförs askan till 

skogen, i scenario 2 används den som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Lastning 

av material har inkluderats i produktionen av materialet. Transport av material avser 

aska, alternativ näringskompensation och krossat berg för vägkonstruktion. Transport av 

material till sluttäckningen av deponin inkluderas i deponering. 

Vid framställningen av den alternativa näringskompensationen är det produktionen 

av kaliumsulfat som orsakar störst utsläpp av SO 2 . Det beror framför allt på att stora 

utsläpp av SO 2 sker vid framställningsprocessen. En mindre del av utsläppen härrör 

från energianvändningen. Även när det gäller CO 2 och NO x sker störst utsläpp vid produktionen 

av kaliumsulfat, men skillnaden till övriga ingående ämnen är inte lika stor 

och nästan lika mycket släpps ut vid dolomitproduktionen. Utsläppen av CO 2 och NO x 

är framför allt kopplade till energianvändningen. 

När det gäller utakningen skogsbränsleaskan ska det poänteras att enskilda askor 

kan skilja sig mycket åt, jämfört med den ”medelaska” som här avses. Utlakningen av 

metaller var mycket större i scenario 1, där askan sprids i skogen, än i övriga scenarier 

(Figur 19). Det beror på att askan där förväntas lösas upp helt, dvs alla metaller som 

är tillgängliga antas laka ut under en 100-årsperiod. Om denna utlakning ska ses som 

ett nettotillskott till naturen kan dock diskuteras. Mängden aska som får spridas per 

ha har beräknats för att motsvara askinnehållet i det biobränsle som tagits från området. 

Vidgas systemgränsen till att omfatta även flödet av metaller från skogen i form av 

biobränsle, innebär återförandet av askan i princip inget nettotillskott av metaller till 

marken. Med dessa vidgade systemgränser skulle med motsvarande resonemang vägen 

och deponin utgöra minusposter för metaller på grund av den långsammare lakningen 

från dessa. Det innebär att scenario 2 och 3 i ett 100-årsperspektiv skulle leda till en 

nettobortförsel av metaller från skogsmarken. Sett ur ett mer lokalt perspektiv skulle 

dock utlakningen bli mer koncentrerad till en mindre yta, vilket troligtvis påverkar 

vilken effekt metallerna får för miljön. 

42 


Figur 19. Uppskattning av totalt utlakade mängder från flygaska (medelvärden för de angivna 

intervallen) och krossat berg i systemet under hundra år. I scenario 1 återförs askan 

till skogen, i scenario 2 används den som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. 

Det ska poängteras att de värden som presenteras här utgör en mycket grov uppskattning 

som baseras på skakförsök och antagandet om att det framför allt är vattengenomströmningen 

som påverkar utlakningen i fält. Se kapitel 6.1 för ytterligare 

diskussion om uppskattningar av utlakning över lång tid. 


Eftersom transportavstånden är en parameter som kan förväntas variera mycket över 

landet utfördes en känslighetsanalys för hur olika transportavstånd för av skogsbränsleaskan 

skulle påverka systemets totala energianvändning. För övriga transporter 

behölls grundantagandet om 30 km. Jämförelsen mellan alternativa scenarier visade sig 

dock inte vara särskilt beroende av hur långt askan transporterades för att spridas på 

skog. Askåterföring är det mest fördelaktiga scenariet även om transportavståndet är så 

långt som 20 mil. Detta pga den stora potentiella miljöpåverkan som framställningen 

av alternativ näringskompensation ger upphov till. 

Något som därför kan vara intressant att diskutera är antagandet att näringskompensation 

till skogsmarken är nödvändig och ska ske även om askan används till annat. 

Om man skulle acceptera en bortförsel av näringsämnen från skogsmarken utan att 

behöva producera annan kompensation skulle användningen av aska som vägmaterial 

bli det allra mest fördelaktiga alternativet när det gäller energianvändning (Figur 20) 

och utsläpp av SO 2 , CO 2 och NO x . 

43 


Figur 20. Energianvändning vid olika aktiviteter i systemet, om näringskompensation inte 

anses behövas när askan används för annat. I scenario 1 återförs askan till skogen, i scenario 

2 används den som vägmaterial och i scenario 3 deponeras den. Lastning av material 

har inkluderats i produktionen av materialet. Transport av material avser aska, alternativ 

näringskompensation och krossat berg för vägkonstruktion. Transport av material till sluttäckningen 

av deponin inkluderas i deponering. 

Deponin bidrog med relativt liten energianvändning och känslighetsanalyser för 

antaganden om deponin (uteslutandet av tätskikt, transportavstånd för material till 

sluttäckningen, dimensioner vid sluttäckning) visade sig ha liten betydelse för systemets 

totala miljöpåverkan, förutom när det gäller användning av naturresurser. Om exempelvis 

dräneringslagret skulle vara tjockare än de 0,2 m som antagits skulle användningen 

av sand öka. Detta får dock ingen dramatisk effekt på slutsatserna eftersom scenarierna 

ändå skulle behålla sin inbördes ordning. 

Tidigare erfarenheter talar för att en väg byggd med askblandning kan byggas med 

ett tunnare bär- och förstärkningslager än om enbart krossat berg används, och att den 

långsiktiga hållbarheten ändå blir bättre. En känslighetsanalys gjordes därför, där askvägen 

antogs ha ett 0,2 m tjockt bär-och förstärkningslager istället för 0,4m. Dessutom 

antogs underhållet minska till hälften. Dessa antaganden gjordes utifrån information 

från involverade entreprenörer och forskare och på publicerade erfarenheter (Lahtinen, 

2001; Svedberg et al., 2008). Underhåll av den konventionella vägen antogs ske med 40 

års intervall med hjälp av en hjullastare med arbetstiden 0,3 timmar per m väg. Materialet 

antogs vara krossat berg och för utvinningen av detta användes samma antaganden 

som tidigare. Underhåll av askvägen antogs ske med 80 års intervall och med hjälp 

av asfaltsläggare med arbetstiden 0,1 timme per m väg. Materialet antogs vara samma 

blandning av aska och krossat berg som tidigare (30 viktsprocent aska) och blandningen 

antogs ske med hjullastare, med en effektivitet av 14 m 3 per timme. 

För båda vägkonstruktionerna antogs underhållet ske genom att en tjocklek på 0,2 m 

material tillfördes, och alla materialtransporter antogs ske på samma sätt som tidigare. 

44 


Precis som i fallstudie 2 ökade systemets användning av energi och krossat berg till 

följd av dessa antaganden. Spridning av askan på skogsmark blir mindre fördelaktig, även 

om energianvändningen fortfarande är lägst i det scenariet. Produktion av material utgjorde 

fortfarande en stor del av systemets totala energianvändning i scenario 2 och 3, pga 

framställningen av alternativ näringskompensation. Förändringen ger inga större effekter 

för resultatet, varken när det gäller förhållandet mellan olika scenarier eller betydelsen av 

de olika flödena utifrån normaliseringen. Lakningen påverkas ej, eftersom L/S överstiger 2 

hela tiden och lakningen därmed (konservativt) approximeras med lakresultat från L/S 10. 

Om däremot detta kombinerades med antagandet att någon näringskompensation 

inte behöver ske i scenario 2 och 3, där askan används för vägbyggnad eller deponeras, 

ändrades resultatet drastiskt. Då krävdes inte lika mycket energi i scenario 2 och 3 till 

produktion av material, och den största energianvändningen stod då underhållet för. 

Scenario 1 blev det sämsta scenariot ur energisynpunkt, medan scenario 2 blir det bästa. 

Vilka flöden som kan anses viktiga utifrån normaliseringen påverkas inte. Det som 

påverkar slutsatserna är alltså framför allt om alternativ kompensation antas behövas 

eller inte. Först om det antas att alternativ kompensation inte krävs är det intressant att 

jämföra skillnader i underhåll. 


Både användning skogsbränsleaska i väg och återföring av askan till skogen visade sig 

spara naturresurser och energi jämfört med deponering. Att återföra askan till skogen 

sparar mest energi och naturresurserna Zn, P och Dolomit. Deponering eller användning 

av askan i väg innebär en bortförsel av As, Cd och Pb från skogsmarken ur ett 

100-årsperspektiv, om man väljer att inte betrakta askåterföringen som ett nettotillskott, 

utan som återföring av något som förts bort från marken. 

Kritiska parametrar i fallstudie 3 var antagandet om nödvändig näringskompensation 

samt vilken systemgräns som används för att beräkna nettoeffekten på metallflöden. 

Om näringskompensation av skogsmarken inte anses vara så eftersträvansvärd att man 

ersätter askan med ett alternativt kompensationsmedel ökar betydelsen av transporter 

och underhåll, och kan påverka resultatet. Även typen av lakdata som används kan 

påverka resultatet, samt det tidsperspektiv som avses. 

45 


6. generell diskussion och slutsatser 

utifrån fallstudierna 

6.1. Framtida utlakning av metaller 

Utlakningen av metaller visade sig enligt normaliseringen vara relativt betydelsefull i 

fallstudierna, jämfört med övrig miljöpåverkan. Uppskattningen av utlakningen bedömdes 

dock som mycket osäker samtidigt som antaganden om lakning har stor potential 

att påverka resultatet. Därför diskuteras uppskattningen av utlakning mer ingående i 

detta kapitel. 

6.1.1. Stora osäkerheter i genomförda uppskattningar 

Utakningen av As, Cd och Pb från olika askor beror på ett flertal olika faktorer såsom 

initial sammansättning, vattengenomströmning och redoxförhållanden. Dessutom förändras 

askan kemiskt över tid, vilket i hög grad kan påverka utlakningen. Därför är det 

svårt att göra en korrekt uppskattning av hur mycket askan kommer att laka i framtiden. 

I ovanstående fallstudier, som bygger på lakdata presenterade i ”Substans och 

flödesanalys” (Bilaga 1), har tillvägagångssättet varit att använda resultat från skakförsök 

som ett konservativt mått på utlakningen i fält. Resultat från försök med L/S 2 

har använts när L/S i den tänkta tillämpningen har varit lägre än L/S 2 och resultat från 

försök med L/S 10 när L/S i tillämpningen överstiger 2. 

De största svagheterna i denna typ av uppskattning bedöms vara att det finns stora 

skillnader mellan laboratoriemiljö och tillämpning i fält, samt att begränsad hänsyn tas 

till den förändring som sker av utlakningen under tid. De genomsnittliga värden som 

används kan delvis härröra från relativt färska askor. Dessutom är det tveksamt om 

labresultat från L/S 10 bör användas för att uppskatta utlakning i de fall där L/S kan 

förväntas överstiga 10. Detta gäller framför allt för As, som lakas ut i relativt stora 

mängder även vid L/S över 10. 

I laboratorieförsöken skakas askan med vätskan, vilket gör att askpartiklarna kommer 

i kontakt med vatten i högre utsträckning än när de ligger i t ex en väg. Tidigare 

erfarenheter talar för att endast ca 30 % av materialet på en deponi kommer i kontakt 

med det infiltrerande vattnet (van der Sloot et al., 2003; Hellweg et al., 2005), och liknande 

förhållanden kan råda i en väg. Vid lakning i skakförsök råder dessutom mättade 

förhållanden hela tiden, till skillnad mot t ex i en väg. Utlakningen förändras också med 

tiden. För As, Cd och Pb är utlakningen stor i början för att sedan minska med ökande 

L/S-kvot. Det beror på att de mer lättlösliga fraktionerna lakas ut snabbt, medan andra 

fraktioner löses upp mer långsamt. Dessutom kan man anta att materialet förändras 

över tid, framför allt genom karbonatisering och sjunkande pH, vilket också påverkar 

den långsiktiga utlakningen. 

6.1.2. Andra metoder att förutsäga framtida lakning 

Olika metoder har under de senaste decenniet använts för att uppskatta framtida utlakning 

från askor. Enligt Obersteiner et al. (2007) kan metoderna delas in i två huvudgrupper, 

dels de som utgår från empiriska resultat och dels de som utgår från kausala 

samband mellan materialets sammansättning och utlakningen. Båda huvudgrupperna 

har styrkor och svagheter. 

När det gäller att använda empiriska data som utgångspunkt finns flera exempel på 

hur antingen fältresultat eller resultat från skakförsök eller kolonnförsök i laboratorie- 

46 


miljö har använts som utgångspunkt för långsiktiga lakbedömningar. Obersteiner et al. 

(2007) presenterar till exempel hur utlakningen från en deponi med avfallsbottenaska 

kan uppskattas med hjälp av tidigare fältmätningar och i en LCA av kolbottenaska i 

väg i USA (Carpenter et al., 2007) användes lakdata från ett fältförsök som utgångspunkt 

för analysen. 

I Värmeforskrapporten ”Miljöriktlinjer för askanvändning I anläggningsbyggande” 

(Bendz et al., 2006) antas utlakningen kunna uppskattas utifrån laboratorieförsök 

och koncentrationen i lakvattnet antas klinga av exponentiellt med tiden. Modellparametern 

”kappa” styr hastigheten med vilken koncentrationen av varje enskilt ämne 

avklingar. Detta är samma tillvägagångssätt som har använts bl a i den sk TAC-modellen 

för framtagande av mottagningskriterier för deponering. De modellparametrar som 

använts av Bendz et al. (2006) härrör från Aalbers et al. (1996) och är framräknade för 

från holländska konstruktionsmaterial. Det är dock inte säkert att avklingningen ser ut 

på samma sätt för svenska askor. Dessutom är den exponentiella kurvan framräknad 

utifrån laboratorieförsök, där lakningen eventuellt beter sig annorlunda än under lång 

tid i fält. 

Van der Sloot et al. (2006) förespråkar en metod som utgår mer från kausala samband, 

där löslighetskontrollerande mekanismer bör bestämmas genom att materialet 

karaktäriseras i laboratorieförsök. Därefter kan utlakningen under olika fältförhållanden 

modelleras. Det finns några exempel på fall där geokemiska jämviktsberäkningar i 

kombination med en transportmodellering använts för att uppskatta utlakningen över 

tid från aska (Dijkstra et al., 2008; Hellweg et al., 2005; Sundqvist et al., 1997) eller 

andra restmaterial (Hansen et al., 2007). Styrkan i dessa bedömningar är att de grundas 

på de kemiska reaktioner som sker i askan och kan anpassas till hur askan förändras 

över tid. Det är dock svårt att hantera det komplexa material som askor utgör på ett 

korrekt sätt, och modellerna skulle behöva kalibreras mot fältförsök. De behöver också 

kontinuerligt uppdateras vartefter ny information framkommer om olika processer som 

styr lakningen från aska. 

6.1.3. Jämförande beräkningar för aska i grusvägar 

Metoden som använts i de tre fallstudierna som presenterats här utgår, precis som 

i Bendz et al. (2006), från den utlakning som uppmätts i laboratorieförsök vid 

olika L/S-kvot. Dock har avklingningen med tiden av koncentrationen av olika 

ämnen i lakvattnet inte beaktats. En jämförande beräkning gjordes för att se hur 

väl avklingningsfunktionen kan förutsäga utlakningen från aska vid L/S 10, med de 

kappa-värden som presenterats i Aalbers et al. (1996) och använts av Bendz et al. 

(2006). Uppmätta mängder vid L/S 2 användes som utgångspunkt för att beräkna 

utlakningen vid L/S 10 och resultatet jämfördes med de uppmätta mängderna vid 

L/S 10 (Tabell 7). Information om utlakningen vid olika L/S härrör från samma 

”medel-flygaskor” som användes i fallstudie 2 och 3 (Flyhammar, 2008). Det 

visade sig att de beräknade värdena beskrev de uppmätta värdena relativt väl, mot 

bakgrund av de stora osäkerheter som förelåg. Möjligtvis leder avklingningsfunktionen 

med kappa-värden från Aalbers et al. (1996) till att As- och Cd-utlakningen 

överskattas något. 

47 


Tabell 7. Uppmätt och beräknad utlakning från skogsbränsleaska och torvflygaska vid L/S 

10 (mg/kg TS) 

Metall Uppmätt för 

skogsbränsleaska 

Beräknat för skogsbränsleaska 

48 

Uppmätt för 

torvflygaska 

Beräknat för 

torvflygaska 

As 0.017 0.04 0.08 0.18 

Cd 0.0055 0.0092 0.00085 0.0014 

Pb 0.20 0.17 0.13 0.11 

För undersöka effekterna av att avklingningen inte beaktats vid utlaknigen från grusväg 

i fallstudie 2 och 3 jämfördes de använda värdena med beräkningar av utlakningen 

enligt ovan beskrivna avklingningsfunktion. I fallstudie 2 och 3 antogs L/S-kvoten vara 

7,1 efter 100 år, och utlakningen approximerades med laboratorieresultat vid L/S 10. 

I de nya beräkningarna användes istället ovan beskrivna kappa-värden tillsammans 

med resultat från utlakning vid L/S 2 för att beräkna utlakningen vid L/S 7,1 (Tabell 

8). Resultaten skiljer sig inte särskilt mycket, även om beaktandet av en avklingningsfunktion 

utgör ett något mer konservativt antagande för utlakningen av As och Cd. 

Redan att använda ett skakförsök som mått på utlakning i fält ger dock sannolikt en 

överskattning av den verkliga utlakningen i fält och de små skillnader som användning 

av avklingningsfunktionen skulle kunna ge för resultatet i fallstudie 2 och 3 bedömns 

därför som försumbara. 

Tabell 8. Beräknad utlakning från skogsbränsleaska och torvflygaska i grusvägar under 100 

år (L/S 7,1) med antagandet om exponentiell utlakning över tid (mg/kg TS). 

Metall Skogsbränsleaska Torvflygaska 

As 0.029 0.13 

Cd 0.0090 0.0014 

Pb 0.16 0.10 

När det gäller fallstudie 3 kan utlakningen som uppskattats i labförsök även jämföras 

med vad som uppmätts i fält under de första tre åren från en grusväg byggd med aska 

från förbränning av avloppsslam och returpappersslam i BFB-panna vid Hallsta pappersbruk, 

Holmen Paper (Mácsik och Svedberg, 2006). Under tre år uppnåddes L/S ca 

0,4 i fältförsöket. Utlakningen som uppmättes i fält var i nivå med den utlakningen som 

uppmättes av Cr, Cu, Ni och Ca i skakförsök vid samma L/S. Dock var dataunderlaget 

litet och uppsamlingen av lakvatten gjordes en halv meter under vägkonstruktionen, 

vilket gör det svårt att dra några generella slutsatser utifrån dessa resultat. 

Mätningarna i Ehnsjövägen är dock intressanta även ur en annan aspekt, nämligen 

infiltrationsmängder. I Ehnsjövägen var infiltrationen under första året 20 mm, och 

sjönk sedan till mindre än 10 mm de två föjande åren (Mácsik och Erlandsson, 2007). 

Det ska dock påpekas attt detta var ett utvecklingsprojekt med huvudsyfte att utveckla 

utläggningstekniken, och med en utifrån detta projekt effektiviserad utläggningsteknik 

kan ännu lägre permeabilitet uppnås. I fallstudie 2 och 3 antogs en infiltration i grusvägen 

på 70 mm under det första året, och 28 mm under påföljande 99 år under 100-års- 


perioden. Erfarenheterna från Ehnsjövägen talar för att infiltrationen i fallstudie 2 och 

3 överskattats. Detta innebär i så fall att utlakningen av metaller från grusvägar har 

överskattats. 

Det skulle vara intressant att jämföra de uppskattningar som gjorts här utifrån 

laboratorieförsök vid L/S 2 och 10 med uppskattningar som grundar sig på termodynamiska 

jämviktsberäkningar. Det finns dock inga sådana utförda när det gäller lakning 

från flygaskor i grusväg. 

6.1.4. Tidsperspektiv 100 år eller längre 

I de beskrivna fallstudierna har miljöpåverkan under en 100-årsperiod uppskattats. 

Denna avgränsning kan dock diskuteras när det gäller utlakning av metaller. När det 

gäller deponier utgör utlakningen under de första 100 åren endast en liten del av den 

totala utlakningen som kommer att ske från materialen (Finnveden et al., 1996; Hellweg 

et al., 2005; van der Sloot et al., 2003). Det är dock då som högst koncentrationer 

kan förväntas. Att som i denna studie dra gränsen för utlakningen vid 100 år innebär 

att framtida emissioner inte alls beaktas. Om ett oändligt tidsperspektiv istället används 

blir utlakningen densamma oavsett hur man hanterar askan, eftersom den totala 

mängden tillgängliga metaller då kan förväntas lakas ut. Skillnaden i utlakning av As, 

Cd och Pb kan förväntas minska med ökande tidsperspektiv. Det är dock mycket svårt 

att uppskatta den långsiktiga utlakningen. Det är dessutom möjligt att emissioner som 

ligger nära i tiden bör värderas som annorlunda än emissioner som ligger långt fram. 

Hellweg et al. (2005) föreslår till exempel att framtida emissioner kan normaliseras 

utifrån framtida utsläpp som de bedömer kommer att vara större än vad de är idag. 

6.1.5. Sammanfattande kommentarer angående lakbedömningar 

Sammanfattningsvis blir resultatet av ovanstående resonemang och jämförelser att de 

uppskattningar av metallutlakning som använts i ovanstående fallstudier måste anses 

som mycket osäkra, och att det finns ett stort behov av att utveckla befintliga modeller 

för långsiktiga lakuppskattningar. Skillnader mellan olika scenarier i fallstudierna när 

det gäller metallutlakning måste tolkas utifrån denna bakgrund. Även om skillnaderna 

är små ska det poängteras att beräkningarna har gjorts utifrån ett intervall av lakdata 

från en viss typ av aska och att skillnaden i enskilda fall kan vara större. Mängden 

tungmetaller som beräknas lakas ut i ovanstående fallstudier kan betraktas som en konservativ 

uppskattningen i de fall L/S understiger 10. På längre sikt lakar dock betydligt 

större mängder ut, dock i form av lägre koncentrationer, men då kan också skillnaderna 

mellan scenarierna förväntas minska. 

6.2. Miljöpåverkan ur lokalt, regionalt och globalt perspektiv 

De tre fallstudierna visade hur olika typer av miljöpåverkan kan inkluderas i en analys 

för att producera ett beslutsunderlag som täcker både lokala, regionala och globala 

effekter och som även inkluderar de positiva miljöeffekter som ökad återvinning och 

minskad deponering innebär. Även om analysernas resultat innefattar relativt stora 

osäkerheter för enskilda värden (eftersom de bygger på aggregering av en stor mängd 

information och antaganden) visar de vilka flöden som är av stor betydelse för skill- 

49 


naden mellan olika scenarier. Utlakning av miljöfarliga ämnen från aska och krossat 

berg, användning av naturmaterial och användning av energi är tre nyckelparametrar 

som i fallstudierna visade sig vara viktiga för att beskriva miljöpåverkan från system 

för askhantering. Analyserna gav även en kvantitativ uppskattning om hur de olika 

flödena förhåller sig till varandra. Som känslighetsanalyserna visade krävs oftast en 

kraftig förändring av antaganden för att rubba förhållandet mellan de olika scenarierna. 

Generellt sett sparas naturmaterial om askorna nyttiggörs och även i många fall 

energi och de emissioner som härrör från energianvändningen, samtidigt som askorna 

generellt sett lakar mer metaller än naturmaterialen. Något som inte inkluderats i 

analyserna är den markyta som tas i anspråk för olika aktiviteter, såsom deponering 

eller bergtäkt eller mellanlager för aska. Buller och damning är andra utelämnade 

aspekter, och den koldioxid som binds in i askmaterialet till följd av karbonatisering 

har heller inte räknats med. 

De tre fallstudierna demonstrerar vikten av att se hanteringen av aska ur ett livscykelperspektiv, 

eftersom det i alla fallen visade sig att olika typer av miljöpåverkan 

uppstod i olika skeden av systemets och konstruktionernas livscykel. Medan naturresursanvändning, 

energianvändning och utsläpp till luft var störst vid produktion och 

transport av material skedde utsläppen till vatten framför allt vid användningen av de 

olika funktionerna. En miljöbedömning som enbart fokuserar på användningen riskerar 

därmed att exkludera stora delar av miljöpåverkan. Dock ska poängteras att LCAmetodiken 

inte hanterar tids- och platsspecifika effekter. När det gäller lakning är det 

mycket möjligt att toxisk påverkan inte beror enbart på hur mycket som totalt lämnar 

systemet under en 100-års period utan är mer beroende av koncentrationer, flödesvägar 

och recipienter. Därför behöver LCA –resultaten kompletteras med platsspecifika riskbedömningar 

som bättre hanterar dessa frågeställningar. 

6.3. Prioritering av miljökvalitetsmål 

För alla tre fallstudier gällde att olika typer av miljöpåverkan dominerade i de tre scenarierna. 

Vilket omhändertagande av askan som är att föredra beror därför på hur olika 

miljömål prioriteras. Riksdagen har antagit mål för miljökvaliteten inom 16 områden, 

där både lokala, regionala och globala aspekter inkluderas (Tabell 10). I november 

2005 lades miljökvalitetsmålet ”Ett rikt växt- och djurliv” till de 15 som man antagit i 

april 1999. 

Tabell 10. Sveriges 16 miljömål. 

1. Begränsad klimatpåverkan 9. Grundvatten av god kvalitet 

2. Frisk luft 10. Hav i balans samt levande kust och skärgård 

3. Bara naturlig försurning 11. Myllrande våtmarker 

4. Giftfri miljö 12. Levande skogar 

5. Skyddande ozonskikt 13. Ett rikt odlingslandskap 

6. Säker strålmiljö 14. Storslagen fjällmiljö 

7. Ingen övergödning 15. God bebyggd miljö 

8. Levande sjöar och vattendrag 16. Ett rikt växt- och djurliv 

50 


De olika flödena i fallstudierna kan relateras till dessa miljömål. Till exempel kan 

användningen av naturmaterial innebära konsekvenser för miljömålet ”god bebyggd 

miljö”, där delmålen bland annat är att minska uttag av naturrgrus och minska avfallsmängderna. 

Nyttiggörande av aska skulle kunna minska den årliga avfallsmängden som 

läggs på deponi med tusentals ton per år och samtidigt minska behovet av naturgrus 

för anläggningsändamål. Ytor som är lämpliga för deponering, samt lämpliga områden 

för berg- eller grustäkt är i vissa områden en bristvara. Dessutom kan nyttiggörandet av 

askor bidra till minskade utsläpp av växthusgaser och därmed till miljömålet ”begränsad 

klimatpåverkan”. Askhanteringen kan få positiva effekter även för uppfyllandet av 

andra miljömål, t ex ”Bara naturlig försurning”. Dock visade fallstudierna att scenarier 

där aska nyttiggörs i ett 100-årsperspektiv ger mer utlakning av tungmetaller, något 

som påverkar uppfyllandet av miljömålet ”Giftfri miljö” negativt. Utlakningen visade 

sig också enligt normaliseringen, där nationella utsläpp användes som jämförvärde, 

vara relativt betydelsefull jämfört med övrig miljöpåverkan. Även om skillnaderna i lakning 

i dessa generaliserade fallstudier var små i förhållande till osäkerheten i uppskattningarna, 

kan det inte uteslutas att de är större i enskilda fall. Sammantaget betyder 

detta att olika miljömål står i konflikt med varandra och att ett ställningstagande för 

eller emot nyttiggörande av askor oundvikligen innebär att en prioritering måste göras 

mellan olika miljömål. 

Frågan är också om alternativet till nyttiggörande, dvs deponering, ger en mer giftfri 

miljö på sikt. Ur ett längre tidsperspektiv (>1000 år) riskerar även det som läggs på 

deponi att bli tillgängligt, beroende på framtida markanvändning och andra svårförutsägabara 

faktorer. Även om utlakningen utgör en viktig del av systemets miljöpåverkan 

krymper skillnaderna mellan olika scenarier med ökat tidsperspektiv. Risken att exportera 

miljöproblemen i tid och rum är uppenbar. 

6.4. Slutsatser 

• För att kunna visa på potentiella miljöeffekter från hantering/återvinning av 

askor krävs ett livscykelperspektiv (eftersom olika effekter uppstår i olika led 

i konstruktionernas livscykel) samt att systemgränserna omfattar alternativa 

lösningar. 

• Olika scenarier för att återvinna/omhänderta aska ger upphov till olika typer av 

miljöpåverkan. Naturmaterial sparas om askorna nyttiggörs och även i många 

fall energi och de emissioner som härrör från energianvändningen, samtidigt som 

askorna generellt sett lakar mer metaller än naturmaterial. Att endast se till innehållet 

av miljöfarliga ämnen i askor ger därför ett ofullständigt beslutsunderlag. 

• Miljöpåverkan från askhantering kan kopplas till en rad olika miljömål. I många 

fall innebär olika möjligheter för hantering av aska en konflikt mellan miljömål. 

Framför allt är det miljömålet ”god bebyggd miljö” och ”begränsad klimatpåverkan” 

som står i konflikt med målet ”giftfri miljö”. För att prioritera mellan dessa 

miljömål på ett trovärdigt sätt krävs en genomtänkt och kommunicerbar metodik. 

51 


7. referenser 

Aalbers, T. G., de Wilde, P. G. M., Rood, G. A., Vermij, P. H. M., Saft, R. J., van de 

Beek, A. I. M., Broekman, M. H., Masereeuw, P., Kamphuis, C., Dekker, P. M. och 

Valentijn, E. A. 1996. Environmental quality of primary and secondary construction 

materials in relation to re-use and protection of soil and surface water. RIVMreport 

no. 771402007. National Institute of Public Health and the Environment, 

Bilthoven. 

Avfall Sverige 2008, Miljökonsekvensanalys av Naturvårdsverkets förslag till kriterier 

för återvinning av avfall i anläggningsarbeten – Syntesrapport. Avfall Sverige 

Rapport F2008:04 

Baumann, H. och Tillman, A. 2004. The Hitch hiker’s guide to LCA. An orientation in 

the life cycle assessment methodology and application. Studentlitteratur. ISBN 91- 

44-02364-2 

Bendz, D., Wik, O., Elert, M. och Håkansson, K. 2006. Miljöriktlinjer för askanvändning 

I anläggningsbyggande. Miljöriktig användning av askor 979. Värmeforsk 

Service AB, Stockholm. 

Birgisdottir, H., Bhander, G., Hauschild, M. Z., och Christensen, T. H.. 2007. Life cycle 

assessment of disposal of residues from municipal solid waste incineration: Recycling 

of bottom ash in road construction or landfilling in Denmark evaluated in the 

ROAD-RES model. Waste Management 27(8): S75-S84. 

Boliden Mineral AB. 2005. Aitik. Hälsa, Miljö & Säkerhet 2005. Statistik från 2004. 

Boliden Mineral AB. 2006. Miljörapport från Rönnskärsverket 2005 

Carpenter, A. C., Gardner, K. H., Fopiano, J., Benson, C. H. och T. B. Edil. 2007. 

Life cycle based risk assessment of recycled materials in roadway construction. 

Waste Management 27: 1458-1464. 

Carlsson, A., Wadeskog, A., Palm, V. och Kanlén, F. 2006. Material Flow Accounts and 

Policy. Data for Sweden 2004. Statistics Sweden. 

Davis J. och Haglund C. 1999. Life cycle inventory (LCI) of fertiliser production. 

Fertiliser products used in Sweden och Western Europe. SIK-rapport nr 654 1999. 

Institutionen för kemisk miljövetenskap, Chalmers tekniska högskola 

Dijkstra, J. J., Meeussen, J. C. L., Van der Sloot, H. A. och Comans, R. N. J. 2008. A 

consistent geochemical modelling approach for the leaching and reactive transport 

of major and trace elements in MSWI bottom ash. Appl. Geochem. doi: 10.1016/ 

j.apgeochem.2007.12.032. 

52 


Flyhammar, P. 2008. Material- och substansflödesanalys för alternativa ballastmaterial 

– arsenik, bly, kadmium och kvicksilver. Flyhammar Resurs och Miljö. 

Finnveden, G. 1996. Solid waste treatment within the framework of life cycle assessment, 

metals in municipal solid waste landfills. Int. J. LCA 1, 74-78. 

Grönholm, R., Hartlén, J., Sävström, R., Fridh, R. och Evertsson, U. 1999. Användning 

av betong, tegel och slaggrus som obundet vägbyggnadsmaterial. Törringevägen i 

Malmö - erfarenheter från utförandet. Naturvårdsverket, Stockholm. 

Hansen, Y., Broadhurst, J. L. och Petrie, J. G. In press. Modelling leachate generation 

and mobility from copper sulphide tailings - An integrated approach to impact assessment. 

Minerals Engineering. 

Hellweg, S., Hofstetter, T.B. och Hungerbuhler, K. 2005. Time-dependent life-cycle 

assessment of slag landfills with the help of scenario analysis: the example of Cd and 

Cu. Journal of Cleaner Production 13: 301-320. 

Kärrman, E., Olsson, S., Magnusson, Y. och Peterson, A. 2006. Miljösystemanalys för 

nyttiggörande av askor i anläggningsbyggande. Miljöriktig användning av askor 

953, Värmeforsk Service AB, Stockholm. 

Lahtinen, P. 2001. Fly ash mixtures as flexible structural materials for low-volume 

roads. Doctoral thesis, Helsinki University of Technology, Finnra Report 7/2001. 

Mácsik, J. och Erlandsson, Å. 2007. PM-Uppföljning av flygaskastabiliserad grusväg, 

Ehnsjövägen (2004-2007) Beställare: Holmen Paper Hallstavik. 

Mácsik, J., Maurice, C., Mossakowska, A. och Eklund, C. 2006. Pilotförsök med 

flygaskastabiliserat avloppsslam (FSA) som tätskikt. Svenskt Vatten AB. 

Mácsik, J. och Svedberg, B. 2006. Skogsbilvägsrenovering av Ehnsjövägen, Hallstavik, 

Rapport Q4-285, Värmeforsk Service AB, Stockholm. 

Mroueh, U.-M., Eskola, P. och Laine-Ylijoki, J. 2001. Life-cycle impacts of the use 

of industrial by-products in road and earth construction. Waste Management 21: 

271-277. 

Naturvårdsverket. 2006. Sweden’s National Inventory Report 2007, submitted under 

the United Nations Framework Convention on Climate Change. 

Naturvårdsverket. 2007. Sweden’s Informative Inventory Report 2007, submitted under 

the Convention on Long-Range Transboundary Air Pollution. 

53 


Obersteiner, G., Binner, E., Mostbauer, P. och Salhofer, S. 2007. Landfill modelling in 

LCA - A contribution based on empirical data. Waste Management 27, S58-S74. 

Olsson, S., Kärrman, E. och. Gustafsson, J. P. 2006. Environmental systems analysis of 

the use of bottom ash from incineration of municipal waste for road construction. 

Resour. Conserv. Recycl. 48(1): 26-40. 

Olsson, S., Kärrman, E., Rönnblom, T. och Erlandsson, Å. Pågående projekt. Skogsbränsleaska 

som näringsresurs eller konstruktionsmaterial. Ecoloop AB, Stockholm. 

RVF. 2002. Kvalitetssäkring av slaggrus från förbränning av avfall. Svenska Renhållningsverksföreningen, 

Malmö. 

Samuelsson, H. 2001. Rekommendationer vid uttag av skogsbränsle och kompensationsgödsling, 

Meddelande 2, Skogsstyrelsens förslag, Jönköping. 

SCB. 2004. Sveriges officiella statistik, statistiska meddelanden MI 22 SM 0401. 

Utsläpp till vatten- och slamproduktion 2002. 

SETAC-Europe. 1999. Best Available Practice Regarding Impact Categories and 

Category Indicators in Life Cycle Impact Assessment. Int. J. LCA 4(3): 167-174. 

SGU. 2006. Grus, sand och krossberg, produktion och tillgångar 2005. 

SGU. 2007. Bergverksstatistik 2006. 

Stripple, H. 2001. Life Cycle Assessment of Road, A Pilot Study for Inventory Analysis. 

Second revised edition, B1210E. IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Göteborg. 

Sundqvist, J.-O., Finnveden, G. och Stripple, H. 1997. Life Cycle Assessment and Solid 

Waste - Stage 2. Swedish environmental protection agency, Stockholm. 

Svedberg, B., Ekdahl, P., Mácsik, J., Maijala, A., Lahtinen, P., Hermansson Å., Knutsson, 

S. och Edeskär, T. 2008. FUD – SALA, Provsträcka med stabilisering av obundna 

lager. Rapport Q6-632. Värmeforsk Service AB, Stockholm. 

Svingby, M. och Båtelsson, O. 1999. LCA av lättfyllnadsmaterial för vägbankar. Detaljerad 

rapport. Borlänge, Sweden: Vägverket. 

van der Sloot, H. A., van Zomeren, A., Dijkstra, J. J., Hoede, D., Jacobs, J. och Scharff, 

H. 2003. Prediction of long term leachate quality and chemical speciation for a 

predominantly inorganic waste landfill. Paper presented at The Ninth International 

Waste Management and Landfill Symposium, S.Margherita di Pula (Cagliari), 

Sardinia, Italy. 

54 


van der Sloot, H. A., Meeussen, J. C. L., van Zomeren, A. och Kosson, D. S. 2006. 

Developments in the characterisation of waste materials for environmental 

impact assessment purposes. Journal of Geochemical Exploration. Extended 

Abstracts presented at the 7th Symp. on the Geochemistry of the Earth’s Surface 

(GES-7), 88, (1-3), 72-76. 

Vägverket. 2001. Projektering och byggande av enskilda vägar. Vägverkets publikationsserie 

2001:9. 

55 


Fjärrsyn – forskning som stärker konkurrenskraften för fjärrvärme och fjärrkyla genom ökad 

kunskap om fjärrvärmens roll i klimatarbetet och för ett hållbart samhälle, till exempel genom 

att bana väg för affärsmässiga lösningar och framtida teknik. Programmet drivs av Svensk 

Fjärrvärme med stöd av Energimyndigheten. Mer information finns på www.svenskfjarrvarme.se/fjarrsyn 



Det produceras cirka en miljon ton askor per år varav cirka 70 procent 

används, framför allt i olika typer av anläggningsarbeten. Hur påverkas 

miljön i ett livscykelperspektiv om en aska används till exempel i ett vägbygge 

och vad händer i miljön om den deponeras? 

Det projekt som här redovisas ger en helhetssyn och belyser på ett 

vetenskapligt sätt konekvenserna av Naturvårdsverkets planerade kriterier 

för användning av avfall i geotekniska ändamål. 

I studien ingår bottenaska från avfallsförbränning, flygaska från förbränning 

av torv och skogsbränsle. För varje aska studerades tre alternativa 

scenarier, två där askan nyttiggörs och ett där den deponeras. Systemets 

nytta omfattar såväl de produkter som askan kan användas i som själva 

omhändertagandet av aska. Studien har genomförts som en livscykelanalys 

och visar skillnaden mellan olika scenarier under 100 år. 

Svensk Fjärrvärme • 101 53 Stockholm • Telefon 08-677 25 50 • Fax 08-677 25 55 

Besöksadress: Olof Palmes gata 31, 6 tr. • E-post kontakt@fjarrvarme.org • www.fjarrvarme.org

Livscykelperspektiv på återvinning av askor.pdf - Svensk Fjärrvärme

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?