MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Miljø- og Fødevareudvalget 2024-25
MOF Alm.del
Offentligt

Beregning af

erhvervsøkonomiske

konsekvenser ved at

fastsætte

miljøkvalitetskrav for

14 stoffer

MST id.nr. 849341

December 2020

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Udgiver: Miljøstyrelsen

Redaktion: COWI (Claus C. Rebien, Carsten

Lassen, Meta R. Brødsted, Lars G. Jensen, Tho-

mas Ravn Kongerslev, Jesper Kjølholt, Mette M.

Petersen, Signe Marie Ingvardsen, Flemming

Dahl)

ISBN: [xxx]

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Indhold

Forord

Sammenfatning

English summary

2.1

2.2

Indledning

Formål og metode

Formål

Overordnet metode

Inddragelse og interview

Data og resultater renseanlæg og virksomheder

Metode, data, forbehold og afgrænsninger

Valg af scenarie

Afgrænsning af stoffer

Skønnede miljøkvalitetskrav og udlederkrav

Anvendte data fra databaser

Særbidragsmetoden som grundlag for beregningerne

Spildevandsforsyningernes renseanlæg, inkl. virksomheder med tilledning til

disse

Aktuelle kapaciteter, belastninger og udløbskoncentrationer

Eksisterende renseanlægs effektivitet i relation til de omfattede stoffer

Bedste tilgængelige teknikker (BAT) i relation til de omfattede stoffer

Fælles renseløsning for spildevandsforsyningernes renseanlæg

Investerings- og driftsomkostninger

Fordeling af omkostninger på miljøfarlige stoffer

Økonomiske konsekvenser ved rensning for MFS på et af

spildevandsforsyningernes renseanlæg

Opskalering, hvor der tages højde for recipient og vandtilstand

Centralisering

Følsomhedsanalyser på det gennemsnitlige MFS-renseanlæg

Virksomheder med direkte udledning

Aktuelle udløbskoncentrationer og vandmængder

Eksisterende renseanlægs effektivitet i relation til de omfattede stoffer

Bedste tilgængelige teknikker (BAT) i relation til de omfattede stoffer

Teknikker og enhedsomkostninger til at nedbringe koncentrationen til

kravværdier

Økonomiske konsekvenser ved rensning på virksomhedsniveau

To case-eksempler

Case fra et renseanlæg

Case fra en virksomhed

Data og resultater - klapning af havsediment

Metode og afgrænsninger

3.1

3.2

3.2.7.1

3.2.7.2

3.3

3.4

4.1

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

4.2

4.3

4.4

Forudsætninger og forbehold

Datagennemgang

Analyse og beregninger

Geografisk overblik

Afstand til spulefelter og landdeponi

Restkapacitet for spulefelter og landdeponier

Modtagelse af andres sediment i spulefelter

Lystbådehavnes situation

Efterlevelsesomkostninger for erhvervet

Følsomhedsanalyse

Afværgeforanstaltninger

Teknologier til minimering af spredning under klapning

Teknologier i forbindelse med vandbesparelse mm. ved deponering i

spulefelter og deponeringsanlæg

Samlet konklusion

Renseanlæg, virksomheder med tilledning til disse og virksomheder med

direkte udledning

Resultaternes nuancer

Klapning af havsediment

5.1

5.2

Bilag 1.Referencer

Bilag 2.Geografisk overblik

Bilag 3.Afstand fra havn til klapplads, spulefelt og deponi

Bilag 4.Tal der indgår i økonomisk beregning vedr. klapning

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Forord

Miljø- og Fødevareministeriet har til brug for klassificering af overfladevandområders tilstand

behov for at fastsætte nye miljøkvalitetskrav i sediment og/eller biota for udvalgte miljøfarlige

stoffer (MFS). Ministeriet har med denne rapport ønsket at undersøge de erhvervsøkonomiske

konsekvenser af indførelsen af sådanne nye miljøkvalitetskrav.

Formålet med opgaven er at estimere de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte

nye, skønnede miljøkvalitetskrav i sediment og/eller biota for udvalgte miljøfarlige stoffer, for

spildevandsforsyningernes renseanlæg og virksomheder med tilslutningstilladelse til rensean-

læg, virksomheder med direkte udledninger samt klapning af havsediment. Der er i undersø-

gelsen taget udgangspunkt i 14 stoffer og stofgrupper.

Rapporten indeholder gennemsnitsberegninger for de investerings- og driftsomkostninger, der

skal til for at kunne leve op til de nye, skønnede miljøkvalitetskrav. Beregningerne giver der-

med Miljøstyrelsen en overordnet benchmark for, hvilke omkostninger der gennemsnitligt kan

blive tale om, når branchen skal leve op til de nye krav.

Undersøgelsen er finansieret af Miljøstyrelsen og blev udarbejdet af COWI A/S i perioden fra

marts til december 2020. Undersøgelsen er fulgt af Miljø- og Fødevareministeriet (Miljøstyrel-

sen) og Miljø- og Fødevareministeriet (Departementet).

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Sammenfatning

Formålet med opgaven er at estimere de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte

nye, skønnede miljøkvalitetskrav i sediment og/eller biota for udvalgte miljøfarlige stoffer, for

spildevandsforsyningernes renseanlæg og virksomheder med tilslutningstilladelse til rensean-

læg, virksomheder med direkte udledninger samt klapning af havsediment.

Der er i undersøgelsen taget udgangspunkt i 14 stoffer og stofgrupper. Efter en indledende

analyse er der for de tre områder, som undersøgelsen vedrører, fokuseret på et mindre antal

stoffer. Følgende 12 stoffer indgår i undersøgelsen vedrørende renseanlæg og virksomheder

med direkte udledning:

Tungmetallerne: arsen, bly, kobber, krom, nikkel, zink

DEHP, som anvendes som repræsentant for blødgørerne, da DEHP findes i de højeste kon-

centrationer i spildevand, og der er for få data på DEHA og DINP, som ellers er de blødgø-

rere, som anvendes i dag

Benz(a)pyren, som indikator for PAH, og som forekommer sammen med fluoranthen.

Følgende stoffer indgår i undersøgelsen vedrørende klapning:

Tungmetallerne: cadmium, kviksølv, arsen, krom, kobber, bly, nikkel og zink

TBT

PAH'er: benz[a]pyren og fluoranthen

PCB: 28, 101, 138, 153 og 180.

I opgavens indledende fase er der gennemført en systematisk og iterativ afklarings- og af-

grænsningsproces mellem Miljøstyrelsen, Miljø- og Fødevareministeriets departement og

COWI med henblik på at udarbejde opgavens detaljerede projektbeskrivelse. På den bag-

grund er der udarbejdet en pragmatisk erhvervsøkonomisk beregningsmodel, som det bedst

har kunnet lade sig gøre givet de tidsmæssige rammer og økonomien for projektet samt givet

de data, Miljøstyrelsen har kunnet stille til rådighed. Denne beregningsmodel er anvendt, hvad

angår renseanlæg, virksomheder med tilledning til renseanlæg og virksomheder med direkte

udledning. For klapning af havsediment er anvendt en metode fastsat af og tidligere anvendt

af Miljøstyrelsen.

Rapporten indeholder to casestudier, der viser for henholdsvis et renseanlæg og en virksom-

hed, hvorledes specifikke forhold spiller ind på de økonomiske konsekvenser af at indføre de

nye, skønnede grænseværdier for netop de to. De to casestudier viser da også nogle resulta-

ter, der afviger fra gennemsnitsberegningerne.

Rapporten indeholder gennemsnitsberegninger for de investerings- og driftsomkostninger, der

skal til for at kunne leve op til de nye, skønnede miljøkvalitetskrav. Beregningerne giver der-

med Miljøstyrelsen et benchmark for, hvilke omkostninger der gennemsnitligt kan blive tale

om, når branchen skal leve op til de nye, skønnede krav.

Det er vigtigt i den forbindelse at understrege, at metoden og gennemsnitsberegningerne er

baseret på foreliggende data og de givne forudsætninger. Resultaterne siger dermed ikke

nødvendigvis noget om konsekvenserne af at indføre de nye, skønnede grænseværdier for de

enkelte renseanlæg, virksomheder eller havne. Der vil skulle foretages konkrete og specifikke

konsekvensberegninger for hvert renseanlæg, virksomhed eller havn, som tager højde for de

særlige forhold, der gør sig gældende i hvert enkelt tilfælde.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Undersøgelsen konkluderer:

Indførelsen af nye kravværdier anslås at medføre betydelige erhvervsøkonomiske omkostnin-

ger for renseanlæg, virksomheder og havne.

Den samlede investeringsomkostning til et 4-trins anlæg på alle 289 MBNDK-renseanlæg i

Danmark vil beløbe sig til 6,35 milliarder kr. baseret på et gennemsnitanlæg på 250 m³/h. Den

årlige meromkostning for driften af disse anlæg vil beløbe sig til 1,44 milliarder kr. svarende til

22,45 milliarder kr. i nutidsværdi over levetiden på 25 år. Samlede omkostninger over leveti-

den (invest+drift NPV) er 28,8 milliarder, svarende til en årlig omkostning (annuitet) på 1,84

milliarder kr.

Det skal understreges, at omkostningskonsekvenserne er baseret på de foreliggende tal og

den valgte metode. Der er flere forhold, der peger på, at den valgte beregningsmetode sand-

synligvis fører til en over-estimering af omkostningskonsekvenserne. I rapportens kapitel 2.2

vises en oversigt over de forhold, der peger på, at metoden fører til en over-estimering af de

samlede omkostningskonsekvenser.

Resultaterne siger noget om, hvad det maksimalt kan komme til at koste renseanlæg og virk-

somheder, men ikke hvor store dele af omkostningerne, der kan ende med at blive opkrævet

som særbidrag fra virksomheder med tilledning til renseanlæg. Undersøgelsen har ikke opgjort

omkostningerne separat for de virksomheder, der allerede i dag har en tilslutningstilladelse

med tilledning af et eller flere af de 14 stoffer, og som enten skal betale et særbidrag eller

etablere rensning. I rapportens Kapitel 5.1 samles en række af de nuanceringer af konklusio-

nen, som man skal holde sig for øje. Her nævnes de vigtigste af disse:

Der er en generel tendens til at centralisere spildevandsforsyningen til større rensean-

læg. Ledes alt spildevand til anlæg med en gennemsnitlig størrelse på 1.000 m³/h, og in-

vesteres der i den yderligere 4-trins rensning på denne størrelse anlæg, opnås der stor-

driftsfordele, hvormed den samlede øgede driftsomkostning vil være lavere end estimeret

på det gennemsnitlige renseanlæg. Stordriftsfordelen vil udgøre ca. 2,85 milliarder kr.

over de 25 år.

Renseanlæggenes samlede omkostninger vil afhænge af fortyndingsniveauet. Forskellen

mellem basis (10) og fortyndingsfaktor 10 er, at i basis medtages samtlige fire rensetrin

for alle 289 anlæg, hvorimod i fortyndingsfaktor 10 er det kun anlæggene, der overskrider

miljøkvalitetskravene for tungmetallerne relateret til de specifikke rensetrin, der medtages

i beregningerne. Dermed opnås en lavere samlet investeringsomkostning, på trods af at

fortyndingsfaktoren er 10 i begge disse scenarier. Den mere detaljerede vurdering af

hvert anlæg i forhold til recipient medfører en reduktion i den samlede omkostning (inve-

stering og driftsomkostninger) fra 28,8 milliarder kr. til 19,8 milliarder kr. Denne reduktion

skyldes, at anlæggene til en fersk recipient helt kan udelade rensetrin 1 og 25 % af an-

læggene kan udelade rensetrin 3.

De udgifter, der i rapporten er beregnet for virksomheder med direkte udledning, vil også være

retningsgivende for, hvad det reelt vil kunne koste for virksomheder med tilledning til rensean-

læg, hvis de vælger selv at rense ved kilden.

Hvis de 29 virksomheder med direkte udledning til recipient anvendes som eksempel, vil det i

det benyttede beregningsmæssige princip på baggrund af særbidrag - for en gennemsnitlig

virksomhed betyde, at det vil koste 1.305.000 kr./år at tillede til et renseanlæg med de nye

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

udlederkrav, hvorimod det i gennemsnit vil koste 840.000 kr./år at investere i etablering og drift

af eget renseanlæg på virksomheden.

Investerer samtlige 29 virksomheder med direkte udledning til recipient i en lokal end-of-pipe-

renseløsning, beløber den samlede investering sig til 157 millioner kr. med en årlig driftsom-

kostning på 13 millioner kr. Den årlige merudgift (investerings- og driftsbidrag) beløber sig der-

med til 23,2 millioner kr. for de 29 virksomheder sammenlagt.

Der er dog stor variation virksomhederne imellem, hvilket betyder, at tallene ikke kan overfø-

res direkte til alle virksomheder. Der skal foretages virksomhedsspecifikke vurderinger i hvert

enkelt tilfælde. For nogle virksomheder vil det fortsat være billigere at tillede til renseanlæg og

betale det forhøjede særbidrag, mens det for andre vil være økonomisk fordelagtigt at inve-

stere i en lokal renseløsning på virksomheden og dermed slippe for at betale særbidrag. Det

er primært forskellen i koncentrationer af tungmetaller og mængden af årlig vandføring, som

afgør, om det kan betale sig eller ikke betale sig at investere i lokale virksomhedsløsninger.

I forbindelse med klapning er vurderingen i rapporten alene foretaget på baggrund af de nye,

skønnede grænseværdier og koncentrationen i det sediment, der er klappet i perioden 2013 til

og med 2018. Der er således ikke set på, om vandområdet i sin helhed bliver påvirket af klap-

ning af sediment, der indeholder koncentrationer over de nye, skønnede grænseværdier. Vur-

deringen af, hvor meget der i fremtiden kan eller ikke kan klappes er dermed alene en 'worst

case'-analyse.

Det er konklusionen, at mængden af sediment, der ved indførelsen af de nye, skønnede græn-

seværdier ikke længere vil kunne klappes, anslås til at være 3.004.526 tons/2.414.860 m³ pr.

år, svarende til 80 % af den gennemsnitlige mængde, der klappes pr. år. Med denne mængde

vil de nuværende spulefelters restkapacitet være brugt op i løbet af 4,3 år, mens landdeponi-

erne vil være fyldt op efter 0,8 år. Der vil derfor være et behov for udvidelse af spulefelterne og

deponiernes kapacitet.

Forøgelse af landdeponiernes kapacitet kræver en udvidelse af de eksisterende deponier eller

etablering af nye. Erfaringsbaserede tal viser, at et deponi koster gennemsnitligt 775 kr./m² at

etablere. Dertil kommer en stor omkostning i form af afgift til staten. De samlede omkostninger

for at kunne håndtere de øgede mængder beløber sig således til 3,5 milliarder kr. pr. år. Krav

om miljøgrab vil øge omkostningerne, men dog ikke signifikant i forhold til de øvrige omkost-

ninger.

Ønsker man i stedet at anvende spulefelter, vil omkostningerne ikke være nær så høje. Der

skal etableres nye og/eller udvides eksisterende spulefelter. En indeksreguleret pris for etable-

ring af et spulefelt er oplyst til at være 13,3 kr./m³. De samlede omkostninger for at kunne

håndtere de øgede mængder med en spulefeltsløsning beløber sig således til 135 millioner kr.

pr. år. Stilles krav om recirkulering af vand vil omkostningen øges med yderligere 5 kr./m³ og

den samlede omkostning vil således blive 147 millioner kr. pr. år.

Rapportens kapitel 5 indeholder en række vigtige nuanceringer af konklusionerne, som ikke er

indeholdt i denne sammenfatning.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

English summary

The study purpose is to estimate the consequences for business economics of defining new,

estimated environmental quality requirements for sediment and/or biota for selected environ-

mentally harmful substances applicable to treatment plants operated by wastewater utilities,

companies with permit to connect to treatment plants, companies practising direct discharge,

as well as dumping of ocean sediments.

The study treats 14 substances and substance groups. Following an initial analysis, focus is

on a smaller number of substances. The following 12 substances are part of the study regard-

ing treatment plants and companies practising direct discharge:

Heavy metals: arsenic, lead, copper, chrome, nickel, zinc.

DEHP, which is included as a representative of softeners since DEHP is present in the high-

est concentrations in wastewater, and since there is too little data on DEHA and DINP,

which are the softeners used today.

Benz(a)pyrene, which acts as an indicator of PAH and occurs together with fluoranthene.

The following substances are included in the study on dumping:

Heavy metals: cadmium, mercury, arsenic, chrome, copper, lead, nickel and zinc

TBT

PAHs: benz[a]pyrene and fluoranthene

PCB: 28, 101, 138, 153 and 180.

The preliminary phase of the project involved a systematic and iterative clarification and scop-

ing process between the Danish Environmental Protection Agency, the department of the Min-

istry of Food and Environment of Denmark and COWI, with a view to preparing the detailed

project description for the project. On that basis, a pragmatic business economics calculation

model was prepared as best as possible, given the budgetary and time constraints of the pro-

ject as well as given the data made available by the Danish Environmental Protection Agency.

The calculation model was applied to treatment plants, companies discharging to treatment

plants, and companies practising direct discharge. As regards dumping of ocean sediments, a

method defined by and previously applied by the Danish Environmental Protection Agency

was used.

Present report contains average calculations of the investment and operational costs that it will

take to meet the new, estimated environmental quality requirements. Thereby, the calculations

provide the Danish Environmental Protection Agency with a benchmark for what costs, on av-

erage, will be relevant when the industry will need to meet the new, estimated requirements.

In this context, it is important to stress that the method and the average calculations are based

on existing data and the preconditions stated. Consequently, the results do not necessarily re-

flect the consequences of introducing the new, estimated threshold limits for individual treat-

ment plants, companies or ports. Concrete and specific consequence calculations will have to

be carried out for each treatment plant, company or port, taking into consideration the special

conditions that apply to each case. At the same time, the calculations contain a number of pre-

conditions and assumptions, some of which are conservative cost estimates, whereas others

tend to overestimate the cost consequences. It is important to keep this in mind when reading

the findings of the report.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

The report contains two case studies for a treatment plant and a company respectively

which demonstrate how specific issues affect the economic consequences of introducing the

new, estimated threshold limits. Indeed, the results of the two case studies deviate from the

average calculations.

The findings of the study are:

Introducing new requirements for threshold limits is estimated to have significant business

economics costs for treatment plants, companies and ports.

It should be stressed that the method and the average calculations are based on existing data

and the preconditions stated. Consequently, the results do not necessarily reflect the conse-

quences of introducing the new, estimated threshold limits for individual treatment plants oper-

ated by wastewater utilities, companies or ports. At the same time, the calculations contain a

number of preconditions and assumptions, some of which are conservative cost estimates,

whereas others tend to overestimate the cost consequences. It is important to keep this in

mind when reading the findings of the report.

The total investment costs of establishing a four-step plant at all 289 MBNDK treatment plants

in Denmark will amount to DKK 6.35 billion, based on an average plant size of 250 m³/h. The

annual additional costs of operating these plants will amount to DKK 1.44 billion, correspond-

ing to DKK 22.45 billion at present day prices, over the course of a 25-year life. The total life

costs (investment + operation NPV) will be DKK 28.8 million, corresponding to an annual cost

(annuity) of DKK 1.84 billion.

The findings treat the maximum costs to be borne by treatment plants and companies, not how

much of the costs may end up being charged, as a special contribution, to companies that dis-

charge to a treatment plant. The method used in the report is likely to over-estimate the total

costs. Examples of scenarios that are likely to reduce the estimated costs are (see Ch 5.1 for

a full list):

The general trend is that wastewater treatment plants are centralised, resulting in bigger

plants. If all wastewater were to be led to plants with an average size of 1,000 m³/h and if

investments were made in four-step treatment at plants of this size, scale advantages

could be achieved, rendering the total increased operational costs lower than the estima-

tes for an average treatment plant. The scale advantage would make up around DKK

2.85 billion over the course of the 25-year period.

The total costs for wastewater treatment plants will depend on the level of dilution. The

difference between basis (10) og dilution factor 10 is that in basis, all four treatment steps

are included for all 289 utilities. In dilution factor 10, only the utilities that exceeds the

new, estimated environmental quality requirements for heavy metals are included in the

calculations. This leads to a reduction of the combined costs (investment + operation

NPV) from 28,8 milliarder kr. til 19,8 milliarder kr.

If all 29 companies practicing direct discharge to recipient were to invest in a local end-of-pipe

treatment solution, the total investment would amount to DKK 157 million, with an annual oper-

ational cost of DKK 13 million. The annual additional cost (investment and operational contri-

bution) would thereby amount to DKK 23.2 million for the 29 companies altogether.

The costs calculated in the report for companies practising direct discharge also indicate what

it would actually cost companies discharging to treatment plants to treat wastewater at the

source.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

If the 29 companies practising direct discharge to recipient are used as an example, the calcu-

lation principle based on special contribution entails that it would cost DKK 1,305,000 a year

for an average company to discharge to a treatment plant in light of the new discharge re-

quirements, whereas it would cost an average of DKK 840,000 a year to invest in establishing

and operating its own treatment plant at the company.

However, large variations are identified across companies, meaning that the figures cannot be

transferred directly to all companies. Company-specific assessments must be carried out in

each case. For some companies, it would still be less costly to discharge to treatment plants

and pay the increased special contribution, whereas other companies would find it economi-

cally advantageous to invest in a local treatment solution at the company and thereby avoid

paying the special contribution. Primarily, the difference in concentrations of heavy metals and

annual water flow volume determines whether it is worthwhile or not to invest in local company

solutions.

Regarding dumping, it is found (as a 'worst-case scenario') that the volume of sediment that

can no longer be dumped at the introduction of the new, estimated threshold limits is esti-

mated to 3,004,526 tonnes/2,414,860 m³ per year, corresponding to 80 per cent of the aver-

age dumping volume. At that volume, the remaining capacity of the current offshore deposits

(spulefelt) will be exhausted in 4.3 years, whereas the onshore waste deposits will be filled af-

ter 0.8 year. Consequently, it will be necessary to expand the capacity of the offshore and on-

shore deposits.

Increasing the capacity of onshore deposits means expanding existing deposits or establishing

new ones. According to empirical data, establishing a deposit costs an average DKK 775 per

m². To this should be added a large cost through charges to the Danish state. Thereby, the to-

tal costs of being able to handle the increased volumes will amount to DKK 3.5 billion a year. A

requirement for the use of soil grapples would increase costs, though not significantly com-

pared to the other costs.

If you prefer using offshore deposits instead, costs will not be nearly as high. New offshore de-

posits must be established or the existing must be expanded. An indexed price of establishing

an offshore deposit is stated at DKK 13.3 per m³. Thereby, the total costs of being able to han-

dle the increased volumes in offshore deposits will amount to DKK 135 million a year. If recir-

culation of water is required, the cost would increase by an additional DKK 5 per m³, reaching

a total cost of DKK 147 million per year.

Chapter 5 of the report contains important nuancing of the findings that are not included in this

summary.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

1. Indledning

Miljø- og Fødevareministeriet har til brug for klassificering af overfladevandområders tilstand

behov at fastsætte nye miljøkvalitetskrav i sediment og/eller biota for udvalgte miljøfarlige stof-

fer (MFS). Ministeriet har med denne rapport ønsket at undersøge de erhvervsøkonomiske

konsekvenser af fastsættelse af sådanne nye miljøkvalitetskrav.

Formålet med opgaven er at estimere de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte

nye miljøkvalitetskrav i sediment og/eller biota for

udvalgte MFS for spildevandsforsyningernes renseanlæg og virksomheder med tilslutnings-

tilladelse til renseanlæg

virksomheder med direkte udledninger

klapning af havsediment.

Der er i undersøgelsen taget udgangspunkt i 14 stoffer og stofgrupper. Efter en indledende

analyse er der for de tre områder, som undersøgelsen vedrører, fokuseret på et mindre antal

stoffer. Følgende 12 stoffer indgår i analysen for renseanlæg og virksomheder med direkte ud-

ledning:

Tungmetallerne: arsen, bly, kobber, krom, nikkel, zink

DEHP, som anvendes som repræsentant for blødgørerne, da DEHP findes i de højeste kon-

centrationer i spildevand, og der er for få data på DEHA og DINP, som ellers er de blødgø-

rere som anvendes i dag

Benz(a)pyren, som indikator for PAH, og som forekommer sammen med fluoranthen.

Følgende stoffer indgår i undersøgelsen vedrørende klapning:

Tungmetallerne: cadmium, kviksølv, arsen, krom, kobber, bly, nikkel og zink

TBT

PAH'er: benz[a]pyren og fluoranthen

PCB: 28, 101, 138, 153 og 180.

Rapporten indeholder gennemsnitsberegninger for de investerings- og driftsomkostninger, der

skal til for at kunne leve op til de nye, skønnede miljøkvalitetskrav. Beregningerne giver der-

med Miljøstyrelsen et overordnet benchmark for, hvilke omkostninger der gennemsnitligt kan

blive tale om, når branchen skal leve op til de nye krav. Det er vigtigt i den forbindelse at un-

derstrege, at det vil være nødvendigt at udarbejde detaljerede og specifikke beregninger rela-

teret til hver enkelt renseanlæg, virksomhed og havn for at kende de præcise omkostnings-

mæssige konsekvenser af de nye kravværdier. Rapporten indeholder to casestudier, der viser

for henholdsvis et renseanlæg og en virksomhed, hvorledes specifikke forhold spiller ind på

omkostningskonsekvenserne for netop de to, hvorfor deres omkostninger da også afviger fra

gennemsnitsberegningerne.

Rapporten indeholder to hovedkapitler. Dels kapitel 3 vedrørende renseanlæg, virksomheder

med tilledning til renseanlæg og virksomheder med direkte udledning, dels kapitel 4 vedrø-

rende klapning. Analyserne i de to kapitler er baseret på hver deres metode og tilgang, som

præsenteres i kapitlernes indledning. Derudover indeholder rapporten et kort kapitel 2 vedrø-

rende opgavens formål og overordnede tilgang og en samlet konklusion i kapitel 5.

Endelig indeholder leverancen MapInfo-kort med angivelse af placering af spulefelter og land-

deponier og Excel-regneark med baggrunden for analyseresultaterne og de anvendte forud-

sætninger. Begge dele vil Miljøstyrelsen kunne anvende i det videre arbejde.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

2. Formål og metode

2.1

Formål

Formålet med opgaven er at estimere de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte

nye miljøkvalitetskrav i sediment og/eller biota for udvalgte miljøfarlige stoffer, for spildevands-

forsyningernes renseanlæg og virksomheder med tilslutningstilladelse til renseanlæg,

virksomheder med direkte udledninger samt klapning af havsediment.

De udvalgte miljøfarlige stoffer tilhører stofgrupperne:

metaller (arsen, kobber, krom, nikkel og zink),

fluoranthen), ikke-dioxinlignende

samt blødgørere (butylbenzylphthalat (BBP), di(2-ethylhexyl)adipat (DEHA), di-2-ethylhe-

xylphthalat (DEHP) og diisononylphthalat (DINP)),

tributyltin (TBT) og hexachlorcyclohexan (HCH).

2.2

Overordnet metode

Vedrørende den overordnede metode har det været en del af COWIs opgave at bidrage til i

dialog med Miljøstyrelsen - at afgrænse opgaven og fastlægge tilgangen til opgaven. I opga-

vens indledende fase er der derfor gennemført en systematisk og iterativ afklarings- og af-

grænsningsproces mellem Miljøstyrelsen, Miljø- og Fødevareministeriets departement og

COWI med henblik på at udarbejde opgavens detaljerede projektbeskrivelse.

På den baggrund har COWI i dialog med Miljøstyrelsen udarbejdet en pragmatisk erhvervs-

økonomisk beregningsmodel, som det bedst har kunnet lade sig gøre givet de tidsmæssige

rammer og økonomien for projektet samt givet de data, Miljøstyrelsen har kunnet stille til rådig-

hed. Denne beregningsmodel er anvendt, hvad angår renseanlæg, virksomheder med tilled-

ning til renseanlæg og virksomheder med direkte udledning. For klapning af havsediment er

anvendt en metode fastsat af og tidligere anvendt af Miljøstyrelsen. For de detaljerede meto-

debeskrivelser henvises til henholdsvis kapitel 3 og 4.

Der har i processen med at udarbejde projektbeskrivelsen blandt andet været fokus på:

Valg af scenarie ud fra de tids- og budgetmæssige rammer

Metoden til og forudsætninger for at beregne de erhvervsøkonomiske konsekvenser

Proces for at anvende eksisterende data til brug for beregningerne

Forslag til proces for at inddrage relevante aktører

Tilgangens metodiske begrænsninger

Hvilke af de 14 miljøfarlige stoffer, der skal fokuseres på

Skønnede niveauer af miljøkvalitets- og udlederkrav, som skal indgå i beregningerne

Renseteknologier, som det er relevant at bringe i anvendelse

De økonomiske konsekvenser forbundet med at bringe renseteknikkerne i anvendelse.

Rapporten indeholder gennemsnitsberegninger for de investerings- og driftsomkostninger, der

skal til for at kunne leve op til de nye, skønnede miljøkvalitetskrav. Beregningerne giver der-

med Miljøstyrelsen et benchmark for, hvilke omkostninger der gennemsnitligt kan blive tale

om, når branchen skal leve op til de nye, skønnede krav. Det er vigtigt i den forbindelse at un-

derstrege, at metoden og gennemsnitsberegningerne er baseret på foreliggende data og de

givne forudsætninger. Resultaterne siger dermed ikke nødvendigvis noget om

Havbrug og akvakultur indgår ikke i opgaven

De endelige miljøkvalitetskrav/kriterier i sediment og biota kendes endnu ikke. Rapporten baserer sig derfor på en tilgang, hvor der angives

bedste bud på skønnede niveauer på basis af foreløbige resultater samt eksisterende viden.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

konsekvenserne af at indføre de nye, skønnede grænseværdier for de enkelte renseanlæg,

virksomheder eller havne. Der vil skulle foretages konkrete og specifikke konsekvensberegnin-

ger for hvert renseanlæg, virksomhed eller havn, som tager højde for de særlige forhold, der

gør sig gældende i hvert enkelt tilfælde.

Tabel 2-1 Tendens til at over- eller underestimere omkostningskonsekvenser

Tendens til at overestimere omkostningskonsekvenser

Der er en generel tendens til at centralisere spildevandsforsyningen til større anlæg. Ledes

alt spildevand til anlæg med en gennemsnitlig størrelse på 1.000 m³/h, og investeres der i

den yderligere 4-trins rensning på denne størrelse anlæg, opnås der stordriftsfordele, hvor-

med den samlede øgede driftsomkostning vil være lavere end estimeret på det gennem-

snitlige renseanlæg. Stordriftsfordelen vil udgøre ca. 2,85 milliarder kr. over de 25 år.

Det er i beregningerne valgt konservativt at sætte målt totalindhold lig opløst koncentration

vel vidende, at det vil give anledning til en vis overestimering, der varierer fra metal til me-

tal.

Som udgangspunkt har COWI beregnet investering og driftsomkostninger for et anlæg, der

kan behandle 100 m³/h (denne kapacitet er valgt, fordi det er lykkes at skaffe relativt sikre

tal for denne type anlæg). Herudfra er udgifter til større anlæg beregnet/estimeret. Mange

renseanlæg har et større flow, og det gennemsnitlige flow for alle MBNDK-renseanlæg un-

der NOVANA er 229 m³/h. Dette fører til en mindre overestimering af omkostningerne.

Der er en generel tendens til, at mindre renseanlæg nedlægges, og rensningen centralise-

res på færre, større anlæg. Mulige stordriftsfordele herved er ikke indregnet. Der er heller

ikke i omkostningsberegningerne taget hensyn til de enkelte renseanlægs nuværende til-

stand/restlevetid og konfiguration. F.eks. benyttes på mange anlæg allerede tilsætning af

jernsalte til fældning af fosfor (der doseres dog næppe tilstrækkeligt til fuld arsen fjernelse),

og på nogle anlæg er der efterpoleringsløsninger, som kunne overflødiggøre et sandfiltre-

ringstrin.

De samlede omkostninger til MFS-rensning tager ikke højde for, at der er et antal MBNDK-

anlæg, som må forudses at overholde de foreslåede krav til MFS uden særlig MFS-rens-

ning. Det samlede omkostningsestimat er derfor, alt andet lige, overestimeret.

55% af renseanlæggene udleder til salt recipient, hvor der er mulighed for en højere for-

tyndingsfaktor end 10. Ved en højere fortyndingsfaktor vil renseanlæg, der udleder til en

salt recipient, skulle leve op til mindre restriktive krav og kan dermed i visse tilfælde undgå

specifikke rensetrin, hvorved de samlede omkostninger bliver lavere. Den mere detaljerede

vurdering af hvert anlæg i forhold til recipient medfører en reduktion i den samlede omkost-

ning (investering og driftsomkostninger) fra 28,8 milliarder kr. til 19,8 milliarder kr. Denne

reduktion skyldes, at anlæggene til en fersk recipient helt kan udelade rensetrin 1 og 25 %

af anlæggene kan undvære rensetrin 3.

18 af de 29 virksomheder udleder til salt recipient, hvor der er mulighed for en højere for-

tyndingsfaktor end 10. Ved en højere fortyndingsfaktor vil virksomheder, der udleder til en

salt recipient, skulle leve op til mindre restriktive krav og kan dermed i visse tilfælde undgå

specifikke rensetrin, hvorved de samlede omkostninger bliver lavere.

Der er en generel tendens til at centralisere spildevandsforsyningen til større anlæg. Ledes

alt spildevand til anlæg med en gennemsnitlig størrelse på 1.000 m³/h, og investeres der i

den yderligere 4-trins rensning på denne størrelse anlæg, opnås der stordriftsfordele, hvor-

med den samlede investering og øgede driftsomkostning vil være lavere end estimeret på

det gennemsnitlige renseanlæg. Investeres der i 4-trins rensning på anlæg med en gen-

nemsnitlig størrelse på 1.000 m³/h, vil den samlede investering beløbe sig til 5,49 milliarder

kr. Meromkostningen for driften vil beløbe sig til 1,39 milliarder kr. årligt. svarende til samlet

19,6 milliarder kr. i nutidsværdi over levetiden på 25 år. Stordriftsfordelen udgør med andre

ord ca. 2,85 milliarder kr. over de 25 år (forskellen mellem 22,45 og 19,6 milliarder kr.).

5.1

3.3.5

3.2.7.1

3.2.7

3.2.4

3.2.1

Afsnit

Sam-

menfat-

ning

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tendens til at underestimere omkostningskonsekvenser

Der er i driftsomkostningerne ikke indregnet, at en eventuel forringelse af slamkvaliteten

ved de foreslåede rensetrin kan medføre ekstra omkostninger til bortskaffelse af spilde-

vandsslam, hvis udbringning på landbrugsjord ikke længere er mulig. Der er ikke krav til

arsen ved udbringning på landbrugsjord, men indholdet i slammet af andre stoffer (bl.a.

tungmetaller og miljøfarlige organiske stoffer) kan stige i forbindelse med arsen-fældnin-

gen. Det skønnes, at forøgelsen af driftsomkostninger til bortskaffelse af renseanlæggenes

spildevandsslam som konsekvens af arsen-fældning er ubetydelig.

Afsnit

3.2.5

I ovenstående tabel har vi samlet et overblik over de forudsætninger og forbehold, som fører til

en tendens til henholdsvis at over- eller underestimere de samlede omkostningskonsekvenser.

Rapporten indeholder to casestudier, der viser for henholdsvis et renseanlæg og en virksom-

hed, hvorledes specifikke forhold spiller ind på de økonomiske konsekvenser af at indføre de

nye, skønnede grænseværdier for netop de to. De to casestudier viser da også nogle resulta-

ter, der afviger fra gennemsnitsberegningerne.

Inddragelse og interview

Undersøgelsen bygger for langt hovedparten på allerede eksisterende datasæt udleveret af

Miljøstyrelsen samt datasæt indsamlet i forbindelse med tidligere gennemførte undersøgelser.

Disse datasæt er suppleret med indhentning af nye oplysninger fra relevante aktører som bag-

grund for estimater over omkostninger knyttet til de forskellige renseteknologier til renseanlæg

i forbindelse med indsamling af eksisterende datasæt og bekræftelse af validiteten af disse.

Der er gennemført dialog og interview med følgende centrale aktører:

Miljøstyrelsen

Danva

Aarhus Universitet/Ingeniørhøjskolen i Aarhus

Udvalgte havne

Entreprenører involveret i klapopgaver.

Derudover er der som nævnt ovenfor udarbejdet to casestudier. I den forbindelse er der gen-

nemført interview med repræsentanter for henholdsvis et renseanlæg og en virksomhed med

direkte udledning.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

3. Data og resultater

renseanlæg og

virksomheder

3.1

Metode, data, forbehold og afgrænsninger

Rapporten indeholder gennemsnitsberegninger for de investerings- og driftsomkostninger, der

skal til for at kunne leve op til de nye, skønnede miljøkvalitetskrav. Beregningerne giver Miljø-

styrelsen et benchmark for, hvilke omkostninger der gennemsnitligt kan blive tale om, når

branchen skal leve op til de nye, skønnede krav. Det er vigtigt i den forbindelse at under-

strege, at metoden og gennemsnitsberegningerne er baseret på foreliggende data og de givne

forudsætninger (se også afsnit 2.2).

Valg af scenarie

Der er valgt et scenarie, der tager udgangspunkt i at beregne de erhvervsøkonomiske omkost-

ninger ved at sætte en emissionsgrænseværdi for, hvor meget de enkelte virksomheder og/el-

ler renseanlæg skal reducere tilledningen af et eller flere af de relevante stoffer til hhv. spilde-

vandsforsyningernes renseanlæg eller direkte til et vandområde.

Afgrænsning af stoffer

Med henblik på fokusering af opgaven er der i nedenstående tabel givet et overblik over an-

vendelse og forekomst af stofferne på basis af projektgruppens baggrundsviden, væsentligste

kilder til vandmiljøet baseret på oplysninger fra Miljøstyrelsen, tilstedeværelse af analyser for

virksomheder i PULS-databasen (ekskl. spildevandsforsyningernes renseanlæg) og angivelse

af, hvorvidt stofferne er omfattede af den nyligt færdiggjorte analyse af nøgletal for spilde-

vandsforsyningernes renseanlæg (ikke-publiceret, men stillet til rådighed af Miljøstyrelsen for

denne undersøgelse). På den basis er der foretaget følgende afgrænsning af stoffer for de en-

kelte dele af opgaven:

Spildevandsforsyningernes renseanlæg:

Tungmetallerne

DEHP, som repræsentant for blødgørere (højeste koncentrationer for DEHP, og der er for

lidt data på DEHA og DINP, som ellers er de som anvendes i dag)

Fluoranthen (flest data), som indikator for PAH, og som forekommer sammen med

benz(a)pyren.

Direkte udledninger fra virksomheder:

Tungmetallerne

Benz(a)pyren, som indikator for PAH, forekommer sammen med fluoranthen.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-1 Information om de 14 stoffer anvendt som baggrund for afgrænsningen

Stof

Tilsigtet anven-

delse i virksomhe-

der

Metalbearbejdning

Metalbearbejdning,

kemisk industri

Utilsigtet tilstedevæ- Væsentligste udledninger til vand-

relse

miljøet (ekskl. klapning)

Analyser af stof-

ferne i PULS-ud-

træk (ekskl.

SFR)

Mange

Omfattet

af nøgle-

talsrap-

port

Arsen

Kobber

Krom

Metalbearbejdning,

kemisk industri

Metalbearbejdning,

kemisk industri

Metalbearbejdning,

kemisk industri

Sporstof i råvarer og

brændsler i kraft-

varme-værker, ce-

ment prod., glas, iso-

leringsmaterialer, ke-

misk industri, fødeva-

reindustri, mm

Affald, skrot

RBU (ubetydeligt fra SFR)

Udledninger fra landbrug største kilde, Mange

SFR og RBU direkte industrielle ud-

ledninger (ca. 20 % af punktkilder)*

Atm. deposition en betydelig kilde

SFR (en vis del kan tilskrives industri-

tilslutninger) og RBU. Atm. deposition

en betydelig kilde

SFR (en vis del kan tilskrives industri-

tilslutninger) og RBU. Atm. deposition

en betydelig kilde

Mange

Nikkel

Mange

Zink

Udledninger fra landbrug største kilde, Mange

SFR og RBU (korrosion af overflader),

direkte industrielle udledninger (få %

af punktkilder)* Atm. deposition en be-

tydelig kilde

Dannes utilsigtet ved

forbrændingsproces-

ser, i råvarer til prod.

af tjære, asfalt, olie-

produkter, mm

? - under detektionsgrænsen i udløb

fra SFR og RBU

Prod. af tjære og

asfalt (få over

DL), Jorddepot

Prod. af tjære,

prod. af asfalt

(flere over DL),

Jorddepot

Udledninger formentlig ubetydelige

Udledninger ubetydelige

Skrothandler (1

måling)

Ingen

Benz[a]pyren

Ingen

Fluoranthen

Ingen

Ikke-dioxinlig-

nende PCB'er

Ingen

I byggeaffald

I plastaffald

Nej

Ja, lille

sammen-

lignet med

DEHP

Ja, få data

Butylbenzylphtha- Ingen

lat (BBP)

Di(2-ethylhe-

Plastindustri

xyl)adipat (DEHA)

Di-2-ethylhexyl

phthalat (DEHP)

Diisononyl-phtha-

lat (DINP)

Tributyltin (TBT)

Ingen

Plastindustri

I plastaffald

Udledninger ubetydelige

SFR (fra husholdninger)

SFR

Udledninger formentlig ubetydelige

Ingen

Bryggeri (1 måling Ja

lige over DL)

Ingen

Skibsværft (1 må-

ling over DL),

jorddepot (1 må-

ling over DL)

Ingen

Ja, få data

Nej

Hexachlorcyclo-

hexan (HCH)

Ingen

Udledninger ubetydelige

Nej

* Kilde: DCE, 2018. Zink og kobber i vandmiljøet. Kilder, forekomst og den miljømæssige betydning.

Note: RBU=regnvandsbetingede udledninger. SFR=spildevandsforsyningernes renseanlæg

Skønnede miljøkvalitetskrav og udlederkrav

Der er ved gennemførelse af analysen taget udgangspunkt i gældende eller udkast til nye mil-

jøkvalitetskrav (MKK) for vand, sediment og biota, jf. nedenstående

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-2 modtaget fra Miljøstyrelsen.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-2

Gældende og foreslåede miljøkvalitetskrav anvendt i undersøgelsen

Ferskvand Ferskvand Saltvand Saltvand Fersk

Fersk

Marint

Biota

gns.

korttid

gns.

korttid

sediment sediment sediment sediment sediment sediment

tilgæng. tilføjet

µg/L

mg/kg dw

µg/kg ww

Biota

sekundær sundhed

forgiftn.

µg/kg ww

Butylbenzylphthalat (BBP)

Di(2-ethylhexyl)adipat (DEHA)

di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP)

Diisononylphthalat (DINP)

PCB #28, #101, #138, #153, #180

Arsen

Kobber

Krom VI

Krom III

Nikkel

Zink

Benz[a]pyren

Fluoranthen

Tributyltin (TBT)

Hexachlorcyclohexan (HCH)

Prioriteret stof

Datablad / udkast til datablad

DCE-rapport (2019)

Miljøkvaliteskrav i BEK 1625

* tilgængeligt el. tilføjet

** musling

2,33

0,48

MKK

6,6

n.a.

0,048

MKK

0,66

n.a.

18,72

0,000008

MKK

2,3*

0,16*

MKK

5,4*

21*

MKK

2,3*

0,16*

MKK

81*

93*

MKK

3,9

2,5

9,2

0,9

0,37

0,0016

0,0037

0,76

9,2

0,233

1,87

0,000008

0,78

3,4

9,2

6,8

0,9

0,37

0,0016

0,00138

1,4

610

3,2

9,2

6,8

23900

1800

3,6**

560**

36800

6100

1,22

2300

450

Note: Oplysninger leveret af MST.

Disse kravværdier gælder for tilstanden i miljøet, og det har derfor været nødvendigt for COWI

at gøre dem operationelle i forhold til undersøgelsens behov ved at omsætte dem til krav til

udledninger fra virksomheder og spildevandsforsyningernes renseanlæg. Dette er gjort ved at

benytte miljøkvalitetskravene for stofferne i vand (hhv. ferskvand og saltvand) og supplerende

at antage, at disse kravværdier også vil beskytte sedimentlevende organismer mod toksiske

effekter, hvis de divideres med en ekstra sikkerhedsfaktor på 10. Denne ekstra sikkerhedsfak-

tor vurderer COWI også vil kunne dække eventuel eksisterende forurening og mulig stofakku-

mulation i sedimentet. Denne tilgang er valgt, idet endelige miljøkvalitetskrav i sediment og

biota endnu ikke er udviklet. Tilgangen er dermed forbundet med en vis usikkerhed, idet de

endelige niveauer endnu ikke er kendt. De estimerede omkostninger vil derfor også være for-

bundet med en vis usikkerhed.

Ved

god miljøtilstand

for et konkret stof sættes kravet til en virksomheds

og spildevandsfor-

syningernes renseanlægs udløbskoncentration lig med den værdi, der svarer til den laveste af

følgende to muligheder:

Den opnåelige udløbskoncentration ved anvendelse af bedste tilgængelige renseteknologi

(BAT) eller

En udløbskoncentration svarende til 1/10 af det generelle miljøkvalitetskrav (MKK) for stoffet

i vand (en konservativ antagelse, fordi MKK ikke i sig selv kan forventes at beskytte sedi-

ment).

Ved omsætning af dette krav til et udlederkrav tages der hensyn til, at miljøkvalitetskravet først

skal være opfyldt efter en fortynding på 10 gange i det modtagende vandområde. Dette svarer

til, hvad der gennemsnitligt vil resultere i en acceptabel blandingszone. Samlet set bliver resul-

tatet, at den maksimale, acceptable udløbskoncentration bliver lig det generelle miljøkvalitets-

krav for stoffet i vand.

Ved

ikke-god miljøtilstand

sættes virksomhedens eller spildevandsforsyningernes rensean-

lægs udløbskoncentration for et givet stof lig den værdi, der svarer til enten

Virksomheder med egen, direkte udledning til vandmiljøet.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

lavest opnåelige koncentration ved anvendelse af bedste tilgængelige renseteknologi, eller

lavest mulige analytiske detektionsgrænse for stoffet

, afhængigt af hvilken der er lavest.

Såfremt 1/10 * MKK skulle være lavere end begge disse værdier, benyttes 1/10 * MKK også

som udgangspunkt for fastsættelsen af udlederkravet ved ikke-god miljøtilstand (idet der ta-

ges hensyn til en fortynding på 10 gange som ved god miljøtilstand).

Miljøkvalitetskravene for de udvalgte stoffer i henholdsvis ferskvand og saltvand fremgår af ne-

denstående Tabel 3-3. Miljøkvalitetskravene er identiske med de benyttede udlederkrav ved

god miljøtilstand, jf. ovenstående. Det bemærkes i øvrigt, at blødgørere repræsenteres alene

ved DEHP og DEHA.

Tabel 3-3

Miljøkvalitetskrav for de udvalgte tungmetaller og organiske miljøfarlige

stoffer i ferskvand og saltvand.

Stof

Miljøkvalitetskrav for vand (µg/liter)

Ferskvand

Arsen

Chrom (CrIII)

Kobber

Nikkel

Zink

DEHP

Di(2-ethylhexyl)adipat (DEHA)

Benz[a]pyren

Fluoranthen

Tributyltin (TBT)

4,3

0,16*

7,8*/3,1**

1,3

0,48

0,00017

0,0063

0,0002

Saltvand

0,6

0,16*

8,6

7,8

1,3

0,048

0,00017

0,0063

0,0002

* (bio)tilgængeligt eller tilføjet den naturlige baggrundskoncentration

** for blødt vand, tilføjet den naturlige baggrundskoncentration

# kun (bio)tilgængeligt, ikke tilføjet den naturlige baggrundskoncentration

## kun tilføjet den naturlige baggrundskoncentration, ikke (bio)tilgængeligt

Konkret har COWI, med udgangspunkt i et igangværende projekt for Miljøstyrelsen om opda-

tering af nøgletal for miljøfarlige stoffer i spildevand, analyseret, i hvor høj grad renseanlæg-

gene (dvs. hvor stor en fraktil af måledata) lever op til de generelle miljøkvalitetskrav (miljøkva-

litetskrav udtrykt som gennemsnitsværdier) for hhv. ferskvand og saltvand. Det skal understre-

ges, at der er anvendt det foreliggende udkast til nøgletalsrapporten (per november 2020) og

at der tages forbehold for de anvendte tal, da der pågår kvalitetssikring af rapportens resulta-

ter. På basis af tallene er det beregnet, i hvilket omfang det kan blive nødvendigt at fastsætte

konkrete krav til renseanlæggenes udledning af de pågældende stoffer. Nøgletallene for me-

taller er målt som totalmetal, mens miljøkvalitetskravene i vandmiljøet er angivet som filtreret

metal. En måling på totalmetal vil give et højere resultat end en måling udført på filtreret prøve.

Den anvendte tilgang vil medføre, at nogle renseanlæg, hvis udledning muligvis vil opfylde

kravet til metalindhold i en filtreret prøve, i nogen grad vil indgå i overvejelserne, som om de

overskrider kravene, idet de foreliggende data for anlæggets udledning gælder for en ufiltreret

prøve. Det vil alt andet lige medføre, at der opstår en vis usikkerhed for resultatet af den øko-

nomiske analyse. Desuden er der regnet på gennemsnit af renseanlæg og ikke på de speci-

fikke renseanlæg, hvilket ligeledes betyder, at det ikke er de eksakte omkostninger for de en-

kelte rensningsanlæg, der er beregnet. Det samme gælder for direkte udledninger fra

Vilkåret om "lavest mulige detektionsgrænse" gøres operationelt ved at fortolke det som detektionsgrænse fastsat for målinger i spildevand i

bekendtgørelse om kvalitetskrav til miljømålinger (Bek. 1071/2019). Hvor bekendtgørelsen ikke fastsætter sådanne værdier for spildevand,

ad angår metaller, er dette en værdi base-

ret på totalindholdet, mens Miljøkvalitetskrav er baseret på den opløste fraktion (altså en delmængde af totalindholdet). Det te gør dog bare

kravet mere konservativt.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

virksomheder, hvor analysen er baseret på egenkontroldata (ufiltreret prøve, dvs. totalindhold)

oplyst af Miljøstyrelsen og foretaget for metaller og PAH, da der i begrænset omfang stilles

krav til andre miljøfarlige stoffer i direkte industrielle udledninger. For vandområder, hvor til-

standen ikke er kendt, antages det i analysen, at tilstanden er god.

Anvendte data fra databaser

Følgende data fra databaser er anvendt i beregningerne:

Udtræk fra PULS-databasen

Som basis for udvælgelse af virksomheder med direkte udledning har Miljøstyrelsen leveret

udtræk fra PULS-databasen for virksomheder med direkte udledninger, som har såvel Miljø-

styrelsen som kommunerne som myndighed. Data i PULS-databasen stammer fra virksomhe-

dernes egenkontrol af miljøfarlige stoffer, som der er stillet krav om i virksomhedernes udled-

ningstilladelser.

Data vedrører for hver virksomhed: udledningstype, rensetype, myndighed, vandføring, reci-

pient og gennemsnitskoncentrationer (seneste fem år) for hvert af stofferne.

Langt de fleste data vedrører metaller, og det er på den basis vurderet, at det vil være rens-

ning for metallerne, som vil være udslagsgivende for de samlede omkostninger.

I materialet fra Miljøstyrelsen er der 78 virksomheder, der udleder spildevand direkte til reci-

pient. Heraf er der kun 30 virksomheder, for hvilke der er oplysninger om koncentrationerne i

spildevand af et eller flere af de 12 miljøfarlige stoffer og udledte spildevandmængder.

Datasættet viser, at virksomhederne anvender 20 forskellige rensetyper og dertil en række for-

skellige udledningstyper. Det har derfor ikke været intentionen og er ej heller muligt på det fo-

religgende grundlag at udarbejde en detaljeret analyse for alle virksomheder. Analysen er der-

for gennemført, som følger:

Kun virksomheder med data for koncentration af et eller flere tungmetaller, benz(a)pyren

samt vandmængder indgår i beregningen (30 virksomheder).

For disse virksomheder er data suppleret med data om, hvorvidt der er god eller ikke-god

miljøtilstand i vandområdet, som er leveret af Miljøstyrelsen, og virksomhederne er på den

basis inddelt i to grupper.

Det er antaget, at alle virksomheder, uanset konfiguration af eksisterende rensning, som ud

fra efterlevelseskriterierne skal reducere udledningerne, vil skulle tilføje et rensetrin med

supplerende tungmetalfjernelse.

Data fra PULS er kontrolleret af COWI og tilpasset, hvad angår enhedsangivelser, hvor enhe-

derne ng/l og mg/l er omregnet, så alle koncentrationer er i µg/l, og data for koncentrationer i

slam er fjernet. Der er ikke foretaget yderligere datakontrol af datasættet, der omfatter 10.476

enkeltprøver. Der er i datasættet angivet gennemsnit for de seneste fem år. Det er ikke under-

søgt, om der for den enkelte virksomhed har været en udviklingstendens i koncentrationerne.

Målinger på eller under detektionsgrænsen er regnet som detektionsgrænsen.

Data fra nøgletalsundersøgelse og NOVANA

Der er til analysen anvendt data for 36 "MBNDK" anlæg, som er udvalgt af Miljø- og Fødevare-

ministeriet (Miljøstyrelsen) til at repræsentere denne type af renseanlæg i punktkildeprogram-

met for spildevand under NOVANA-programmet (og det forudgående NOVA-program, der

startede i 1998). MBNDK-anlæg er vurderet af Miljøstyrelsen til samlet at repræsentere mere

end 90 % af Danmarks udledninger af spildevand fra renseanlæg.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Data fra NOVANA-programmet er for nylig blevet analyseret i en endnu ikke publiceret under-

søgelse for Miljøstyrelsen, der har til formål at fastsætte opdaterede nøgletal for MFS i spilde-

vand.

I undersøgelsen er der foretaget en statistisk analyse af koncentrationerne af de enkelte stof-

fer, og det er for de forskellige anlægstyper blandt andet beregnet, hvor stor en andel af an-

læggenes måledata (fraktil), der har stofindhold i det rensede spildevand på eller under en gi-

ven koncentration.

Fraktilerne er baseret på antallet af NOVANA-målinger, så det på den måde kan ses, omtrent

hvor stor en del af anlæggene, der ligger hhv. under og over den udløbskoncentration, der

svarer til udlederkravet, idet det antages, at fraktilfordelingen for måledata svarer til fraktilfor-

delingen for spildevandsmængden fra anlæggene.

Anlæggene regnes her at være repræsentative for de store anlæg (MBNDK-anlæg

), og det er

i undersøgelsen antaget, at fraktilerne, der er baseret på målinger i de undersøgte anlæg,

også i grove træk vil være gældende for de samlede spildevandsmængder fra forsyningernes

renseanlæg i Danmark.

Data om miljøtilstand i vandområder

Data om miljøtilstanden i de danske vandområder er modtaget fra Miljøstyrelsen. Der er skel-

net mellem god og ikke-god tilstand. Bestemmelsen er foretaget ved at sammenholde de aktu-

elle koncentrationer i sediment og biota i vandområderne med foreslåede (foreløbige) miljø-

kvalitetskrav for sediment. De benyttede miljøkvalitetskrav fremgår af rapporten "Assessment

of hazardous substances in Danish sediment and biota according to Norwegian, Swedish and

Dutch quality standards"

fra Nationalt Center for Miljø og Energi (DCE, 2019).

Særbidragsmetoden som grundlag for beregningerne

Virksomheder, der afleder særligt forurenet spildevand til et renseanlæg ejet af et spildevands-

forsyningsselskab, skal betale særbidrag, såfremt afledningen giver anledning til særlige for-

anstaltninger i forbindelse med etablering og drift af et spildevandsanlæg.

Særbidraget skal opkræves i overensstemmelse med reglerne i den til enhver tid gældende

bekendtgørelse

om særbidrag for særligt forurenet spildevand.

Ved særlige foranstaltninger forstås i bekendtgørelsen foranstaltninger i forbindelse med etab-

lering og drift af forsyningens spildevandsanlæg med henblik på håndtering af særligt forure-

net spildevand.

Ved særligt forurenet spildevand forstås i bekendtgørelsen organisk stof, der er opgjort som

COD (organisk stof), total-kvælstof (N) og total fosfor (P) spildevand, der indeholder:

a) mere end 1.600 mg/l organisk stof, der er opgjort som COD

b) mere end 100 mg/l total-kvælstof

c) mere end 15 mg/l total-fosfor.

Til beregning af særbidraget anvendes som udgangspunkt de i virksomhedens tilslutningstilla-

delse angivne egenkontrolprøver af stofferne COD, N og P.

Princippet i beregningerne er, at samtlige omkostninger forstået som både investeringsom-

kostninger og driftsomkostninger over renseanlæggets levetid tilbagediskonteres til en

MBNDK-anlæg er her anlæg med mekanisk-biologisk rensning med nitrifikation og denitrifikation (kvælstoffjernelse) samt anlæg med yderli-

gere rensning som f.eks. biologisk fosforfjernelse, kemisk fosforfjernelse (K), efterpolering i laguner (L) eller i filtre (S , F) eller med kombina-

tioner heraf.

BEK nr. 1375 af 30/11/2015 - Bekendtgørelse om særbidrag for særligt forurenet spildevand - Energi-, Forsynings- og Klimaministeriet.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

nutidsværdi. Dette princip anvendes i denne sammenhæng beregningsmæssigt for alle tilled-

ninger af miljøfarlige stoffer på renseanlægget, selvom det ikke følger af gældende regler. Via

en fordelingsnøgle fordeles omkostningerne til rensning ud på de enkelte miljøfarlige stoffer,

som opgøres i kr. pr. gram. En virksomhed vil således kunne modtage en regning på antallet

af gram nikkel udledt i spildevandet multipliceret med det beregnede 'særbidrag' for nikkel.

I rapporten har COWI anvendt denne metode til at fastsætte en tilnærmet værdi for omkostnin-

gerne forbundet med indførelsen af de nye, skønnede kravværdier.

3.2

Spildevandsforsyningernes renseanlæg, inkl.

virksomheder med tilledning til disse

Aktuelle kapaciteter, belastninger og udløbskoncentrationer

Der er i undersøgelsen taget udgangspunkt i data for 36 af spildevandsforsyningernes rense-

anlæg, som der foreligger data for fra NOVANA programmet, og som indgår i den omtalte

nøgletalsundersøgelse. Stort set alle disse anlæg er af typen MBND eller bedre og betegnes i

det følgende som type MBNDK.

Den samlede spildevandsmængde tilledt spildevandsforsyningernes renseanlæg i Danmark er

ca. 614 millioner m³/år. Knap 95 % af dette behandles på 289 renseanlæg med rensning på

MBNDK-niveau eller bedre, svarende til ca. 581 millioner m³/år (NOVANA 2018). Der regnes

derfor med renseeffekt for de betragtede stoffer svarende til MBNDK-anlæg, uagtet at små

spildevandsmængder behandles på mindre avancerede renseanlæg.

Den samlede kapacitet af spildevandsforsyningernes renseanlæg er 11,7 millioner PE (per-

sonækvivalenter), og den aktuelle organiske belastning svarer til 7,7 millioner PE (NOVANA

2018). Dvs., at den aktuelle belastning beløber sig til ca. to tredjedele af kapaciteten.

Af ovenstående kan det beregnes, at der er ca. 4,6 PE i én m³ spildevand/døgn tilledt

MBNDK-anlæg. Den samlede belastning af de 36 MBNDK-anlæg estimeres herefter til

820.000 m³ spildevand pr. døgn og 3,74 millioner PE.

Den fundne fraktilsammenhæng fra nøgletalsundersøgelsen er opdelt i intervaller, og de ud-

ledte stofmængder i hvert interval er beregnet som andelen af spildevand i intervallet multipli-

ceret med gennemsnittet af koncentrationerne i øvre og nedre intervalgrænse.

Alle stoffer i undersøgelsen findes i renset spildevand fra forsyningsselskabernes renseanlæg.

De udledte stofmængder fra spildevandsforsyningernes renseanlæg (mængder tilført forbedret

rensning) er beregnet som summen af intervalmængderne. Aktuel udledning er sammenlignet

med kravværdierne i Figur 3-3-1. Udledte stofmængder på renseanlæggene er beregnet på

baggrund af målinger for totalmetal og sammenlignes med miljøkvalitetskrav i vand, som er

baseret på filtrerede analyser. Det er i beregningerne valgt konservativt at sætte målt totalind-

hold lig opløst koncentration vel vidende, at det vil give anledning til en vis overestimering, der

varierer fra metal til metal.

På tilsvarende vis beregnes de tilledte stofmængder. De fundne tilledte og udledte stofmæng-

der fremgår af Tabel 3-4 i næste afsnit.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-3-1

Koncentrationer og udlederkrav for udledte tungmetaller og syntetiske

organiske stoffer omfattet af denne undersøgelse

Tungmetaller

Organiske stoffer

Gnsn. udledning fra SF renseanlæg

Udlederkrav til saltvand

Udlederkrav til ferskvand

Note: COWIs bearbejdning på baggrund af foreliggende data

Eksisterende renseanlægs effektivitet i relation til de omfattede

stoffer

I Tabel 3-4 er den forventede udledning af de omfattede stoffer fra spildevandsforsyningernes

renseanlæg vist sammen med den maksimale udledning, hvis udledningskravene skal opfyl-

des. Den maksimale udledning er beregnet som udlederkrav ganget med udledte vandmæng-

der, hvis det antages, at spildevandet udledes til henholdsvis ferskvand og saltvand med god

miljøtilstand.

Tallene indikerer, at udlederkravene til ferskvand forventes overskredet for fire (Cr, Cu, Ni og

Zn) ud af fem tungmetaller samt ligeledes for fire ud af fem syntetiske organiske stoffer. Di(2-

ethylhexyl)adipat er under udlederkravene. Dette billede er også gældende for udlederkravene

til saltvand. Dog med den forskel, at for saltvand overskrider As kravet for udledning, mens Ni

her er under kravet. De tilgængelige data og de antagelser, der er foretaget på det tilgænge-

lige datagrundlag, indicerer, at kun få af spildevandsforsyningernes renseanlæg, hvis nogen,

overholder alle kravværdier.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-4

Nuværende nøgletalsafledte udledningsniveauer fra MBNDK-anlæg sam-

menholdt med de maksimale udledninger, hvis udlederkravene overholdes. Overskri-

delser vist med rødt (VKK- og punktkildedata for spildevandsmængde samt fraktilvær-

dier for data fra nøgletalsrapporten)

Stof

MBNDK

Udlederkrav for vand

SFR ind

kg/år

Arsen

Chrom

Kobber

Nikkel

Zink

1.466

3.497

38.569

4.812

130.340

SFR ud

kg/år

295

280

1.852

2.586

21.757

Fersk

kg/år

2.496

581

2.322

4.528

Salt

kg/år

348

581

4.993

4.528

Benzylbutylphthalat

DEHP

Di(2-ethylhexyl)adipat

Diisononylphthalat

Benzo[a]pyren

Fluoranthen

Tributyltin (TBT)

(CO

)

(CH

)

486

8.366

185

10.024

178

2,2

1.132

428

1,6

5,2

0,0

755

279

0,099

3,7

0,12

755

279

0,099

3,7

0,12

m³/år

Flow alle MBNDK

Flow, 36 Ra

SFR

MBNDK

580.541.808

299.364.267

Spildevandsforsyningernes renseanlæg

Renseanlæg med mekanisk-biologisk rensning og kvælstoffjernelse eller bedre.

Bedste tilgængelige teknikker (BAT) i relation til de omfattede

stoffer

COWI er ikke bekendt med, at der findes et BREF-dokument

for rensning på spildevandsfor-

syningernes renseanlæg (se evt.:

https://mst.dk/erhverv/industri/bat-bref/liste-over-alle-bre-

fer/).

Ca. 95 % af det opsamlede spildevand undergår rensning for organisk stof, kvælstof og

fosfor til et niveau, som mindst svarer til de koncentrationskrav, der gælder for renseanlæg

med en godkendt kapacitet på 2000 PE eller derover, jf. § 2 i spildevandsbekendtgørelsen,

BEK nr. 1317 af 04/12/2019.

Teknikker og metoder til rensning for tungmetaller

I dette afsnit gennemgås kort de mest relevante rensemetoder for de 12 udvalgte stoffer, som

det har været muligt at inddrage givet de tids- og ressourcemæssige rammer.

Bemærk at beregningerne i Nøgletalsrapporten er under revision. Det er vurderingen, at tallene for tungmetaller ikke kommer til at ændre sig

nævneværdigt, mens tallene for enkelte af de organiske kan blive ændret. Det vil dermed næppe påvirke de samlede beregninger vedrø-

rende de erhvervsøkonomiske omkostninger i nærværende rapport, da det er tungmetallerne, som er udslagsgivende.

BREF: Referencedokument udarbejdet på EU-plan, der beskriver bedste tilgængelige teknikker (BAT) for forskellige brancher omfattet af

direktivet for industrielle emissioner 2010/75 EU. Spildevandsforsyningernes renseanlæg er ikke omfattet .

Udviklingen inden for spildevandsforsyningernes spildevandsrensning går generelt i retning af nye/forbedrede teknologier med bedre ener-

giregnskab og CO -aftryk og med en højere grad af ressourcegenindvinding. Desuden er der en vis fokus på fjernelse af mil jøfarlige stoffer

og mikroplast. Der er i Danmark og på europæisk plan gang i udvikling af teknologier til reduktion af medicinrester i spildev and inden udled-

ning fra renseanlæg til recipient.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Rensemetoderne vil være aktuelle og anvendelige for såvel de offentlige renseanlæg som for

industrivirksomheder, ligesom metoderne vil rense for andre stoffer end dem, der er omfattet

af nærværende undersøgelse, herunder f.eks. medicinrester. Det er dermed en positiv sidege-

vinst ved at leve op til de nye kravværdier for de 14 stoffer, at der i givet fald også vil blive ren-

set for yderligere stoffer.

Metoder til rensning for tungmetaller i spildevand har primært været anvendt til rensning af

spildevand i industrien og vand på vandværker, og det er i høj grad erfaringer herfra, der træk-

kes på i det følgende. Traditionelt fjernes tungmetaller i spildevand ved en kemisk fældning,

hvor der tilsættes base til en passende høj pH-værdi. Herved udfældes tungmetalhydroxider.

Arsen kan dog ikke fjernes direkte ved en kemisk fældning med base.

Chrom(III) og kobber udfældes ganske effektivt som hydroxid ved pH mellem 7 og 8, hvorimod

zink og nikkel kræver en højere pH-værdi for at opnå en effektiv fældning og dermed en lav

restkoncentration af opløst metal. Med stort overskud af jern og/eller aluminium vil der kunne

opnås en medfældning af tungmetallerne sammen med ferrihydroxid og/eller aluminiumhydro-

xid, hvorved der udfældes mere metal end normalt. Visse virksomheder har anvendt denne

metode til at nedbringe restkoncentrationen af tungmetaller. Spildevandsanalyser fra et dansk

renseanlæg, som tilsætter jernsalt (ca. 15 mg/l jern) til efterfældning af phosphat, tyder dog på,

at der ikke opnås nogen væsentlig forbedret fældning af zink og nikkel på spildevandsforsynin-

gernes renseanlæg selv ved en forholdsvis høj tilsætning af jern. Derfor kan der ikke satses på

at anvende denne rensemetode.

Analysedata fra spildevandsforsyningernes renseanlæg viser helt som ventet, at der vil blive

fjernet forholdsvis mindre zink og nikkel i et anlæg med MBNDK, end der vil blive fjernet kob-

ber og chrom, fordi zink og nikkel kræver en højere pH-værdi for at opnå en effektiv fældning.

Arsen adskiller sig fra de andre tungmetaller ved, at der ikke kan udfældes arsen ved tilsæt-

ning af base. Arsen kan derimod bindes til jernhydroxid, Fe(OH)

ved at tilsætte en passende

mængde jernsalt. Metoden anvendes på flere danske vandværker for at fjerne arsen, så græn-

seværdien for drikkevand på 5 µg/l kan overholdes. Ved en passende høj dosering kan der op-

nås en restkoncentration af arsen i vandet på ca. 0,4 µg/l.

Filtrering

Fra de fleste af spildevandsforsyningernes renseanlæg vil der udledes små slammængder, og

da slammet vil indeholde tungmetaller i varierende omfang, kan der opnås en vis reduktion af

tungmetaludledningen ved at etablere en effektiv filtrering som et sidste rensetrin. Det må så

vurderes for det enkelte renseanlæg, om en filtrering kan fjerne tilstrækkeligt tungmetal til, at

anlægget kan overholde grænseværdierne for de enkelte metaller.

Åbne sandfiltre og skivefiltre anvendes allerede i dag på visse af spildevandsforsyningers ren-

seanlæg, og med begge metoder opnås en ganske god fjernelse af suspenderet stof. På indu-

strirenseanlæg anvendes der oftest tryksandfiltre til finrensning efter en bundfældningstank.

Tryksandfiltre er dog noget dyrere end åbne sandfiltre og skivefiltre. Filtrering vil have størst

effekt på fjernelse af kobber og chrom, som erfaringsmæssigt overvejende findes i slamfasen i

renset spildevand, hvorimod zink og nikkel overvejende findes på opløst form.

Jerndosering

På spildevandsforsyningernes renseanlæg kan der forventes en betydelig fjernelse af arsen

ved tilsætning af et jernsalt. Afhængig af spildevandets pH-værdi og tungmetalkoncentrationer

vil der måske også kunne opnås en lidt øget udfældning af andre tungmetaller, når der tilsæt-

tes jern. Mange af spildevandsforsyningernes renseanlæg tilsætter allerede et jernsalt for at

fælde fosfor, og på disse anlæg kan der måske opnås en lidt bedre udfældning af chrom og

kobber, hvis der doseres ekstra jern. Det er dog næppe tilstrækkeligt, hvis de fremtidige

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

skærpede udlederkrav skal kunne overholdes. Det forventes, at arsen vil komme tæt på de

skærpede udlederkrav ved passende dosering af jern, og der forventes også en lille forbedring

for kobber og chrom. Det kan dog slet ikke forventes, at nikkel og zink kan fjernes effektivt

med denne metode, fordi disse to metaller kræver en højere pH-værdi for at opnå en effektiv

udfældning.

Jerndosering kan også bruges på visse typer industrispildevand, men ofte vil man anvende se-

lektiv ionbytning til efterrensning af spildevand fra kemisk fældning. Ved selektiv ionbytning vil

det kunne lade sig gøre effektivt at tilbageholde opløst nikkel, zink og kobber.

Selektiv ionbytning (TP207)

I Danmark har der i mange år været anvendt selektiv ionbytning med en ionbytterharpiks fra

Lanxess (TP207), der selektivt kan fjerne de fleste divalente tungmetaller i vand og spilde-

vand. På den måde kan der i princippet opnås en meget lav restkoncentration af de enkelte

tungmetaller. COWI har gennemført omfattende laboratorieforsøg og pilotforsøg med selektiv

ionbytning på drikkevand for at fjerne nikkel, og det var her muligt at reducere nikkelkoncentra-

tionen fra ca. 30 µg/l til ca. 0,5 µg/l. Effektiviteten er nogenlunde lige så god for kobber, nikkel

og zink, men praktiske erfaringer viser, at der ikke kan opnås nogen væsentlig fjernelse af

chrom, Cr

i TP207. Arsen kan slet ikke fjernes med TP207.

Der kan forventes nogenlunde samme renseeffekt, hvis der benyttes selektiv ionbytning til at

finrense udløbsvandet fra et af spildevandsforsyningernes renseanlæg, men der er, så vidt

COWI er orienteret, ingen danske erfaringer med selektiv ionbytning af renset byspildevand. I

industrispildevand er der derimod mange praktiske erfaringer, der viser, at det ikke altid kan

lade sig gøre at komme helt ned på de lave restkoncentrationer, som er opnået på drikkevand

og grundvand. Det skyldes, at meget industrispildevand indeholder stoffer, der binder tungme-

tallerne og derved forhindrer en effektiv optagelse i TP207. Selektiv ionbytning vil derfor ikke

kunne stå alene som renseforanstaltning til fjernelse af metaller.

Adsorption

Der findes en række stoffer, som er i stand til at adsorbere tungmetaller til stoffernes over-

flade. De mest kendte er aktivt kul og stoffer coated med jernoxid. I nogle tilfælde kan der

også anvendes metallisk jern, som især bliver effektiv, når der dannes rust (jernoxid) på over-

fladen. Mange naturprodukter kan også adsorbere tungmetaller mere eller mindre effektivt,

men de har generelt ikke vundet større industriel udbredelse til rensning af tungmetaller i

vand.

Aktivt kul kan ifølge litteraturen adsorbere mange tungmetaller herunder As, Ni, Cu, Zn og

Cr. Der foreligger dog ikke ret meget dokumentation for renseeffekten ved lave metalkoncen-

trationer (1-50 µg/l) og heller ikke om kapaciteten af kullene. COWI bekendt, findes der ingen

praktiske erfaringer i Danmark på dette område. COWI har udført nogle detaljerede laborato-

rieforsøg med spildevand fra en dansk virksomhed, hvor kemisk fældning efterfulgt af rensning

med aktivt kul og selektiv ionbytning med TP207 blev afprøvet. COWI har valgt at vise resulta-

terne her, da de er særdeles aktuelle for dette projekt, fordi de viser noget om, hvilken rense-

effekt der kan forventes med disse metoder. Resultaterne fremgår af nedenstående tabel.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-5

Effekt af kemisk fældning og kulrensning

Urenset

Efter kemisk

fældning, Al

Efter kul-

rensning

SEL-IX

uden

kulrens-

ning

7,24

10,88

i.a.

2,8

0,35

0,088

<1,5

SEL-IX

med

kulrens-

ning

7,14

i.a.

6,5

<0,13

0,079

5,7

<0,20

9,6

<0,15

<1,5

Ledningsevne

Ammoniak, NH

COD

Arsen, As

Bly, Pb

Cadmium, Cd

Chrom, Cr

Kobber, Cu

Kobolt, Co

Nikkel, Ni

Zink, Zn

mS/cm

mg/l

µg/l

9,80

860

i.a.

26,5

160

280

74,5

455

20,5

57.050

9,20

i.a.

1500

3,3

160

360

4.300

7,29

i.a.

780

6,9

<0,13

120

8,7

0,98

3.800

Kilde: upublicerede resultater af forsøg udført af COWI

Det skal bemærkes, at der er et meget stort indhold af ammoniak i vandet, hvilket medfører

dannelse af ammoniakkomplekser af kobber, zink, cadmium og nikkel. Disse metal-ammoniak-

komplekser vil erfaringsmæssigt blive optaget ganske effektivt (dog afhængig af pH) i den se-

lektive harpiks (TP207). Det fremgår også, at aktivt kul alene giver en betydelig fjernelse (ca.

88 %) af chrom, kobber og bly. Arsen fjernes godt (87 %) ved kemisk fældning, hvor der er an-

vendt et aluminiumsalt. Det må formodes, at resultatet var blevet endnu bedre, hvis der var

anvendt et jernsalt. På grund af det store ammoniakindhold kan resultaterne ikke direkte over-

føres til traditionelt spildevand, men resultaterne indikerer dog, hvilke resultater der kan for-

ventes med de metoder, som er afprøvet. Hvis kulrensningen optimeres, vil renseeffekten for-

mentlig blive endnu bedre. Det er ganske tydeligt, at den mest effektive fjernelse af tungmetal-

ler opnås med aktivt kul efterfulgt af selektiv ionbytning.

Jernoxid kan adsorbere mange tungmetaller, og der findes adskillige undersøgelser i litteratu-

ren, men de fleste undersøgelser er gennemført med betydeligt højere tungmetalkoncentratio-

ner i vandet. Derfor er det vanskeligt at vide, om metoden kan anvendes i spildevandsforsynin-

gernes renseanlæg, hvor den anvendte skønnede kravværdi medfører, at der skal opnås me-

get lave restkoncentrationer af tungmetaller (fra 0,16 til 5 µg/l afhængig af tungmetal og reci-

pient) før udledning til recipient.

Det hollandske firma Lenntech har et patenteret produkt, Lennsorb101, der benævnes "granu-

leret ferrihydroxid". Det kan adsorbere mange tungmetaller, bl.a. As, Cu, Cr og Pb. Granulatet

fyldes på en filterkolonne, som det også er tilfældet med aktivt kul, og det udskiftes, når kapa-

citeten er opbrugt.

Det tyske firma Lanxess har et jernoxidpulver, der hedder BayoxideE33, som ifølge firmaet

kan bruges til adsorption af mange tungmetaller. Lanxess fremhæver, at produktet bl.a. kan

anvendes til rensning af drikkevand for As, Zn, Ni og Cu. Lanxess har oplyst, at de i denne sag

vil anbefale selektiv ionbytning til fjernelse af Cu, Ni og Zn, hvorimod Bayoxide vil være en god

og effektiv metode til fjernelse af arsen.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Absorption

Ved absorption optages tungmetaller i det absorptionsmiddel, som anvendes. Olivin er et mi-

neral, der består af en blanding af magnesiumsilikat og jernsilikat. Olivin er i stand til at absor-

bere tungmetaller i krystalgitteret. Olivin vil i kontakt med vand afgive base, så vandets pH sti-

ger, indtil alt base er vasket ud. I Årheim i Norge findes verdens største olivinforekomst, og det

er derfor meget naturligt, at Norge har undersøgt mulighederne for at anvende olivin til rens-

ning af vand, der er forurenet med tungmetaller. Det kan f.eks. være minevand, vejvand og

spildevand. Når tungmetalholdigt vand løber igennem et filter med olivin, stiger vandets pH,

hvilket betyder, at der ud over absorption af tungmetaller også kan ske en kemisk udfældning

af tungmetaller. En del af de udfældede slampartikler vil tilbageholdes i filteret, som derved ef-

terhånden kan stoppe til. Erfaringen viser, at der opnås den laveste restkoncentration af tung-

metaller i vandet, når vandets startkoncentration af tungmetaller er meget lav.

COWI har i 2014 for en kunde udført nogle renseforsøg med olivin. Udvalgte resultater fra

disse forsøg fremgår af nedenstående tabel.

Tabel 3-6

Effekt af anvendelse af olivin til rensning af spildevand

Koncentration før filter (µg/l)

Arsen

Chrom

Kobber

Nikkel

Zink

Kilde: upublicerede resultater af forsøg udført af COWI

Koncentration efter filter (µg/l)

0,06

3,3-5

5-15

2-3

5-10

0,92

3,3

8500

7600

Rensningen er en kombination af ionbytning og kemisk fældning, idet udfældede slampartikler

forbliver i filteret. Det er værd at bemærke den lave restkoncentration af arsen. Erfaringen vi-

ser, at restkoncentrationen i det rensede vand bliver lavere, når startkoncentrationen er lav,

hvilket betyder, at metoden måske kan anvendes til at fjerne tungmetaller, hvis kravværdien

ligger på 1 µg/l eller lavere. Fjernelse af chrom er problematisk, hvilket nok skyldes, at det an-

vendte olivingranulat indeholder en cementkerne med chrom. Derfor blev der i enkelte prøver

målt lidt forhøjede værdier for chrom i det rensede vand.

Membranprocesser

Nanofiltrering (NF) og omvendt osmose (RO) kan benyttes til at filtrere vand og derved fjerne

ioner og molekyler. Generelt er RO mest effektiv til at fjerne stofferne, fordi en RO-membran er

tættere end en NF-membran. Ved en membranfiltrering løber der rent vand igennem membra-

nen (permeat), mens de fleste stoffer og ioner tilbageholdes i et koncentrat. Koncentratet kan

behandles flere gange i et nyt RO-filter og derved opnås, at der dannes mindre koncentrat og

mere permeat. Hvis der skal opnås 90 % permeat, vil det typisk kræve et kompliceret mem-

brananlæg. Det vil endvidere medføre det problem, at man skal bortskaffe eller rense de 10 %

koncentrat, som indeholder alle de forurenede stoffer, som er blevet fjernet fra vandet.

COWI har kendskab til resultater opnået med rensning af perkolat fra en losseplads i et NF-

anlæg. Chrom kunne reduceres fra ca. 15 µg/l til ca. 2 µg/l, nikkel kunne reduceres fra ca. 80

µg/l til ca. 5 µg/l, zink kunne reduceres fra ca. 50 µg/l til 5-10 µg/l og kobber fra ca. 5 µg/l til < 1

µg/l. Det må formodes, at renseeffekten vil være endnu bedre, hvis der anvendes en tæt RO-

membran.

Selv om metoden synes ret effektiv, er den total set meget kompliceret og ekstremt dyr, hvor-

for den vil ikke kunne betegnes som en BAT-metode til rensning af vand fra et af spildevands-

forsyningernes renseanlæg. Dels er metoden ikke afprøvet og udviklet til dette formål, dels er

den uforholdsmæssigt dyr. Metoden bruges flere steder internt på virksomheder for at rense

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

delstrømme af skyllevand og spildevand med mulighed for delvis genvinding af opkoncentre-

rede kemikalier og renset vand. Metoden vil normalt aldrig blive brugt på virksomheder til rens-

ning af alt spildevand, fordi der kan opnås langt bedre og mere miljørigtige løsninger ved at

anvende membranfiltrering til rensning og genvinding på delstrømme.

Teknikker og metoder til rensning organiske stoffer

COWI skal vurdere mulighederne for at fjerne de syv syntetiske organiske stoffer, som dette

projekt omhandler. Det gælder for alle syv stoffer, at de kun er meget begrænset opløselige i

vand. COWI vurderer, at der er følgende realistiske renseprocesser:

Rensning med aktivt kul

Avanceret kemisk oxidation (AOP)

Dosering af ozon og aktivt kul på et biologisk renseanlæg.

Aktivt kul

Aktivt kul kan leveres som pulver eller som granulat. I et aktivt kulfilter anvendes normalt et

granulat. Aktivt kul er i stand til at adsorbere mange organiske forbindelser (op til 10-20 % or-

ganisk stof i forhold til egen vægt). Upolære forbindelser kan normalt fjernes med aktivt kul,

mens polære forbindelser (vandopløselige) normalt fjernes dårligt. Stoffer med høj log K

= Opløselighed i octanol i forhold til opløselighed i vand) vil generelt let kunne fjernes med ak-

tivt kul i modsætning til stoffer med lav log K

COWI ved fra tabelværker, at DEHP og andre phthalater (diethylphthalat, og di-n-butylphtha-

lat) kan fjernes ganske effektivt med aktivt kul. Derfor antager COWI, at også benzylbutylph-

thalat og diisononylphthalat, vil kunne fjernes med aktivt kul, så det rensede vand får en meget

lav restkoncentration af disse stoffer. COWI har dog ikke kunnet finde dokumentation for, hvor

lav restkoncentration, der kan opnås ved at rense phthalater i et aktivt kulfilter.

PAH-forbindelser vil normalt kunne adsorberes ganske effektivt på aktivt kul, og COWI har er-

faringer fra forsøg med aktivt kul og PAH på en norsk virksomhed. Det er dog usikkert, hvilken

restkoncentration af benz[a]pyren og fluoranthen der vil kunne opnås ved rensning i et aktivt

kulfilter.

Tributyltin (TBT) kan fjernes meget effektivt med aktivt, jf. et EU-projekt (TBT CLEAN - Devel-

opment of an integrated approach for the removal of tributyltin (TBT) from waterways and har-

bours: prevention, treatment and reuse of TBT contaminated sediments, LIFE02

ENV/B/000341)

. COWI har gjort de samme erfaringer med spildevand fra en dansk virksom-

hed.

Det er usikkert, om di(2-ethylhexyl)adipat kan fjernes med aktivt kul, da COWI ikke har kunnet

finde nogen referencer. Da stoffet har en høj værdi for log K

på 6,2 (samme størrelsesorden

, forventer COWI, at stoffet vil kunne fjernes effektivt med aktivt kul.

Sammenfattende vurderer COWI, at alle de syv organiske forbindelser, der er set på,

sandsynligvis vil kunne fjernes i et aktivt kulfilter med passende lang opholdstid. Det er dog

usikkert, hvor lav restkoncentration der kan opnås for de enkelte stoffer.

Avanceret kemisk oxidation (AOP)

Disse processer omfatter oxidationsmetoder, hvor der på forskellig vis dannes nogle meget

aktive, kemiske radikaler, der har et højere oxidationspotentiale end traditionelle kemiske oxi-

dationsmidler som chlor, hydrogenperoxid og kaliumpermanganat. På den måde kan der ofte

https://ec.europa.eu/environment/life/project/Projects/index.cfm?fuseaction=search.dspPage&n_proj_id=2135&docType=pdf

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

opnås en nedbrydning af de typer af organiske stoffer, som normalt ikke kan nedbrydes med

traditionelle kemiske oxidationsmidler.

Her skal nævnes fem af de mest almindelige AOP-metoder:

Ozon

Ozon + H2O2

UV + H2O2

H2O2 + faststof katalysator

H2O2 + jernsalt (Fenton proces).

COWI har ikke umiddelbart noget bud på, om én eller flere af de listede metoder kan destruere

alle de aktuelle syv syntetiske organiske stoffer. Undersøgelser har vist, at nogle af metoderne

er bedst egnede til nedbrydning af bestemte kemiske forbindelser, mens andre metoder er

bedre til at nedbryde en anden type forbindelser. Derfor kan der ikke på forhånd udpeges den

AOP-metode, der er bedst egnet til anvendelse i spildevandsforsyningernes renseanlæg. Alt

tyder da også på, at AOP-metoderne vil være betydeligt dyrere at etablere end rensning i et

aktivt kulfilter.

Ozon + kul + biologisk rensning

Suez Water og flere andre spildevandsfirmaer udnytter både ozon og aktivt kul til at fjerne syn-

tetiske organiske stoffer i et biologisk renseanlæg. Ozon tilsættes normalt før den biologiske

rensning, hvorved større organiske molekyler ofte kan oxideres til mindre molekyler, som efter-

følgende kan nedbrydes i det biologiske rensetrin. På nogle anlæg vil det være en fordel at do-

sere ozon flere steder. Efter den biologiske rensning kan der tilsættes pulveriseret aktivt kul for

at fjerne de små rester af organisk stof. Kulrensningen kan være udformet på forskellig vis, og

ved nogle metoder kan kullet delvis genbruges.

Metoden har især været benyttet til rensning af spildevand med medicinrester samt til pesticid-

holdigt spildevand. Det første danske forsøgsanlæg af denne type blev sat i drift i 2018 i

Brædstrup. COWI vurderer, at metoden vil være betydelig dyrere at etablere end rensning i et

aktivt kulfilter.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tekstboks Dækker estimaterne også aluminium?

Aluminium er ikke omfattet af de metaller, som undersøgelsen oprindeligt skulle analysere.

Miljøstyrelsen har efterfølgende bedt om at få

i hvilket omfang rap-

portens estimater dækker aluminium

k og omfatter ge-

nerelle tal for udledning og altså ikke konkrete data for udledning af aluminium fra rensean-

læg eller industrier og heller ikke konkrete udledningskriterier for aluminium.

Indholdet af aluminium i spildevand tilført spildevandsforsyningernes renseanlæg ligger nor-

malt i intervallet 300-1.000 µg/l.

Aluminium tilsættes i form af polyaluminiumklorid på mange renseanlæg for at udfælde fos-

for. Strenge krav til udledning af aluminium kan betyde, at forsyningernes renseanlæg må

benytte andre fældningskemikalier (jernbaserede), men det er ikke sikkert, at det vil være

tilstrækkeligt til at overholde eventuelle krav.

COWI har ikke kendskab til typiske niveauer for aluminium i udløbet fra forsyningernes ren-

seanlæg.

I spildevand ved neutralt pH udfælder aluminium overvejende som aluminiumhydroxid,

Al(OH)

, men der vil være en lille andel af opløst Al

+++

. En del af de udfældede aluminiums-

salte, som ikke fjernes ved de traditionelle renseprocesser, tilbageholdes i sandfiltret. Alu-

minium udfælder bedst ved pH mellem 5 og 6. Ved pH = 6 kan man teoretisk komme ned

på en restkoncentration af opløst aluminium i typisk grundvand på ca. 30 µg/l.

Det formodes, at trivalent aluminium fjernes effektivt i den selektive ionbytter (Lanxess,

TP207). Vi har dog ikke erfaring med fjernelse af Al

+++

ved selektiv ionbytning, og det skal

bemærkes, at der findes trivalente metaller, f.eks. Cr

+++

, som ikke fjernes i nævneværdig

grad ved denne ionbytning.

Forudsat at Al

+++

fjernes effektivt i den selektive ionbytter, formoder vi, at aluminium kan re-

duceres til et lavt niveau (estimeret til 5-10 µg/l) med den benyttede renseteknologi uden

nævneværdig indflydelse på omkostningerne. Det bør dog undersøges, hvor effektivt Al

+++

kan fjernes med den valgte ionbytter, og om der evt. er et alternativ, hvis man ønsker en

meget lav restkoncentration af opløst aluminium.

Fælles renseløsning for spildevandsforsyningernes renseanlæg

Ud fra det tilgængelige materiale om spildevandsforsyningernes renseanlæg er det meget

svært at vurdere, hvilke renseanlæg der skal rense for specifikke stoffer for at overholde de

skønnede nye grænseværdier for de fem tungmetaller og syv organiske stoffer. Givet opga-

vens tids- og ressourcemæssige rammer er det i modelberegningerne nedenfor valgt at an-

vende en kombineret løsning, som har størst mulig effekt på de stoffer, som skal fjernes helt

eller delvist. Ud fra kendskab til og vurdering af forskellige rensemetoder og under hensynta-

gen til BAT-principper foreslår COWI følgende kombinerede løsning som udgangspunkt for be-

regningerne:

Trin 1:

Trin 2:

Trin 3:

Trin 4:

Dosering af jern for at fælde arsen

Filtrering i et tryksandfilter

Rensning i et aktivt kulfilter (2-søjle-anlæg)

Rensning ved selektiv ionbytning (TP207, 2-søjleanlæg).

Med denne løsning fjernes først arsen ved fældning med jern, hvorefter alle partikler filtreres

fra, hvilket er nødvendigt for at undgå tilstopning af kulfiltre og ionbytterkolonner. Kulfilterets

primære funktion er at adsorbere syntetiske organiske stoffer, men samtidig vil der i et vist om-

fang også adsorberes tungmetaller. Det vil dog være spildevandets indhold af andre organiske

stoffer (målt som COD), der vil være afgørende for, hvor længe et kulfilter kan anvendes, før

det er mættet og derved har nedsat renseeffekt over for de syntetiske stoffer. Slutrensning i et

selektivt ionbytningsanlæg vil fjerne de fleste opløste tungmetaller (Zn, Cu, Ni), så der for-

mentlig opnås en restkoncentration, som ligger lavere end de foreslåede nye kravværdier for

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

recipienter. COWI forventer også, at koncentrationen af arsen ligger så lavt, at den ligger un-

der den foreslåede nye kravværdi, men det er mere tvivlsomt, om chrom kan komme ned på

0,16 µg/l, som er den laveste foreslåede værdi for chrom. COWI vurderer, at den samlede løs-

ning ud fra en BAT-vurdering vil give det bedste resultat.

COWI forudsætter, at der med denne løsning opnås følgende koncentrationer for tungmetal-

lerne:

Arsen = 0,5 µg/l

Chrom = 0,5 µg/l

Nikkel = 1 µg/l

Kobber = 1 µg/l

Zink = 1 µg/l.

Det er dog usikkert, om dette niveau reelt kan opnås, da metoden aldrig har været afprøvet på

spildevandsforsyningernes renseanlæg. Der findes ikke umiddelbart en egnet metode, som

kan forbedre renseeffektiviteten

. Det skal bemærkes, at ovennævnte løsning renser til

samme niveau uanset recipientens miljøtilstand. Der skelnes derfor ikke mellem udledning til

god eller dårlig miljøtilstand.

Den foreslåede løsning vil i nogen omfang fjerne tungmetaller og problematiske organiske

stoffer, som ikke er blandt de udvalgte stoffer i dette projekt.

Som udgangspunkt har COWI beregnet investering og driftsomkostninger for et anlæg, der

kan behandle 100 m³/h (denne kapacitet er valgt, fordi det er lykkedes at skaffe relativt sikre

tal for denne type anlæg). Herudfra er udgifter til større anlæg beregnet/estimeret. Mange ren-

seanlæg har et større flow, og det gennemsnitlige flow for alle MBNDK-renseanlæg under NO-

VANA er 229 m³/h.

Desuden er det en generel tendens, at mindre renseanlæg nedlægges, og rensningen centra-

liseres på færre, større anlæg. Mulige stordriftsfordele herved er ikke indregnet. Der er heller

ikke i omkostningsberegningerne taget hensyn til de enkelte renseanlægs nuværende til-

stand/restlevetid og konfiguration. F.eks. benyttes på mange anlæg allerede tilsætning af jern-

salte til fældning af fosfor (der doseres dog næppe tilstrækkeligt til fuld arsenfjernelse), og på

nogle anlæg er der efterpoleringsløsninger, som kunne overflødiggøre et sandfiltreringstrin.

Ved udregning af investering for et konkret renseanlæg beregnes prisen forholdsmæssigt ud

fra 100 m³/h i forhold til det aktuelle flow. Driftsudgifterne vil alt overvejende afhænge af flowet

og i mindre grad af mængden af tungmetaller og syntetiske organiske stoffer, der skal fjernes.

Investerings- og driftsomkostninger

De skønnede investerings- og driftsomkostninger for de to behandlingskapaciteter anvendes til

at beregne omkostningerne for et industrianlæg samt et offentligt renseanlæg. Overslagene er

baseret på budgetpriser oplyst af udstyrsleverandører suppleret med erfaringstal for øvrige ar-

bejder.

De skønnede investeringsomkostninger for to standardløsninger til rensning af 10 m³/h hhv.

100 m³/h spildevand med miljøfarlige stoffer er vist i Tabel 3-7 nedenfor. Investeringsomkost-

ningerne indeholder ikke omkostninger til myndighedsbehandling og arealerhvervelse og for-

udsætter normale funderings- og grundvandsforhold. De skønnede investeringsomkostninger

Hvad angår de 7 syntetiske organiske stoffer har COWI ikke nogen dokumentation for, om der kan renses ned til de nye skønnede grænse-

værdier, men det antager COWI.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

kan anvende til prissætning af industrianlæg såvel som spildevandsforsyningernes rensean-

læg.

Standardløsningerne er baseret på udstyr, som er tilgængeligt med den pågældende kapaci-

tet, og der er indhentet leverandørpriser for de to standardløsninger. Omkostninger for anlæg

med anden kapacitet er inter- og ekstrapoleret ud fra omkostningerne til standardløsningerne.

Der er desuden indregnet omkostningsmæssige stordriftsfordele ved større anlæg.

Tabel 3-7

Investeringsomkostninger, kr. ekskl. moms. Omkostningerne er baseret

på indhentede priser

Beskrivelse

Trin

Industrianlæg:

10 m³/h

Kr.

Dosering af jernsalt. Palletanke, dose-

ringspumpe, rørsystem.

Sandfilter total

Kulanlæg, total

Selektiv IX, total

Forsyningstavle og kommunikationsmo-

dul

Forbindelsesrørsystem, PVC

El-montage

Dokumentation

Opstart

Sum 1: Komplet anlæg med sandfilter

+ 2 kulfiltre + SEL-IX

Øvrige priser

Eksterne rørforbindelser, montage og el-

fremføring (anslået)

Bygning, á 10.000 kr./m²

Buffertank til peak load

Rådgivning, 20 % af udstyr og bygning

Sum 2:

Uforudsete udgifter, 20 %

Sum 3:

Investering pr. m³/h

300.000

250.000

200.000

443.590

2.661.539

532.308

3.193.847

319.385

700.000

800.000

2.000.000

1.451.960

8.711.760

1.742.352

10.454.112

104.541

1.750.000

2.000.000

3.000.000

3.054.058

18.324.347

3.664.869

21.989.216

87.957

25.000

240.759

275.980

299.290

200.000

100.000

150.000

76.920

1.467.949

Spildevandsforsynin-

gernes renseanlæg:

100 m³/h

Kr.

25.000

763.530

1.055.840

1.061.590

250.000

150.000

153.840

3.759.800

Spildevandsforsynin-

gernes renseanlæg:

250 m³/h

Kr.

35.000

1.717.943

2.507.620

2.521.276

531.250

318.750

281.250

288.450

8.520.289

For et lille industrirenseanlæg, der kan rense 10 m³/h, er investeringsomkostningen anslået til

at være 3,2 millioner kr. eller en pris på 319.000 kr./m³/h. Industrirenseanlægget har en an-

slået levetid på 25 år, hvorfor enhedsinvesteringsomkostningen

set over hele perioden sva-

rer til 2,33 kr./m³. Et større af spildevandsforsyningernes renseanlæg, der kan rense 100 m³/h,

er anslået til at koste 10,5 millioner kr. svarende til en enhedspris på 105.000 kr./m³/h eller en

enhedsinvesteringsomkostning på 0,76 kr./m³. Enhedsinvesteringsomkostningen falder med

ca. to tredjedele ved at øge rensningskapaciteten fra 10 m³/h til 100 m³/h. Nedenfor i Figur 3-2

er vist en approksimation af investeringsomkostningen som funktion af mængden af spilde-

vand indeholdende miljøfarlige stoffer.

Enhedsinvesteringsomkostningen er fundet ved at tilbagediskontere vandmængderne og sætte det i forhold til investeringsomkost ningen.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-2

350.000

300.000

250.000

Skalering af investeringsomkostninger, kr./m³/h (ekskl. moms)

kr./m3/h

200.000

150.000

100.000

50.000

200

400

600

800

1.000

1.200

m3/h

Driftsomkostningerne for to standardløsninger er vist i Tabel 3-8. Omkostningerne er estimeret

ud fra beregnet forbrug og enhedspriser på forbrugsstoffer og bortskaffelse. Desuden er tillagt

omkostninger til pasning og vedligehold.

Driftsomkostningerne er opdelt på faste og variable omkostninger. Med faste omkostninger

menes her driftsomkostninger, der vil skulle afholdes uanset mængden af spildevand og miljø-

farlige stoffer, og med variable omkostninger menes driftsomkostninger, der er afhængige af

mængden af spildevand og miljøfarlige stoffer i spildevandet.

Der er i driftsomkostningerne ikke indregnet, at en eventuel forringelse af slamkvaliteten ved

de foreslåede rensetrin kan medføre ekstra omkostninger til bortskaffelse af spildevandsslam,

hvis udbringning på landbrugsjord ikke længere er mulig. Der er ikke krav til arsen ved ud-

bringning på landbrugsjord, men indholdet i slammet af andre stoffer (bl.a. tungmetaller og mil-

jøfarlige organiske stoffer) kan stige i forbindelse med arsenfældningen. Det skønnes, at for-

øgelsen af driftsomkostninger til bortskaffelse af renseanlæggenes spildevandsslam som kon-

sekvens af arsenfældning er ubetydelig. Øvrige tungmetaller og miljøfarlige organiske stoffer

fjernes med ionbyttermateriale eller kul, som bortskaffes særskilt. Bortskaffelse af kul og ion-

byttermateriale er medregnet i driftsudgifterne, se Tabel 3-8.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-8

Driftsomkostninger pr. år, kr. ekskl. moms.

Trin

Industri- Spildevandsforsy- Spildevandsforsy-

anlæg: ningernes rense- ningernes rense-

10 m³/h

anlæg: 100 m³/h

anlæg: 250 m³/h

Kr./år

100.000

941.700

54.750

109.500

187.990

30.000

1.423.940

335.092

269.633

3.942

608.667

2.032.607

Kr./år

250.000

2.354.250

136.875

164.250

469.975

75.000

3.450.350

837.730

674.082

9.855

1.521.667

4.972.017

Elektricitet, 10.000 hhv. 100.000

kWh/år

Skift af kul, 2.737 hhv. 27.375 kg/år

Bortskaffelse af kul, 2.737 hhv.

27.3752 kg/år

Pasning, 240 hhv. 365 h/år

Service og vedligehold, 5 %

Drift og vedligehold af buffertank

Faste driftsudgifter:

Forbrug af jernchlorid, 3.132 hhv.

62.634 kg/år

Skift af harpiks, TP207, 372 hhv.

1.971 liter/år

Bortskaffelse af harpiks, 372 hhv.

1.971 kg/år

Variable driftsudgifter:

Totale driftsudgifter:

10.000

94.170

5.475

72.000

73.397

5.000

260.042

16.755

50.931

745

68.430

328.472

For et industrirenseanlæg, der kan rense 10 m³/h, er den årlige driftsomkostning anslået til

328.472 kr. eller svarende til en enhedsdriftsomkostning på 3.75 kr./m³. Et af spildevandsfor-

syningernes renseanlæg, der kan rense 100 m³/h, vil have en årlig driftsomkostning på 2 milli-

oner kr. svarende til en enhedsdriftsomkostning på 2,32 kr./m³. Der er stadig stordriftsfordele,

men besparelsen på driften er ikke helt så stor som for investeringsomkostningen. Nedenfor i

Figur 3-3 er vist en approksimation af driftsomkostningen som funktion af mængden af spilde-

vand indeholdende miljøfarlige stoffer.

Et industrirenseanlæg udleder i gennemsnit 85 µg/l Ni+Cu+Zn ud fra PULS-udtræk fra de 30

anlæg, som udleder tungmetalholdigt spildevand direkte til recipient. Spildevandsforsyninger-

nes renseanlæg udleder i gennemsnit 45 µg/l Ni+Cu+Zn. Det er forklaringen på, at der bruges

forholdsvis mere ionbytterharpiks på det lille industrianlæg end på spildevandsforsyningernes

renseanlæg. Hvad angår forbrug af aktivt kul, er forbruget proportionalt med vandflowet, da

det er spildevandets indhold af organiske stof (COD), som bestemmer, hvornår kullene skal

skiftes, og ikke mængden af fjernede syntetiske organiske stoffer, da mængden heraf er

mange størrelsesordener mindre end de almindelige organiske stoffer (COD) i spildevandet. I

mangel af COD-data antages, at COD-niveauet i industrispildevand er det samme som i ren-

set spildevand fra offentlige renseanlæg.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-3

35.000

30.000

25.000

20.000

15.000

10.000

5.000

Skalering af driftsomkostninger, kr./m³/h (ekskl. moms)

200

400

600

800

1.000

1.200

m3/h

Fordeling af omkostninger på miljøfarlige stoffer

I dette afsnit redegøres for, hvordan anlægs- og driftsomkostningerne fordeles ud på de ud-

valgte miljøfarlige stoffer. Fordelingen af omkostningerne foregår i tre dele:

Direkte omkostningsfordeling: Fordeling af omkostninger pr. rensetrin i forhold til, om rens-

ningen relaterer til de enkelte stoffer.

Variabel omkostningsfordeling: Fordeling af omkostninger efter koncentrationer.

Effektivitetsfordeling: Fordeling af omkostninger på baggrund af renseeffektivitet.

Først fordeles omkostninger ud på de miljøfarlige stoffer i forhold til, hvorvidt de frarenses ved

det pågældende rensningstrin. F.eks. er det kun arsen, der frarenses ved trin 1, hvorfor den

samlede omkostning ved trin 1 tildeles arsen. Derudover angiver vægtene den relative om-

kostningsfordeling stofferne imellem for det pågældende rensetrin. For trin 2 tildeles tungme-

tallerne vægten 1, hvorimod de organiske stoffer fjernes samlet. De organiske stoffer indgår

dermed i omkostningsfordelingen som en samlet kategori. Vægtene til den direkte omkost-

ningsfordeling kan ses i Tabel 3-9.

Tabel 3-9

Angivelse af direkte omkostningsfordeling

Trin 1

Trin 2

Trin 3

Trin 4

Øvrige

Organiske

stoffer

Total

Note: Metallerne er tillagt vægten 1, mens hver enkelt organiske stof tillægges vægten 1/7. De organiske stoffer

fremgår af Tabel 3-10.

Herefter fordeles omkostningerne efter koncentrationerne i spildevandet tilledt til rensningen.

Såfremt et af stofferne ikke findes i spildevandet, tildeles der ikke omkostninger til dette stof.

Dermed fordeles omkostningerne på færre stoffer. Det betyder også, at det for udvalgte stoffer

kan være muligt at undgå specifikke rensetrin og dermed spare anlægs- og

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

driftsomkostninger. Såfremt der ikke er arsen i spildevandet, er det ikke nødvendigt at inve-

stere i trin 1, hvormed denne investering og driftsomkostning kan udgå.

Omkostningsfordelingen justeres til sidst for renseeffektiviteten for de enkelte stoffer. Dermed

fordeles omkostningerne efter frarenset mængde af hvert stof.

Økonomiske konsekvenser ved rensning for MFS på et af

spildevandsforsyningernes renseanlæg

I det følgende bruges 'renseanlæg' som synonym for spildevandsforsyningernes renseanlæg.

Tilledning af miljøfarlige stoffer til et gennemsnitligt renseanlæg

I Tabel 3-4 vises den samlede belastning af 289 MBNDK-anlæg med miljøfarlige stoffer. Be-

lastningen på gennemsnitsanlægget fremgår af Tabel 3-10 nedenfor. Den organiske belast-

ning af et gennemsnitsanlæg svarer til 25.200 PE.

Tabel 3-10

Belastning og udledning for et gennemsnitligt MBNDK-renseanlæg. Ud-

ledningen fra MBNDK-anlægget er belastningen af de nye, tilføjede rensetrin (MFS-an-

læg) (baseret på udtræk fra PULS)

Stof

Arsen

Chrom

Kobber

Nikkel

Zink

Belastning (kg/år)

5,1

133

451

Udledning

(kg/år)

1,6

1,3

7,2

8,9

Benzylbutylphthalat

DEHP

Di(2-ethylhexyl)adipat

Diisononylphthalat

Benzo[a]pyren

Fluoranthen

Tributyltin (TBT)

(CO

)

(CH

)

1,7

0,64

0,17

0,62

0,0076

m³/år

0,14

4,0

0,12

1,6

0,0076

0,018

0,0059

Flow (Novana 2018)

2.010.000

Renseeffektivitet

Den foreslåede MFS-renseløsning medfører en reduktion for alle stoffer på nær chrom til eller

under miljøkvalitetskravene for både ferskvand og saltvand. Som tidligere nævnt i afsnit 3.2.4

renses arsen og chrom til 0,5 µg/l og kobber, nikkel og zink til 1 µg/l. De organiske stoffer for-

ventes at kunne fjernes helt.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-4

µg/l

Resterende mængder og udlederkrav, µg/l

Chrom

Nikkel

Arsen

Zink

Benzylbutylphthalat

Diisononylphthalat

Benz[a]pyren

DEHP

Tungmetaller

Resterende mængde

Frarenset mængde

Udlederkrav til saltvand

Di(2-ethylhexyl)adipat

Organiske stoffer

Udlederkrav til ferskvand

Gennemsnitligt renseanlæg på 250 m³/h

Baseret på investerings- og driftsomkostningerne for MFS-renseanlæg på 10 m³/h og 100 m³/h

angivet i afsnit 3.2.5 samt figurerne Figur 3-2 og Figur 3-3 er der udregnet de tilsvarende inve-

sterings- og driftsomkostninger for et gennemsnitligt MFS-renseanlæg på 250 m³/h med miljø-

farlige stoffer i spildevandet.

Den samlede investeringsomkostning for et gennemsnitligt MFS-renseanlæg, der kan rense

250 m³ pr. time eller 2,2 millioner m³ pr. år, er opgjort til 22 millioner kr., hvoraf 19 millioner kr.

tilfalder fjernelse af tungmetaller og de resterende 3 millioner kr. tilfalder fjernelse af organiske

stoffer. Andelene for investeringsomkostningerne svarer til de respektive andele for tungmetal-

ler og organiske stoffer, der frarenses. For det gennemsnitlige MFS-anlæg frarenses der årligt

86,3 kg tungmetaller og 11,6 kg organiske stoffer. Dette svarer til 1.348 kg tungmetaller og

181 kg organiske stoffer over anlæggets 25-årige levetid tilbagediskonteret med en rente på 4

5. Enhedsinvesteringsomkostningen set over hele perioden svarer til 0,71 kr./m³ for et MFS-

anlæg, der kan håndtere 250 m³ spildevand/time.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

Tributyltin (TBT)

Fluoranthen

Kobber

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-5

Investeringsomkostning og frarensede mængder for et gennemsnitligt

renseanlæg på 250 m

/h. Bemærk forskellige skalaer på y-aksen.

0,00

2,8

Investering i alt, mio. kr.

Investering, mio. kr

Tungmetaller

Frarenset mængder, kg

Organiske stoffer

Note: Fjernede mængder er de tilbagediskonterede mængder over anlæggets 25-årige levetid.

Den gennemsnitlige investeringsomkostning for fjernelse af tungmetaller er 13 kr. pr. tilledt

gram. Denne er fundet ved at dividere investeringsomkostningen med den tilbagediskonterede

nutidsværdi af det pågældende stof, der bliver fjernet i renseprocessen over en 25 års tidshori-

sont. Der er dog væsentlige forskelle på investeringsomkostningerne ved at fjerne de forskel-

lige typer af tungmetaller, jf. Tabel 3-11. Investeringsbidraget til arsen såvel som chrom udgør

5 kr. pr. gram, hvorimod bidraget for kobber, nikkel og zink udgør 13 kr. pr. gram. Det gennem-

snitlige investeringsbidrag for tungmetallerne udgør dermed 13 kr. pr. gram.

Tabel 3-11

Investeringsbidrag i kr./frarenset gram for et gennemsnitligt MFS-rense-

anlæg på 250 m

/h.

Investering

mio. kr.

Arsen

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Organiske stoffer i alt

0,08

0,07

18,6

3,3

Tilledt mængde

1.416

173

Investeringsbidrag

kr./g

Note 1. Den tilledte mængde er beregnet som den tilbagediskonterede mængde over 25 år.

Investeringsbidraget for de organiske stoffer udgør 19 kr. pr. gram for samtlige syv organiske

stoffer, der er medtaget i analysen.

Nutidsværdien af de årlige driftsomkostninger på ca. 5 millioner kr., jf. Tabel 3-12, til rensning i

MFS-anlæggets levetid udgør 78 millioner kr., hvoraf 39,1 millioner kr. tilfalder tungmetallerne,

og de resterende 38,6 millioner kr. tilfalder de organiske stoffer. Den høje andel af driftsom-

kostninger, der tilfalder de organiske stoffer, kommer primært af omkostningen til udskiftning af

kul. Udskiftningen af kul udgør alene halvdelen af driftsomkostningerne. Udskiftning af kul ud-

gør også det største driftsbidrag for fjernelsen af chrom. Et MFS-renseanlæg, der kan rense

250 m³/h, vil have en årlig driftsomkostning på ca. 5 millioner kr. svarende til en enhedsdrifts-

omkostning på 2,27 kr./m³

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-12

på 250 m

/h.

Driftsbidrag i kr./frarenset gram for et gennemsnitligt MFS-renseanlæg

Årlig driftsom-

kostning

kr.

Arsen

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Organiske stoffer

Noter:

Samlet drifts-

omkostning

mio. kr.

13,1

0,6

25,3

38,6

Tilledt

mængde

1.416

173

Driftsbidrag

kr./g

823

224

840.000

38.000

1.621.000

2.472.000

1. Den årlige omkostning er afrundet til nærmeste hele tusinde.

2. Den samlede driftsomkostning og tilledt mængde er beregnet som den tilbagediskonterede omkost-

ning/mængde over 25 år.

Driftsbidraget for arsen drives af omkostningen til jernchlorid på 840.000 kr. årligt, på trods af

at der i gennemsnit kun er 0,51 µg/l arsen og dermed kun fjernes 0,21 µg/l.

Der er regnet med en dosering på 10 mg/l jern, men hvis koncentrationen af arsen i det uren-

sede vand er meget lav, kan 5 mg/l jern være tilstrækkeligt. Det er valgt at bibeholde den høje

omkostning, svarende til en dosering på 10 mg/l, men på nogle anlæg vil behovet måske kun

være det halve.

De samlede særbidrag for et gennemsnitligt MFS-renseanlæg bliver 828 kr./g arsen, 45 kr./g

chrom, 31 kr./g kobber, nikkel og zink og 243 kr./g organisk stof.

Tabel 3-13

Særbidrag for et gennemsnitligt renseanlæg på 250 m

/h., kr./g

Investeringsbidrag

kr./g

Arsen

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Organiske stoffer

Driftsbidrag

kr./g

823

224

Samlet særbidrag

kr./g

828

243

Skalaforskelle

Større renseanlæg kan opnå stordriftsfordele, og dermed er omkostningen pr. m³ vand, der

renses, lavere. Det betyder, at omkostningen til at rense tungmetaller og organiske stoffer er

lavere pr. m³ og dermed også pr. gram, der frarenses (givet de samme koncentrationer).

Det samlede bidrag bestående af både investerings- og driftsbidraget er vist i Figur 3-6 neden-

for for et lille (50 m³/h), et gennemsnitligt (250 m³/h ) og et stort MFS-renseanlæg (1.000 m³/h).

Det samlede bidrag for arsen udgør ved et lille renseanlæg 879 kr./g mod 785 kr./g ved et stort

MFS-renseanlæg. Dermed er bidraget 12 % højere ved det lille MFS-renseanlæg. For chrom

er den samlede bidragssats henholdsvis 52 kr./g og 44 kr./g for et lille og stort MFS-rensean-

læg, altså en bidragsforskel på 17 %. Kobber, nikkel og zink har et samlet bidrag på 46 kr./g

ved et lille MFS-anlæg og 28 kr./g ved et stort MFS-anlæg. Den relative bidragsforskel er der-

med størst her med 64 %. For de organiske stoffer er det samlede bidrag henholdsvis 272

kr./g og 241 kr./g.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-6

kr./g

1.000

800

600

400

200

Samlet særbidrag afhængig af renseanlæggets størrelse, kr./g

Arsen

Lille renseanlæg

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Organiske stoffer

Gnsn. Renseanlæg

Stort renseanlæg

Note: De tre renseanlæg har samme koncentrationer af MFS, hvorfor forskellene i ovenstående samlede særbi-

drag alene skyldes skalafordele.

Totalinvestering for danske renseanlæg

Den samlede omkostning ved investering i 4-trins MFS-rensning på alle 289 MBNDK-anlæg i

Danmark vil beløbe sig til 6,35 milliarder kr. baseret på et gennemsnitsanlæg på 250 m³/h.

Den årlige meromkostning for driften vil beløbe sig til 1,43 milliarder kr. svarende til 22,5 milli-

arder kr. i nutidsværdi (levetid 25 år og diskonteringsrente på 4 %).

Tabel 3-14

Samlet investering ved opskalering af gennemsnitlige MFS-anlæg.

Antal anlæg

Investeringsomkostninger

Årlige driftsomkostninger

NPV af driftsomkostningerne

289

Mio. kr./anlæg

Mio. kr.

6.355

1.437

22.448

Adderes samtlige omkostninger for nutidsværdien af investeringerne og driftsomkostningerne,

fås en samlet omkostning i nutidskroner på 28,8 milliarder kr. Konverteres denne til en årlig

annuitet over de 25 år med en diskonteringsrente på 4 %, fås en årlig omkostning på 1,8 milli-

arder kroner for rensning for de miljøfarlige stoffer. Sættes samtlige omkostninger i nutidskro-

ner i forhold til en nutidsværdi af spildevandsmængden på de 289 renseanlæg, fås en omkost-

ning på 2,91 kr./m³ for rensning af de miljøfarlige stoffer. Dette er baseret på en årlig vandfø-

ring på 2,2 millioner m³ på et 250 m³/h time renseanlæg. Den aktuelle vandføring er 9 % la-

vere, og den samlede vandføring er årligt 580 millioner m³. Det betyder, at omkostningen til

rensning for de miljøfarlige stoffer bliver 3,2 kr./m³.

Den beregnede samlede anlægsomkostning er fremkommet ved at opskalere anlægsomkost-

ningerne for et gennemsnitligt MFS-anlæg. Gennemsnitsanlægget behandler en vandmængde

svarende til gennemsnittet for 289 MBNDK-renseanlæg. Gennemsnitsanlægget belastes med

tungmetaller og miljøfarlige organiske stoffer svarende til den samlede udledning fra MBNDK-

anlæg delt ligeligt ud på de 289 renseanlæg. Anlægsomkostningerne for det valgte rensekon-

cept er udelukkende afhængige af den hydrauliske belastning. Et tilsvarende forhold gør sig i

nogen grad gældende for driftsomkostninger. Det betyder, at de samlede omkostninger til

MFS-rensning ikke tager højde for, at der er et antal MBNDK-anlæg, som må forudses at over-

holde de foreslåede krav til MFS uden særlig MFS-rensning. Det samlede omkostningsestimat

er derfor, alt andet lige, overestimeret.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

3.2.7.1 Opskalering, hvor der tages højde for recipient og vandtilstand

Spildevandsforsyningernes renseanlæg med udløb til en fersk recipient eller en salt recipient

med dårlig vandtilstand skal leve op til kravene ved en fortynding på 10. Ved udløb til en salt

recipient med god vandtilstand kan en højere fortynding dog tillades. I nedenstående tabel er

de totale omkostninger opsummeret for samtlige 289 anlæg, hvor der er taget højde for de re-

lative udløb til henholdsvis fersk/salt recipient og god/dårlig vandtilstand. Vandføring til en

fersk recipient udgør 19 %, hvor vandføringen til salte recipienter med god og dårlig tilstand

udgør henholdsvis 55 % og 26 %. Der regnes dermed kun med en ændret fortyndingsfaktor

for 55 % af vandføringen.

Tabel 3-15

Samlet investering ved opskalering af gennemsnitlige MFS-anlæg under

hensyntagen til recipient og vandtilstand

Fortyndingsfaktor

Basis (10)

Investering mio.

kr.

6.355

5.645

5.441

5.210

5.029

4.907

Årlig driftsudgift

mio. kr.

1.437

907

790

746

716

691

NPV af drift mio.

kr.

22.448

14.172

12.334

11.651

11.180

10.794

Samlet investe-

ring mio. kr.

28.802

19.817

17.776

16.862

16.209

15.701

Ved en fortynding på 50 for spildevandsforsyningerne renseanlæg med udløb til en salt reci-

pient med god vandtilstand vil den samlede omkostning (investering og driftsomkostninger)

beløbe sig til 15,7 milliarder kr. i sammenligning med de 28,8 milliarder kr., hvor samme fortyn-

dingskrav gælder for samtlige anlæg.

Forskellen mellem basis (10) og fortyndingsfaktor 10 er, at i basis medtages samtlige fire ren-

setrin for alle 289 anlæg, hvorimod i fortyndingsfaktor 10 er det kun anlæggene, der overskri-

der miljøkvalitetskravene for tungmetallerne relateret til de specifikke rensetrin, der medtages i

beregningerne. Dermed opnås en lavere samlet investeringsomkostning, på trods af at fortyn-

dingsfaktoren er 10 i begge disse scenarier. Den mere detaljerede vurdering af hver anlæg i

forhold til recipient medfører en reduktion i den samlede omkostning (investering og driftsom-

kostninger) fra 28,8 milliarder kr. til 19,8 milliarder kr. Denne reduktion skyldes, at anlæggene

til en fersk recipient helt kan udelade rensetrin 1 og 25 % af anlæggene kan undvære rensetrin

3. Et anlæg, der udleder til en fersk recipient ved fortynding 10, kan dermed opnå en investe-

ringsreduktion på 1,26 millioner kr. og en årlig driftsreduktion på 1,5 millioner kr. sammenlignet

med den gennemsnitlige løsning.

For anlæg der udleder til en salt recipient er det 25 % af anlæggene, der kan undvære rense-

trin 1 og 67 % der kan undvære rensetrin 3. Dette medfører en investeringsreduktion på 2,7

millioner kr. i investerings- og 1,9 millioner kr. i årlige driftsomkostninger i sammenligning med

et gennemsnitligt MFS-anlæg.

3.2.7.2 Centralisering

Der er yderligere en generel tendens mod centralisering, hvorfor flere af de mindre anlæg luk-

kes. Investeres der kun i den yderligere 4-trins MFS-rensning på de store anlæg, opnås der

stordriftsfordele, hvormed den samlede investering og øgede driftsomkostning vil være lavere.

Ledes spildevandet til MFS-anlæg med en gennemsnitlig størrelse på 1.000 m³/h, vil den sam-

lede investering kun beløbe sig til 5,49 milliarder kr., og meromkostningen for driften vil beløbe

sig til 1,39 milliarder kr./år.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Derudover er der i beregningen af de samlede omkostninger ikke taget højde for anlægsspeci-

fikke forhold. Det betyder, at den samlede investering skal ses som et udtryk for omkostnin-

gen, såfremt der investeres i den fulde model på alle MBNDK-anlæg. Nogle MBNDK-anlæg vil

dog allerede have sandfiltrering, hvilket kan overflødiggøre trin 2, tryksandfilter, på sådanne

anlæg.

Tabel 3-16

Samlet investering ved større MFS-anlæg på 1.000 m³/h

Mio. m³/år

Investeringsomkostninger

Årlige driftsomkostninger

NPV af driftsomkostningerne

581

Mio. kr./m³/år

9,5

2,4

37,4

Mio. kr.

5.494

1.391

21.736

Følsomhedsanalyser på det gennemsnitlige MFS-renseanlæg

Der er foretaget en række følsomhedsanalyser for at teste robustheden af resultatet for det

gennemsnitlige renseanlæg. Følgende parametre er analyseret:

+/- 20 % investeringsomkostning

+/- 20 % driftsomkostning

3 % og 5 % diskonteringsrente.

Tabel 3-17 nedenfor viser konsekvenserne for særbidraget for de enkelte tungmetaller ved va-

riation af ovenstående parametre.

Tabel 3-17

Følsomhedsanalyse af beregnet særbidrag, kr./g

Arsen

Basis

Investeringsomkostning -20 %

Investeringsomkostning +20 %

Driftsomkostning -20 %

Driftsomkostning +20 %

Diskonteringsrente 3 %

Diskonteringsrente 7 %

533

531

534

427

638

532

533

Chrom

Kobber, nik-

kel og zink

Organiske

stoffer

229

226

233

187

272

227

231

Det ses, at en ændring i investeringsudgiften på 20 % har den forventede effekt på særbidra-

get, da bidraget stiger ved stigende investeringsomkostninger og falder ved faldende investe-

ringsomkostninger. Den største procentuelle stigning kommer for bidraget for kobber, nikkel og

zink på omkring 9 %, mens der kun er en marginal effekt på de øvrige bidrag.

Ved en tilsvarende stigning eller fald i driftsomkostningerne har det den forventede effekt på

bidraget, og effekten på bidraget er tilsvarende større, da nutidsværdien af driftsomkostnin-

gerne er ca. tre gange større end investeringsomkostningen.

Anvendes en diskonteringsrente på 3 %, tillægges der større værdi af nutidsværdien af drifts-

omkostninger samt af mængderne af miljøfarlige stoffer. Det indebærer således, at enhedsom-

kostningen til at fjerne de miljøfarlige stoffer falder. Anvendes derimod en diskonteringsrente

på 5 %, tillægges der mindre værdi af nutidsværdien af driftsomkostningerne samt af mæng-

derne af miljøfarlige stoffer. Det indebærer således, at enhedsomkostningen til at fjerne de

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

miljøfarlige stoffer stiger, da investeringsomkostningen vægter relativt mere ved høje diskonte-

ringsrenter.

Den samlede omkostning for et renseanlæg/en virksomhed ved ændringer i ovennævnte para-

metre afhænger af virksomhedens udledning af miljøfarlige stoffer.

3.3

Virksomheder med direkte udledning

Aktuelle udløbskoncentrationer og vandmængder

De aktuelle udløbskoncentrationer og vandmængder er udtrukket af Miljøstyrelsen fra PULS-

databasen, som omtalt ovenfor i afsnit 3.1.4.

I materialet fra Miljøstyrelsen er der 78 virksomheder, der udleder spildevand direkte til reci-

pient. Heraf er der 30 virksomheder, for hvilke der er kvantitative oplysninger om koncentratio-

nerne i spildevand af et eller flere af de 12 miljøfarlige stoffer og udledte spildevandmængder.

Det drejer sig primært om tungmetaller og i nogle tilfælde PAH. For de øvrige af de 14 ud-

valgte stoffer foreligger der ikke konkrete data for eventuelle koncentrationer i udledningerne.

Miljøstyrelsen har dog ud fra de pågældende virksomheders produktion vurderet, at spildevan-

det også kan indeholde et eller flere af stofferne ud over dem, der er udlederkrav til i dag.

Eksisterende renseanlægs effektivitet i relation til de omfattede

stoffer

For de 30 virksomheder, der foreligger data for, fremgår følgende af materialet:

Alle 30 virksomheder udleder tungmetaller

15 udleder arsen

26 udleder chrom

28 udleder kobber

30 udleder nikkel

27 udleder zink

8 udleder benz[a]pyren

6 udleder fluoranthen

1 udleder DEHP

1 udleder tributyltin (TBT).

Det udledte vand er opdelt på kategorier for de 29 virksomheder omfattet af analysen

21 industrispildevand, 10.053.247 m³/år

6 overfladevand, 199.051 m³/år

1 kølevand, 7.500 m³/år

1 perkolat, 1.847 m³/år.

Ud fra kendskabet til virksomhedernes produktion fremgår det, at der er mange forskellige

slags industrispildevand, hvilket gør det meget vanskeligt at angive to til tre relevante rense-

metoder, som der kan gennemføres beregninger for. Der kræves et indgående kendskab til de

enkelte virksomheder for at finde en egnet løsning.

Af de 29 virksomheder udleder 18 til saltvand, og 11 udleder til ferskvand. En opgørelse fordelt

på tungmetaller fremgår af følgende tabel.

Der er udarbejdet variationer af virksomhedernes omkostninger i kapitel 3.3, hvorfor der ikke er udarbejdet en specifik følsomhedsanalyse i

afsnittet.

Da Ll. Thorup gaslager udgør en meget stor del af hele vandmængden fra de 30 virksomheder, og da gaslageret på ingen måde kan sam-

menlignes med industrivirksomhederne, er det vedtaget at se bort fra Torup gaslager ved de økonomiske beregninger. Det kan do g næv-

nes, at koncentrationen Cu, Ni og Zn i det udledte spildevand fra Torup gaslager ligger inden for de anvendte udlederkrav, mens der er tale

om moderate overskridelser for As og Cr.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-18

Udledte mængder af tungmetaller til henh. ferskvand og saltvand

11 virksomheder til ferskvand

kg/år

Middel:

µg/l

1,1

0,60

3,2

6,2

Nye krav,

µg/l

4,3

0,16

1,0

4,0

7,8/3,1

18 virksomhed til saltvand

kg/år Middel, µg/l

8,7

113

558

5.973.122

682

1,5

6,9

6,3

Nye krav,

µg/l

0,6

0,16

1,0

8,6

7,8

29 virksomhe-

der

kg/år

139

682

10.261.644

1.171

Vand, m³/år

Vand, m³/h

4,6

2,6

124

4.288.522

490

De 11 virksomheder, der udleder til ferskvand har tilsyneladende lettest ved at overholde de

skønnede nye krav for arsen, mens virksomhederne i gennemsnit overskrider de anvendte ud-

lederkrav for de fire øvrige tungmetaller. Der kan dog sagtens være en eller flere virksomhe-

der, der kan overholde de foreslåede nye krav for et eller flere metaller.

De 18 virksomheder, der udleder til saltvand, udleder generelt mere af samtlige fem tungme-

taller, og de gennemsnitlige koncentrationer for alle 18 virksomheder ligger betydeligt over de

nye, skønnede krav.

I nedenstående tabel er lavet en sammenligning mellem de 29 virksomheders direkte udled-

ninger og udledning fra spildevandsforsyningernes renseanlæg.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-19

Sammenligning mellem virksomhedernes direkte udledning og udled-

ning fra spildevandsforsyningernes renseanlæg.

Udløb, rensean- Udløb, industri

læg

kg/år

Arsen

Chrom

Kobber

Nikkel

Zink

Cu+Ni+Zn

463

376

2.081

2.586

21.757

26.424

kg/år

139

682

873

Benzylbutylphthalat

DEHP

Di(2-ethylhexyl)adipat

Diisononylphthalat

Benzo[a]pyren

Fluoranthen

Tributyltin (TBT)

Sum org. Stoffer

(CO

)

(CH

)

1.144

464

2,2

5,2

1,7

1.693,2

0,17

1,17

0,14

1,5

Flow fra alle anlæg i Danmark, m³/år

Flow fra 36 anlæg (MBNDK), m³/år

Flow fra 29 industrianlæg, m³/år

580.541.808

299.364.267

10.261.644

Bedste tilgængelige teknikker (BAT) i relation til de omfattede

stoffer

Det er en krævende opgave at finde de bedst egnede løsninger for de enkelte virksomheder,

hvilket også er uden for rammerne af nærværende projekt. De optimale løsninger for speci-

fikke virksomheder vil ofte omfatte en række interne foranstaltninger med vandcirkulation, gen-

vinding og substitution. Det mest nærliggende til nærværende formål er at anvende en stan-

dardløsning for alle 29 virksomheder, hvad enten de udleder til ferskvand eller saltvand. Det

kunne være den samme, som anvendes på de offentlige renseanlæg, men der er ingen tvivl

om, at denne metode er uegnet for flere virksomheder, hvor der måske findes simplere og billi-

gere løsninger. Denne standardløsning er dog anvendt til de økonomiske beregninger, da det

inden for projektets rammer ikke har været muligt at gå i detaljer med de enkelte virksomhe-

der.

Der er 21 virksomheder, der udleder industrispildevand, og da disse virksomheder har en me-

get forskellig produktion, vil der være mange forskellige mulige BAT-løsninger. Der er først og

fremmest tale om løsninger, der er integreret i produktionsprocessen, eller løsninger, hvor det

er muligt at behandle delstrømme og genanvende vand og kemikalier og derved nedbringe

produktion af affald og udledning af spildevand. Anvendelse af membranprocesser eller andre

avancerede metoder på delstrømme vil ofte være en mulig løsning.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

En end-of-pipe-løsning vil kun sjældent være en BAT-løsning, hvis den står alene. I denne un-

dersøgelse har COWI givet de ressourcer der har været til rådighed - valgt at gennemføre

økonomiske beregninger for en end-of-pipe-løsning

Teknikker og enhedsomkostninger til at nedbringe

koncentrationen til kravværdier

Den standardløsning, COWI har foreslået for spildevandsforsyningernes renseanlæg, vil vi

også benytte til de økonomiske beregninger på udledninger fra industrien. Løsningen er:

Trin 1:

Trin 2:

Trin 3:

Trin 4:

Dosering af jern for at fælde arsen

Filtrering i et tryksandfilter

Rensning i et aktivt kulfilter (2-søjle-anlæg)

Rensning ved selektiv ionbytning (TP207, 2-søjle-anlæg).

Denne standardløsning er dog uegnet til de vandtyper, som indeholder meget organisk stof

(høj COD), da driftsomkostningerne til kul bliver meget høje. For visse typer industrispildevand

kan der ikke forventes de samme gode resultater som dem, der kan forventes opnået på spil-

devand fra offentlige renseanlæg. Faktisk er det meget vanskeligt at angive præcist, hvor me-

get tungmetal der kan fjernes ved selektiv ionbytning på industrispildevand.

Det er ved beregningerne forudsat, at det med denne løsning kan lade sig gøre at komme ned

på følgende koncentrationer af tungmetaller

Arsen = 0,4 µg/l

Chrom = 0,4 µg/l

Nikkel = 1 µg/l

Kobber = 1 µg/l

Zink = 1 µg/l.

Hvad angår de syv syntetiske organiske stoffer har COWI ikke nogen dokumentation for, om

det kan lade sig gøre at komme ned på de nye foreslåede grænseværdier ved rensning med

aktivt kul, men det er her antaget, at det er tilfældet.

Investering og driftsomkostninger er beregnet for to forskellige anlægsstørrelser 10 m³/h og

100 m³/h. Modulet på 10 m³/h kan anvendes til beregning for virksomheder op til ca. 30 m³/h.

Modulet på 100 m³/h kan anvendes til de større virksomheder over 30 m³/h. Både investering

og driftsudgifter beregnes i forhold til det aktuelle flow.

Det er ikke umiddelbart muligt at regulere renseprocessen, så den kan give bedre eller dårli-

gere renseresultat. Der er heller ingen ekstra renseprocesser, som umiddelbart kan kobles på

for at opnå bedre rensning. Hvis der på det enkelte anlæg ikke opnås det ønskede resultat

med den foreslåede renseløsning, vil det være nødvendigt at gennemgå den enkelte virksom-

hed i detaljer for at finde frem til en optimal renseløsning, som er mere integreret i hele virk-

somhedens produktion.

Økonomiske konsekvenser ved rensning på virksomhedsniveau

Der beregnes først omkostninger for en gennemsnitlig virksomhed, der ønsker at etablere spil-

devandsrensning på virksomheden ved udledning til ferskvand og derefter til saltvand.

Det er ikke utænkeligt, at nogle virksomheder vil kunne løse problemet på en anden og billigere måde, men det har ikke været muligt at

regne på sådanne løsninger i denne opgave.

Det er dog usikkert, om man kan nå ned på dette niveau for alle typer industrielle udledninger.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Gennemsnitlig virksomhed med udledning af spildevand til ferskvand

De 11 virksomheder, der udleder spildevand til ferskvand, udleder i gennemsnit 1,1 µg/l arsen,

0,6 µg/l chrom, 3,2 µg/l kobber, 6,2 µg/l nikkel og 29 µg/l zink i spildevandet. De udleder under

0,15 µg/l organisk stof af de syv syntetiske organiske stoffer, der er i fokus i dette projekt. Med

undtagelse af arsen udleder virksomhederne i gennemsnit højere koncentrationer af tungme-

taller, end de skønnede udlederkrav tilsiger. Den gennemsnitlige virksomhed, forstået som

gennemsnittet af de 11 virksomheder, med udledning af spildevand til ferskvand har et middel-

flow på 45 m³/h, eller hvad der svarer til ca. 390.000 m³ pr. år.

I gennemsnit overholder virksomhederne arsenkravet. Det er derfor ikke alle virksomheder,

der behøver rensetrin 1, som udelukkende udføres for at udfælde arsen. Rensetrinnet og de

dertilhørende omkostninger i beregningerne for den gennemsnitlige virksomhed til ferskvand

er ikke inkluderet, da det kun er tre af de 11 virksomheder, der udleder arsen i koncentrationer

højere end udlederkravene.

Virksomhedernes udledning af organiske stoffer er lav og under de anvendte udlederkrav,

hvorfor rensetrin 3 ikke medtages i beregningerne. Dermed beregnes der heller ikke en om-

kostning ved at fjerne organiske stoffer. Rensetrin 3 frarenser også chrom, hvorfor det kan fo-

rekomme, at det ikke er muligt at nå ned på 0,5 µg/l som antaget i beregningerne. Dermed kan

det være, at omkostningen til frarensning af chrom undervurderes. Figur 3-7 viser den gen-

nemsnitlige udledning af miljøfarlige forurenende stoffer fra virksomheder til udlederkravene

for ferskvand.

Figur 3-7

µg/l

Arsen

Kobber

Nikkel

Chrom

Gennemsnitlig udledning fra virksomheder til ferskvand og udlederkrav.

Benzylbutylphthalat

Benz[a]pyren

Zink

Di(2-ethylhexyl)adipat

Diisononylphthalat

Tungmetaller

Organiske stoffer

Gennemsnitlig udledning til fersk recipient

Udlederkrav til ferskvand

Investeringsomkostningen for en gennemsnitlig virksomhed, som udleder til ferskvand, belø-

ber sig til 6 millioner kr. Det svarer også til en enhedsinvesteringsomkostning på 1,09 kr./m³

set over hele renseanlæggets levetid på 25 år. Mængden af de tilledte tungmetaller er over

renseanlæggets levetid 244 kg chrom, kobber, nikkel og zink, svarende til et gennemsnitligt

investeringsbidrag på 25 kr./g, som illustreret i nedenstående Tabel 3-20.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

Tributyltin (TBT)

DEHP

Fluoranthen

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-20

Investeringsbidrag i kr./frarenset gram.

Investering

mio. kr.

Tilledt mængde

234

Investeringsbidrag

kr./g

Chrom

Kobber, nikkel og zink

0,03

6,0

Note: Den tilledte mængde er beregnet som den tilbagediskonterede mængde over 25 år.

Investeringsbidraget for hhv. et gram chrom eller et gram kobber, nikkel og zink varierer såle-

des mellem 8 kr./gram for chrom, og 26 kr./gram for kobber, nikkel og zink.

De årlige driftsomkostninger og de tilledte mængder miljøfarlige forurenende stoffer samt det

beregnede driftsbidrag til rensning af miljøfarlige stoffer er vist i Tabel 3-21.

Tabel 3-21

Driftsbidrag i kr. pr. gram.

Årlig driftsom-

kostning

kr.

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Note:

Samlet drifts-

omkostning

mio. kr.

0,0

7,1

Tilledt

mængde

234

Driftsbidrag

kr./g

2.000

455.000

1. Den årlige omkostning er afrundet til nærmeste hele tusind.

2. Den samlede driftsomkostning og frarensede mængde er beregnet som den tilbagediskonterede

omkostning/mængde over 25 år.

Driftsbidraget for at fjerne hhv. et gram chrom eller et gram kobber, nikkel og zink varierer me-

get. Driftsbidraget for at fjerne et gram chrom er 7 kr., mens driftsbidraget er 30 kr./g kobber,

nikkel og zink.

Samles investeringsbidraget og driftsbidraget til et samlet bidrag for at fjerne tungmetallerne,

bliver bidragene som illustreret i Tabel 3-22.

Tabel 3-22

Bidrag eller omkostning for en gennemsnitlig virksomhed, som etablerer

et gennemsnitligt renseanlæg, kr./g med udledning til ferskvand.

Investeringsbidrag

kr./g

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Driftsbidrag

kr./g

Samlet særbidrag

kr./g

Det samlede bidrag eller omkostning for en gennemsnitlig virksomhed med udledning til fersk-

vand for rensning for chrom er 15 kr./g, mens det for kobber, nikkel og zink er 56 kr./g. Dette

bidrag er en lidt fiktiv størrelse, da det ikke er udtryk for, hvad virksomheden skal betale. Virk-

somheden skal betale hele investeringsomkostningen og de årlige driftsomkostninger. Det be-

regnede 'særbidrag' på virksomhedsniveau er et udtryk for, hvad det vil koste virksomheden at

fjerne de forskellige tungmetaller udtrykt i kr. pr. gram.

Gennemsnitlig virksomhed med udledning til saltvand

De 18 virksomheder, der udleder til saltvand, udleder i gennemsnit 1,5 µg/l arsen, 6,9 µg/l

chrom, 6,3 µg/l kobber, 19 µg/l nikkel og 93 µg/l zink. De udleder under 0,15 µg/l organisk stof.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Virksomhederne udleder i gennemsnit tungmetaller i højere koncentrationer end de nye, skøn-

nede miljøkvalitetskrav. Den gennemsnitlige virksomhed med udledning til saltvand har et mid-

del-flow på 38 m³/h eller 330.000 m³ pr. år.

Figur 3-8

µg/l

Arsen

Kobber

Chrom

Gennemsnitlig udledning fra virksomheder til saltvand og udlederkrav.

Benzylbutylphthalat

Di(2-ethylhexyl)adipat

Tungmetaller

Gennemsnitlig udledning til salt recipient

Organiske stoffer

Udlederkrav til saltvand

Investeringsomkostningen for en gennemsnitlig virksomhed med udledning til saltvand beløber

sig til 6,0 millioner kr. Det svarer også til en enhedsinvesteringsomkostning på 1,28 kr./m³ set

over hele renseanlæggets levetid på 25 år. Nutidsværdien af de tilledte tungmetaller er over

anlæggets levetid 658 kg tungmetaller, svarende til et gennemsnitligt investeringsbidrag på 9

kr./g, som illustreret i nedenstående Tabel 3-23.

Tabel 3-23

Investeringsbidrag i kr./frarenset gram.

Investering

Mio. kr.

Arsen

Chrom

kobber, nikkel og zink

Tungmetaller i alt

0,1

0,3

5,7

6,0

Tilledt mængde

615

658

Investeringsbidrag

kr./g

Note: Den tilledte mængde er beregnet som den tilbagediskonterede mængde over 25 år.

Investeringsbidraget for at fjerne et gram af hver af de fem tungmetaller varierer således mel-

lem 8 kr./g for chrom, 9 kr./g for kobber, nikkel og zink, og 10 kr./g for arsen.

De årlige driftsomkostninger og de frarensede mængder miljøfarlige stoffer samt det bereg-

nede driftsbidrag til rensning af miljøfarlige stoffer er vist i Tabel 3-24.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

Diisononylphthalat

Tributyltin (TBT)

Benz[a]pyren

DEHP

Fluoranthen

Nikkel

Zink

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-24

Driftsbidrag i kr./frarenset gram.

Årlig driftsom-

kostning

kr.

Samlet drifts-

omkostning

Mio. kr.

2,8

0,2

6,8

Frarenset

mængde

615

Driftsbidrag

kr./g

371

Arsen

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Note:

178.000

16.000

438.000

1. Den årlige omkostning er afrundet til nærmeste hele tusind.

2. den samlede driftsomkostning og frarensede mængde er beregnet som den tilbagediskonterede om-

kostning/mængde over 25 år.

Driftsbidraget for at fjerne et gram af hver af tungmetallerne varierer meget. Driftsbidraget for

at fjerne et gram chrom er 7 kr., og 371 kr./g for arsen, mens driftsbidraget er på 11 kr./g for

kobber, nikkel og zink.

Samles investeringsbidraget og driftsbidraget til en samlet omkostning eller et samlet bidrag

for at fjerne tungmetallerne, fås bidragene som illustreret i Tabel 3-25.

Tabel 3-25

Særbidrag eller omkostning for en gennemsnitlig virksomhed som etab-

lerer et gennemsnitligt renseanlæg, kr./g med udledning til saltvand

Investeringsbidrag

kr./g

Arsen

Chrom

Kobber, nikkel og zink

Driftsbidrag

kr./g

371

Samlet særbidrag

kr./g

381

Det samlede bidrag eller den samlede omkostning for en gennemsnitlig virksomhed med ud-

ledning til saltvand for rensning for arsen er 381 kr./g, for chrom 14 kr./g, mens det for kobber,

nikkel og zink er 20 kr./g. Dette bidrag er som tidligere nævnt en fiktiv størrelse, da det ikke er

udtryk for, hvad virksomheden skal betale. Virksomheden skal betale hele investeringsomkost-

ningen og de årlige driftsomkostninger. Det beregnede bidrag på virksomhedsniveau er et ud-

tryk for, hvad det vil koste virksomheden at fjerne de forskellige tungmetaller udtrykt i kr. pr.

gram.

Udfaldsrum for samlede bidrag

Beregnes investerings- og driftsomkostninger for samtlige 29 virksomheder med direkte udled-

ning til recipient, opnås bidrag fra få kr. pr. gram frarenset op til flere tusinde kr. pr. gram fra-

renset. Den store variation skyldes store variationer i virksomhedernes udledninger og kon-

centrationer af miljøfarlige stoffer.

I denne beregning er der overordnet taget højde for, hvorvidt rensetrin 1 og 3 er nødvendige.

Der er dog ikke foretaget en specifik vurdering for hver virksomhed. Udfaldsrummet skal derfor

ses som en øvre grænse for hver virksomhed, da der vil kunne iværksættes tiltag i produktio-

nen frem for en end-of-pipe-totalløsning.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 3-9

8.000

7.000

6.000

5.000

4.000

3.000

2.000

1.000

Samlet bidrag kr./g afhængig af anlæggets kapacitet i m³/h

100

m³/h

Chrom

150

200

Arsen

Kobber, nikkel og zink

Der er stor forskel på de beregnede bidrag for de analyserede virksomheder. Det ses, at for de

fleste virksomheder udgør det beregnede bidrag for tungmetallerne op til 1.000 kr./g. Der er

dog for nogle virksomheder med et lavt middel-flow, der er nødt til at foretage relativt store in-

vesteringer, hvorfor de opnår høje bidrag på over 1.000 kr./g tungmetal.

For arsen spænder det samlede bidrag fra en laveste værdi på 33 kr./g til 7.249 kr./g og en

median på 159 kr./g. Det gennemsnitlige bidrag er 967 kr./g.

Udfaldsrummet for chrom er både smallere og lavere, idet det laveste bidrag er på kun 3 kr./g

og op til 2.315 kr./g. Medianen er beregnet til 32 kr./g.

For kobber, nikkel og zink er medianen 90 kr./g. og med en gennemsnitsværdi på 485 kr./g.

Udledningen af organiske stoffer er lav for de analyserede virksomheder, hvorfor der ikke inve-

steres i et kulfilter. Det samlede bidrag til organiske stoffer tildeles derfor alene fra sandfilteret

og de øvrige omkostninger. Gennemsnittet for de samlede bidrag er på 60 kr./g og medianen

11 kr./g.

Figur 3-10

frarenset

Udfaldsrum for samlede bidrag for de analyserede virksomheder, kr./g

Note: Bemærk at aksen er skåret ved 1.000 kr./g. Dermed er seks datapunkter ikke vist. De indgår stadig i bereg-

ningen af median og kvartiler.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Samlet omkostning for samtlige virksomheder med direkte udledning

Investerer samtlige 29 virksomheder i en lokal end-of-pipe-renseløsning, beløber den samlede

investering sig til 157 millioner kr. og en årlig driftsomkostning på 13 millioner kr. Den årlige

merudgift (investerings- og driftsbidrag) beløber sig dermed til 23,2 millioner kr. for virksomhe-

derne sammenlagt.

18 af de 29 virksomheder udleder til en salt recipient, hvor der er mulighed for en højere for-

tyndingsfaktor end 10. Ved en højere fortyndingsfaktor vil virksomheder, der udleder til en salt

recipient, skulle leve op til mindre restriktive krav og kan dermed i visse tilfælde undgå speci-

fikke rensetrin, hvorved de samlede omkostninger bliver lavere. I tabellen nedenfor viser vi

konsekvenserne af forskellige fortyndingsfaktorer.

Tabel 3-26

Samlet investeringsniveau for de 29 virksomheder ved højere fortynding

ved salt recipient

Fortyndingsfaktor

berøres af ændringen i fortynding.

Total investering

mio. kr.

157

155

152

150

149

Årlig driftsomkost-

ning mio. kr.

Årlig merudgift

mio. kr.

23,2

22,7

21,7

21,2

21,1

Note: tabellen indeholder omkostninger for samtlige 29 virksomheder, selvom det kun er de 18 virksomheder, der

Da der ikke foreligger data for de øvrige virksomheder med direkte udledning, er det ikke mu-

ligt at ekstrapolere beregningerne til et estimat for de samlede udgifter for alle virksomheder i

Danmark med direkte udledning. Derfor handler det her om et underkantsskøn.

On-location rensning eller tilledning til renseanlæg

I dette afsnit beregner COWI omkostningerne ved at investere i en lokal end-of-pipe-renseløs-

ning for virksomheder med direkte udledning. Det antages samtidig, at disse gennemsnitlige

omkostninger vil svare til den gennemsnitlige omkostning for en tilsvarende investering for en

virksomhed, som i forvejen har tilledning til et renseanlæg.

Ved implementering af de nye udlederkrav antager vi, at virksomheder der er tilsluttet spilde-

vandsforsyningerne renseanlæg, vil kunne vælge enten at investere i lokale renseløsninger på

selve virksomheden, hvorved de undgår at betale særbidrag, eller vælge fortsat at tillede stof-

ferne til renseanlægget og betale særbidrag som hidtil.

En gennemsnitlig virksomhed med direkte udledning vil have en årlig meromkostning (inkl. in-

vesterings- og driftsbidrag) på 840.000 kr. til rensning af tungmetaller og organiske stoffer. I

gennemsnit vil prisen for at få renset spildevandet på spildevandsforsyningens renseanlæg

være 1.306.000 kr. Det høje gennemsnit ved at betale særbidrag skyldes, at fire virksomheder

vil opleve en markant højere omkostning ved at betale særbidrag frem for selv at investere i en

renseløsning.

Der er dog stor forskel på de enkelte virksomheder, med hensyn til om det er mest økonomisk

at rense ved kilden eller betale særbidrag. For virksomhederne, der i dag udleder direkte til en

Beregningerne er baseret på foreliggende data og en antagelse om, at alle virksomheder med udledning

til salt recipient har god vand tilstand.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

recipient, vil det være fordelagtigt for 20 ud af de 29 virksomheder at betale særbidrag frem for

at rense lokalt og udlede direkte til miljøet med den foreslåede renseløsning. Besparelsen ved

at betale særbidrag frem for selv at rense kommer typisk af, at disse virksomheder udleder en

forholdsvis lille årlig vandmængde og/eller kun udleder koncentrationer lige over de nye udle-

derkrav. For de resterende ni virksomheder vil det være billigst at etablere en lokal løsning.

Figur 3-11

ning

100%

80%

60%

40%

20%

-20%

-40%

-60%

-80%

-100%

Note: Den årlige omkostning er beregnet på særbidragsmetoden og indeholder både investerings- og driftsbidra-

get. For fire af virksomhederne er det mere end 100 % dyrere at betale særbidrag frem for at etablere en lokal

løsning.

Difference i årlig omkostning ved central løsning i forhold til lokal løs-

Besparelse

ved lokal

rensning

Besparelse

ved central

rensning

Hvis hver virksomhed vælger den for dem billigste løsning, vil den årlige merudgift beløbe sig

til 15,5 millioner kr. for samtlige 29 virksomheder. Til sammenligning ville den årlige merudgift

beløbe sig til 18,7 millioner kr., hvis alle virksomhederne investerede i egne end-of-pipe løs-

ninger fremfor at lede til renseanlæg.

3.4

To case-eksempler

Der er udarbejdet to case-eksempler for henholdsvis et renseanlæg (spildevandsforsyning) og

en virksomhed med direkte udledning

. Hensigten med casen er ikke at give et 'repræsenta-

tivt' eksempel, men derimod et illustrativt eksempel, som supplerer de kvantitative gennem-

snitsberegninger, som i øvrigt er gennemført. Begge case-eksempler indeholder kvalitative be-

skrivelser af de udfordringer, de konkrete anlæg står overfor i forhold til at leve op til de nye

udlederkrav:

Hvilke overvejelser sætter udsigten til nye udlederkrav i gang?

Hvilke stoffer giver især udfordringer?

Hvilke teknologier skal indføres for at kunne leve op til nye udlederkrav?

Omkostninger forbundet med nødvendige investeringer?

Investeringshorisont?

Og for virksomheden: konsekvenser for konkurrencevilkårene?

Virksomhed og renseanlæg er udvalgt ud fra COWIs kendskab til området. For hver case er der gennemført 3 -4 interviews med relevante

repræsentanter.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Case fra et renseanlæg

Case-renseanlægget er et MBNDK-anlæg med primærtrin og anaerob udrådning af slam. An-

lægget udleder via havledning til saltvand. Slammet komposteres, men er tæt på at opfylde

kravene til direkte udbringning på landbrugsjord.

Anlægget er beliggende i byområde nær havnen, og den dominerende andel af belastningen

kommer fra husholdninger og bymæssig erhvervsvirksomhed som kontorer og forretninger.

Lokal produktion på kendte industrivirksomheder er nedlagt, og kun småindustri belaster i dag

renseanlægget.

Anlægsstørrelsen svarer nogenlunde til et gennemsnitligt MBNDK-anlæg. Med den nuvæ-

rende spildevandssammensætning er renseanlægget vurderet til en kapacitet svarende til ca.

30.000 PE. Den organiske belastning i 2019 var ca. 26.000 PE, og den gennemsnitlige spilde-

vandsbelastning var ca. 300 m³/h (2.600.000 m³/år i 2019). Under kraftig regn aflastes delvist

renset spildevand til recipienten, mens resten, ca. 270 m³/h (2.330.000 m³/år i 2019), udledes

til recipienten efter fuld rensning.

Fra PULS har COWI hentet nedenstående data for udledning af fuldt renset spildevand til reci-

pient (saltvand) fra anlægget.

Tabel 3-27

Samlede koncentrationer og mængder af tungmetaller og syntetiske

stoffer før og efter rensning (gennemsnitstal for 2013-2016)

Stof

Før ekstra MFS-rensetrin

Efter ekstra MFS-rensetrin

Fjernet

Udlederkrav

Havvand

µg/l

Arsen, As

Chrom, Cr

Kobber, Cu

Nikkel, Ni

Zink, Zn

Cu+Ni+Zn

As+Cr+Cu+Ni+Zn

1,0

1,4

23,8

4,7

86,3

114,9

117,3

g/år

2.330

3.340

55.458

11.029

201.170

267.658

273.328

µg/l

0,5

g/år

1.165

2.330

6.990

9.321

g/år

1.165

2.175

53.128

8.699

198.840

260.667

264.007

µg/l

0,6

0,16

8,6

7,8

17,4

18,16

Benzylbuthylphthalat

DEHP

Di(2-ethylhexyl)adipat

Diisononylphthalat

Benz[a]pyren

Fluoranthen

Tributyltin (TBT)

0,1

2,9

0,1

0,3

0,01

0,0

233

6.649

233

590

233

6.649

233

590

0,00017

0,0063

0,0002

1,3

0,048

COD (2019)

24.000

55.923.840

Kilde: PULS-databasen (for data før ekstra MFS-rensetrin (lig med data for nuværende udledning))

I skemaet er indsat den forventede restkoncentration af tungmetal efter den standardrenseløs-

ning, som i eksemplet tænkes anvendt på case-renseanlægget. Koncentrationen før rensning

er de gennemsnitsværdier, som virksomheden har udledt efter fuld MBNDK-rensning fra 2013

til og med 2016. Aflastede mængder er ikke medtaget.

En standardløsning for anlægget vil se således ud:

Trin 1: Dosering af jernchlorid (fældning af arsen + flokkulering)

Trin 2: Filtrering i tryksandfilter (fjernelse af organisk slam og udfældede tungmetaller)

Trin 3: Rensning i et aktivt kulfilter (fjernelse af syntetiske organiske stoffer og Cr)

Trin 4: Rensning ved selektiv ionbytning (fjernelse af Cu, Ni, Zn).

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Det skal bemærkes, at det vil være nødvendigt med en buffertank (1.600 m³ total volumen) til

udligning af de spildevandsmængder, som tilføres de ekstra rensetrin. Udgifter forbundet her-

med er medtaget i økonomioverslaget. På renseanlægget er der installeret udstyr til dosering

af fældningskemikalier til fældning af restfosfor. I dag benyttes et aluminiumsbaseret kemikalie

til fosforfældningen, men kemikalieanlægget kan benyttes til jernklorid og evt. som oven-

nævnte trin 1 med små modifikationer.

I efterfølgende tabel er samlet de økonomital (nutidsværdi), der har været til rådighed for den

valgte løsning med en kapacitet på 300 m³/h og en belastning på 270 m³/h.

Tabel 3-28

på anlægget.

Investering i udstyr, bygning, montage og installation og driftsudgifter

Investering i udstyr, bygning, montage og installation, kr.

Driftsudgifter:

Faste driftsudgifter (el, vedligehold og drift), kr./år

Variable driftsudgifter (kemikalier, ionbyttermasse, affald), kr./år

Driftsudgifter total, kr./år

Driftsudgifter pr. g fjernet tungmetal, kr./g

24.000.000

3.600.000

2.700.000

6.300.000

23,91

Renseanlægget ligger i bebygget område nær kysten. En udvidelse med nye rensetrin vil

kræve udvidelse af anlæggets areal, hvilket pga. beliggenheden er vanskelig. Nye krav om

yderligere rensning kan derfor betyde, at anlægget skal flyttes. Desuden kan det forudses, at

nye bygværker på det nuværende anlæg skal udføres under hensyntagen til særligt arkitekto-

nisk udtryk, og således at udsigten fra omkringliggende beboelse skæmmes/forringes mindst

muligt.

Udgifter til arealerhvervelse eller flytning og særligt arkitektonisk udtryk er ikke indregnet i øko-

nomioverslaget.

Case fra en virksomhed

Fra PULS har COWI hentet nedenstående data for udledning af spildevand til recipient (vand-

løb) fra den valgte case-virksomhed. Tallene er gennemsnitstal for perioden 2015-2019.

Spildevand til recipient, m³/år

Spildevand til recipient, m³/h

164.707

18,80

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-29

Samlede koncentrationer og mængder af tungmetaller stoffer før og ef-

ter rensning (kilde for data før rensning: PULS-databasen).

Før rensning

Indhold i spildevand

Cu + Ni + Zn

As + Cr + Cu + Ni + Zn

µg/l

6,06

0,32

1,21

6,21

10,6

18,0

24,4

g/år

998

199

1.023

1.746

2.968

4.019

Efter rensning

µg/l

0,5

g/år

82,4

164,7

494

659

Fjernet

g/år

916

0,0

34,6

858

1.581

2.474

3.390

Skemaet viser den forventede restkoncentration af tungmetal efter den standardrenseløsning,

som er inkluderet her. Koncentrationen før rensning er de gennemsnitsværdier, som virksom-

heden har udledt fra 2015 til og med 2019. Virksomheden udleder ingen af de syv organiske

stoffer, som indgår i denne undersøgelse. Ud over de stoffer, som er i fokus i nærværende un-

dersøgelse, har virksomheden problemer med at overholde de gældende udlederkrav for Ba,

B, Co og Se samt bisphenol-A. Derfor kan det ikke forventes, at det vil kunne lade sig gøre at

overholde alle fremtidige spildevandskrav, hvis den standardløsning, som er foreslået her,

etableres. Det kan tilføjes, at det høje indhold af barium og bor og til dels arsen hovedsagelig

skyldes det høje indhold af disse stoffer i det drikkevand, som indvindes, idet drikkevandet ud-

gør ca. 25 % af processpildevandet.

Spildevandet stammer fra mange forskellige processer på virksomheden. Spildevandet op-

samles i et stort bufferbassin, hvor der sker en vis sedimentation af partikler. I bassinet op-

samles regnvand, og der er overløb til recipient. Fra bassinet tappes store mængder vand, der

anvendes til køling. Det brugte kølevand blandes med andet spildevand (især rengøringsvand

og overfladevand) og ledes retur til bufferbassinet. Virksomheden har egen boring og vand-

værk til fremstilling af drikkevand. Sanitært spildevand udledes separat til spildevandsforsynin-

gens renseanlæg. Den udledte spildevandsmængde udgøres af drikkevand fra egen boring

(ca. 25 %) samt overfladevand og regnvand i bassinet (75 %).

En standardløsning vil se således ud:

Trin 1: Dosering af jernchlorid (fældning af arsen + flokkulering)

Trin 2: Filtrering i tryksandfilter (Fjerner organisk slam og tungmetalpartikler)

Trin 3: Selektiv ionbytning (Fjerner Cu, Ni og Zn).

Det vurderes, at der ikke er brug for et kulfilter, da spildevandet ikke indeholder de syv organi-

ske syntetiske stoffer, som er i fokus her, og det forventes heller ikke, at et kulfilter vil kunne

reducere koncentrationen af chrom, da den i forvejen er meget lav. Nedenstående tabel viser

de samlede økonomital for den valgte løsning med en kapacitet på 20 m³/h.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 3-30 Investering i udstyr, bygning, montage og installation og driftsudgifter på an-

lægget

Investering i udstyr, bygning, montage og installation

Investering i udstyr, bygning, montage og installation, kr.

Driftsudgifter:

Faste driftsudgifter (el, vedligehold og drift), kr./år

Variable driftsudgifter (kemikalier, ionbyttermasse, affald), kr./år

Driftsudgifter total, kr./år

Driftsudgifter pr. g fjernet tungmetal, kr./g

180.000

50.000

230.000

67,85

3.100.000

I investeringen er ikke medregnet en buffertank, da virksomheden kan benytte eksisterende

bundfældningsbassin, der allerede i dag fungerer som buffertank. Det fremgår af tallene, at de

faste driftsudgifter er væsentligt større end de variable. Det betyder, at prisen for fjernelse af et

g tungmetal vil blive betydelig lavere, hvis der var behov for at fjerne mere tungmetal pr. m³

spildevand.

Virksomheden fremhæver, at den vurderer miljøudgifterne på de enkelte værker, når den be-

slutter sig for, hvilke værker der skal renoveres og/eller udbygges. Derfor har det stor betyd-

ning at holde miljøudgifterne på et konkurrencedygtigt niveau i forhold til andre lignende virk-

somheder. Når virksomheden ser på udgifter til spildevand på tværs af anlæg i forskellige

lande, har den danske fabrik langt de højeste udgifter.

I 2015 foreslog COWI virksomheden at indføre en af to forskellige end-of-pipe-løsninger,

hvoraf den ene stort set svarer til den standardløsning, som indgår i beregningerne ovenfor.

Siden da har virksomheden undersøgt andre løsningsmuligheder, men den har ikke fundet no-

gen anden løsning, som vil bringe virksomheden i stand til at overholde alle de forventede nye

krav ved udledning til recipient for de undersøgte stoffer.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

4. Data og resultater -

klapning af havsediment

Til udregning af de erhvervsøkonomiske konsekvenser i forhold til klapområdet er der anvendt

en allerede foreliggende beregningsmetode. Dette betyder, at regnemodellen for klapområdet

er mere detaljeret og eksplicit end fremgangsmåden anvendt i kapitel 3.

Al data angående klapning er udleveret af Miljøstyrelsen, dog med undtagelse af priser, hvor

der har været dialog med enkelte virksomheder (Rohde-Nielsen og VG Entreprenør).

4.1

Metode og afgrænsninger

For klapområdet skal det vurderes, om det fortsat er muligt at give klaptilladelser og estimere

efterlevelsesomkostningerne ved fastsættelse af 14 miljøkvalitetskrav.

Det er ikke alle 14 stoffer, der er analyseret i forbindelse med klapning. I projektets opstarts-

fase blev det aftalt med Miljøstyrelsen, at analysen vedrørende klapning skal omfatte stoffer,

som der foreligger analyser for:

Tungmetallerne: cadmium, kviksølv, arsen, krom, kobber, bly, nikkel og zink

TBT

PAH'er: benz[a]pyren og fluoranthen

PCB: 28, 101, 138, 153 og 180.

Derfor omfatter analysen nedenfor en genberegning af andelen af sediment, der ikke længere

vil kunne klappes, hvis nye miljøkvalitetskrav i sediment for metallerne arsen, kobber, krom,

nikkel, zink og for TBT samt for de to PAH'er benz[a]pyren og fluoranthen og PCB fastsættes.

Genberegningerne tager udgangspunkt i samtlige indberetninger af klappet havbundsmateri-

ale fra de af Miljøstyrelsen udleverede datasæt for årene 2013-2018. Det forudsættes således,

at datasættene er dækkende for det fremtidige behov.

Til vurdering af, om sedimentet kan klappes, anvendes de nye krav, jf. Tabel 4-1. Der opstilles

derfor ikke nye øvre og nedre grænseværdier. I de benyttede grænseværdier er der tilføjet den

naturlige baggrundskoncentration, som også er angivet i Tabel 4-1. Den naturlige baggrunds-

koncentration for stofferne og de nye kravværdier er udleveret af Miljøstyrelsen og hentet fra

følgende rapport:

Baggrundsniveau for barium, zink, kobber, nikkel og vanadium i fersk- og

havvand. Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi.2014.

Derudover er data modta-

get pr. mail fra Miljøstyrelsen, hvor baggrundsværdierne for arsen og krom er beregnet som 10

%-percentiler af Miljøstyrelsens overvågningsdata.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 4-1

Stof

Benyttede grænseværdier

Enhed

Nedre akti-

onsniveau

130

0,4

0,25

Øvre Akti-

Naturlig bag-

onsniveau grundskoncentra-

tion

270

500

200

2,5

200

1,8

5,339

10,4

Grænseværdier, der benyt-

tes i analysen

4,8

10,2

14,539

163

2,5

17,2

1,6

0,008

0,9

0,37

Arsen

Kobber

Krom

Zink

Bly

Cadmium

Nikkel

Kviksølv

TBT

PCB1

Benz[a]py-

ren

Fluoranten

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

µg/kg tør-

stof

µg/kg tør-

stof

mg/kg

tørstof

mg/kg

tørstof

Summen

af 5 PCB'er: 28, 101, 138, 153 og 180

Til beregning af efterlevelsesomkostninger anvendes en tidligere anvendt beregningsmodel

udleveret af Miljøstyrelsen. Mange af tallene i beregningsmodellen er baseret på en rapport fra

2001 (Bortskaffelses

af havnesediment", Miljøprojekt nr. 663, 2001, Rambøll),

hvorfor en op-

datering af tallene har været nødvendige.

Nogle af tallene er opdateret med erfaringstal, andre er opdateret ud fra interview med entre-

prenører, resten er indeksreguleret. Alle tal i beregningen fremgår af Bilag 4.

4.2

Forudsætninger og forbehold

I forhold til beregningen af, om og hvor meget havsediment der kan klappes eller ikke klappes

med indførelse af nye miljøkvalitetskrav for havsediment, er det vigtigt at bemærke følgende:

Der er ikke foretaget en vurdering af nye nedre og øvre aktionsniveauer i beregningen af, om

havsediment kan klappes eller ikke klappes med indførelse af nye grænseværdier.

Der kun er set på, om havsedimentet umiddelbart indeholder koncentrationer over de krav,

der er vist i Tabel 4-1.

Der er i beregningerne således ikke taget hensyn og stilling til en række forhold, som naturligt

vil indgå i den sagsbehandling, der vil finde sted i en konkrete sag.

fremgår det, at aktiviteten (klapning) vil kunne opretholdes forudsat, at:

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

påvirkningen fra aktiviteterne kun har lokal effekt i det vandområde, hvor aktiviteterne fore-

går.

den samlede udstrækning af de områder, hvor der finder aktiviteter sted, kun udgør min-

dre del af det større vandområde.

aktiviteterne ikke hindrer opfyldelse af miljømålet for vandområdet som helhed.

Det forudsættes, at miljømålene kan overholdes på vandområdeniveau. Miljøstyrelsen har op-

lyst, at der pt. ikke foreligger præcise retningslinjer for, hvordan lovens regler om aktivitetszo-

ner skal administreres. De nærmeste retningslinjer herfor kan dog findes i et svar til FT på

spørgsmål 464 (alm. Del) fra 2015.

Heraf fremgår det, at vandrammedirektivets og den danske vandplanlægnings mål om god til-

stand skal vurderes på vandområdeniveau, men god tilstand skal ikke kunne måles alle steder

i vandområdet, og at aktiviteter i visse zoner af et vandområde, hvor god tilstand ikke er mulig

af forskellige, typisk menneskabte årsager, ikke er til hinder for opfyldelse af målet om god til-

stand. Desuden fremgår det, at registrering af aktivitetszoner kan ske, hvor

1) den samledes udstrækning af hver enkel aktivitetszone inden for et overfladevandområde

kun udgør en mindre del af overfladevandområdets udstrækning

2) hvor påvirkningen fra aktiviteterne i hver zone vurderes at være ubetydelig for miljømålet

for vandområdet

3) hvor aktivitetszonerne hverken er adskilt eller samlet set vedvarende udelukker eller hin-

drer opfyldelse af miljømålet i overfladevandområdet.

Det har i dette projekt ikke været muligt at medtage ovenstående betragtninger for hver enkelt

klapning.

Det er især vigtigt at bemærke følgende forudsætninger:

Beregningerne tager udgangspunkt i koncentrationen af miljøfarlige stoffer i sedimentet.

Vurderingen af om sedimentet kan klappes eller ej tager alene udgangspunkt i de målte kon-

centrationer i forhold til evt. Vurderingen af, om sedimentet kan klappes eller ej tager alene

udgangspunkt i de målte koncentrationer i forhold til evt. fremtidige miljøkvalitetskrav.

Vurderingerne tager ikke hensyn til, hvordan klapningen foretages, klappladsens udstræk-

ning og eller placering i vandområdet, herunder om der er kumulative forhold. Der er såle-

des ikke set på, om påvirkningen fra klapningen påvirker hele vandområdets miljøtilstand.

Der er i beregningerne ikke taget højde for, hvor stor en del af de miljøfarlige stoffer der er

stærkt bundet primært til de organiske fraktioner i sedimentet, og hvor meget der potentielt

kan frigives fra det klappede materiale.

Vurderingerne medtager ikke, hvilken effekt afværgeforanstaltninger vil have på muligheden

for at opnå klaptilladelse, hvis disse medfører at vandområdet ikke påvirkes i sin helhed.

På denne baggrund skal de foreliggende resultater betragtes som et udtryk for worst case.

4.3

Datagennemgang

Analyse af eksisterende klapdata (mængde og lokalitet) er baseret på data udleveret af Miljø-

styrelsen. Der er udleveret data over samtlige klapindberetninger fra 2013 til 2018. Her er

også angivet mængder og klappladsnummer. Klapindberetningerne er opdelt i regneark med

data øst og vest for Lillebælt.

Klapindberetningerne indeholder værdier for metallerne arsen, kobber, krom, zink, bly, cad-

mium, nikkel og kviksølv samt TBT. Værdier for PCB og PAH er udleveret separat

Der er få data for PCB og PAH.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

UMT-koordinater på de forskellige havne er udleveret af Miljøstyrelsen i et separat regneark

(HavneDK

seneste viden).

Data over klapindberetningerne fra 2013 til 2018 er omregnet til mg/kg og samlet i et enkelt

regneark sammen med navn på havne, de klappede mængder, klappladsnummer, havnenum-

mer og UTM-koordinater.

Der er i alt 242 havne repræsenteret analysen. Nogle er medtaget flere gange, dette skyldes

anvendelse af forskellige klappladser e.l.

4.4

Analyse og beregninger

I perioden 2013-2018 blev der i alt klappet 22.151.192 tons/16.896.059 m³ sediment.

Mængderne fra 2013 til 2018 blev klappet efter gældende regler. Ved at anvende grænsevær-

dierne i Tabel 4-1 er det udregnet, hvor store mængder der ikke længere kan klappes for hvert

af årene 2013-2018, hvis miljøkvalitetskriterierne var gældende på dette tidspunkt. Disse re-

sultater er angivet i Tabel 4-2.

Tabel 4-2

Klapmængder (tons, m³ og procent) i perioden 2013-2018. Der er angivet,

hvor store mængder der fortsat kan klappes, og ikke længere kan klappes ud fra græn-

seværdierne fastsat i Tabel 4-1

2013

2014

2015

2016

2017

2018 2013-2018

Klapmængder [tons]

Kan ikke

klappes

Kan

klappes

I alt

3.404.574

2.752.198

2.905.163

3.914.834

2.068.491

7.105.926 22.151.192

321.010

3.083.564

2.678.535

73.663

2.554.357

350.807

3.614.866

299.973

1.949.403

119.089

6.908.983 18.027.154

196.943

4.124.038

Klapmængder [m³]

Kan ikke

klappes

Kan

klappes

I alt

1.999.141

2.546.496

2.459.384

2.851.156

1.693.394

5.346.097 16.896.059

1.648.841

64.020

244.956

215.700

91.578

141.415

2.406.901

350.300

2.482.476

2.214.428

2.635.456

1.601.816

5.204.682 14.489.158

Klapmængder [%]

Kan ikke

klappes

Kan

klappes

9,4

90,6

97,3

2,7

87,9

12,1

92,3

7,7

94,2

5,8

97,2

2,8

81,4

18,6

I Tabel 4-2 er det centrale størrelsen af den mængde havnesediment, der ikke længere kan

klappes. I perioden 2013-2018 er denne mængde 18.027.154 tons (14.489.157 m³) svarende

til 81,4 % af den totale mængde. Tabellen viser endvidere, at mængderne dog svinger med en

middel på ca. 3 millioner tons om året.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Når den mængde, der kan klappes i 2013, er større end de følgende år, skyldes det form-

egentlig, at der generelt er foretaget færre analyser, og at en del af TBT-analyserne ser ud til

at være 'antaget' og altså ikke afspejler faktiske analyseresultater.

I Tabel 4-3 ses antal og andel af de analyser, der ikke overholder grænseværdierne i Tabel

4-1. Det er grænseværdien på TBT (1,6 µg/kg), der er årsag til, at så stor en mængde (81,4

%) ikke længere vil kunne klappes. Hvis grænseværdien for TBT fjernes, vil det kun være

6.634.420 tons (6.094.371 m³), svarende til 30 %, der ikke vil kunne klappes (PAH og PCB er

ikke medtaget i Tabel 4-3 pga. meget lille datagrundlag). De tre højeste andele for hvert år er

angivet med understregning i Tabel 4-3. Koncentrationerne af arsen medfører, at sedimentet

med de anvendte grænseværdier ikke kan klappes i 13-40 % af tilfældene fordelt på de en-

kelte år, mens kobberkoncentrationerne medfører, at sedimentet ikke kan klappes i 21-29 % af

tilfældene. Kobber er dermed stadig et betydende stof, som ofte vil føre til overskridelser af

den anvendte grænseværdi. Af Tabel 4-3 fremgår, at cadmium muligvis er et fremtidigt pro-

blemstof. I 2017 og 2018 kommer cadmium på en tredjeplads og overskrider den anvendte

grænseværdi i 40 % af tilladelserne, mens der i årene 2013-2015 slet ikke sås koncentratio-

ner, der medfører begrænsning på, om sedimentet kan klappes ved anvendelse af grænse-

værdierne fra Tabel 4-1.

Af Tabel 4-3 fremgår ligeledes, at det sjældent er koncentrationer af kviksølv eller bly, der

overskrider de anvendte grænseværdier.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Tabel 4-3

Antal (n) og andel (%) af analyser, der overskrider kvalitetskriterierne fra

Tabel 4-1 for de enkelte stoffer i årene 2013-2018. PAH og PCB er ikke medtaget pga.

meget lille datagrundlag. For hvert år er de tre største andele, der ikke kan klappes mar-

keret med understregning

Cadmium

Kviksølv

Arsen

Krom

Kobber

Bly

Nikkel

Zink

TBT

2013

Kan ikke klappes [n]

Kan klappes [n]

I alt [n]

Kan ikke klappes [%]

Kan klappes [%]

116

0,0

100,0

117

0,0

100,0

117

22,2

77,8

100

117

14,5

85,5

117

29,1

70,9

116

117

0,9

99,1

109

117

6,8

93,2

104

117

11,1

88,9

116

38,8

61,2

2014

Kan ikke klappes [n]

Kan klappes [n]

I alt [n]

Kan ikke klappes [%]

Kan klappes [%]

120

100

120

100

104

120

13,3

86,7

106

120

11,7

88,3

120

21,7

78,3

120

100

115

120

4,2

95,3

110

120

8,3

91,6

112

120

6,7

2015

Kan ikke klappes [n]

Kan klappes [n]

I alt [n]

Kan ikke klappes [%]

Kan klappes [%]

138

100

136

138

1,5

98,6

111

138

19,6

80,4

115

138

16,7

83,3

138

28,3

71,7

138

100

128

138

7,2

92,8

123

138

10,9

89,1

125

138

90,6

9,4

2016

Kan ikke klappes [n]

Kan klappes [n]

I alt [n]

Kan ikke klappes [%]

Kan klappes [%]

118

144

18,1

81,9

143

144

0,7

99,3

103

144

28,5

71,5

122

144

15,3

84,7

104

144

27,8

72,2

144

100

126

144

12,5

87,5

131

144

9,0

91,0

133

144

92,4

7,6

2017

Kan ikke klappes [n]

Kan klappes [n]

I alt [n]

Kan ikke klappes [%]

Kan klappes [%]

152

36,2

63,8

152

0,0

100,0

152

36,8

63,2

133

152

12,5

87,5

117

152

23,0

77,0

152

0,0

100,0

125

152

17,8

82,2

141

152

7,2

92,8

146

152

96,1

3,9

2018

Kan ikke klappes [n]

Kan klappes [n]

I alt [n]

Kan ikke klappes [%]

Kan klappes [%]

143

44,1

55,9

143

0,0

100,0

143

39,9

60,1

128

143

10,5

89,5

113

143

21,0

79,0

143

0,0

100,0

115

143

19,6

80,4

135

143

5,6

94,4

139

143

97,2

2,8

Geografisk overblik

Der er stor forskel på, hvor i Danmark der er høje og lave koncentrationer af cadmium, kvik-

sølv, arsen, krom, kobber, bly. nikkel, zink og TBT. Derfor er der konstrueret et kort for hvert af

metallerne og TBT. Disse kan findes i Bilag 2. Kortene er konstrueret ud fra alle

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

klapindberetninger. Figur 4.1 viser et eksempel på et sådant kort. Figuren viser koncentratio-

nen af arsen i havsedimentet i årene 2013-2018. Det ses, at de højeste koncentrationer findes

langs den jyske vestkyst. For arsen skyldes dette formentlig, at der er en højere naturlig bag-

grundskoncentration i dette område. Det ses også, at koncentrationen også varierer over

årene for en enkelt lokalitet.

For at muliggøre konstruktionen af kortene er der for bly og TBT fjernet enkelte outliers med

meget høje værdier. For bly er alle koncentrationer over 100 mg/kg fjernet (n=1). For TBT er

alle koncentrationer over 100 mg/kg fjernet (n=33). Dette er gjort, da det ellers ikke ville være

muligt at se den geografiske fordeling af de lavere (men stadig betydelige) koncentrationer.

Den højeste værdi for bly i datasættet er 308,9 mg/kg, mens den for TBT er 233 mg/kg.

Figur 4-1

Geografisk overblik over mængden af arsen i havnesediment for 2013-18

Afstand til spulefelter og landdeponi

Figur 4-2 viser de havne (lyserød markering), hvis sediment ikke længere vil kunne klappes,

hvis grænseværdierne fra Tabel 4-1 benyttes. De røde polygoner angiver klappladsernes pla-

cering. Disse stammer fra et GIS-lag udleveret af Miljøstyrelsen (Klappladser

seneste viden).

Eksisterende spulefelter og landdeponier er markeret med henholdsvis grønne og blå prikker.

Adresser på spulefelter og landdeponier er også udleveret af Miljøstyrelsen. Koordinater til

disse er fundet på www.arealinfo.dk

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Figur 4-2

Kort over havne med sediment, der ikke kan klappes (lyserød), landde-

ponier (blå), spulefelter (grøn) og klappladser (rød).

Afstanden fra de enkelte havne til nærmeste klapplads, landdeponi og spulefelt er målt i Map-

Info. Målingen af afstande på vandet er udført, så den følger kystlinjen, altså nogenlunde den

vej et skib/pram ville transportere sedimentet. Afstanden til landdeponierne er målt i fugleflugt,

på nær når nogle af de større broer skulle krydses. Summen af alle afstande til klapplads,

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

spulefelt og landdeponi fra de enkelte havne er angivet i Tabel 4-4. I Bilag 3 ses afstanden til

klappladser, spulefelter og landdeponier fra de enkelte havne.

Tabel 4-4

Afstande (i km) fra havne til klappladser, spulefelter og landdeponier

Afstand til klapplads

[km]

Transport på vand

Transport på land

Total

2.185

Afstand til spulefelt

[km]

6.813

1.438

8.252

Afstand til landdeponi

[km]

7.040

8.835

15.875

Restkapacitet for spulefelter og landdeponier

Den samlede restkapacitet for spulefelterne er 13.043.003 tons, mens den for landdeponierne

er 2.551.835 tons.

Mængden af sediment, der ikke ville kunne klappes i perioden 2013-2018, er som nævnt

18.027.154 tons, hvis de nye grænseværdier havde eksisteret. Dette svarer til et gennemsnit

på 3.004.526 tons/2.414.860 m³ pr. år i perioden. Med dette gennemsnit vil de nuværende

spulefelters restkapacitet være brugt op i løbet af 4,3 år, mens landdeponierne vil være fyldt

op efter 0,8 år. Der vil derfor være behov for udvidelse af spulefelterne/deponiernes kapacitet.

Hvis landdeponiernes kapacitet skal øges, kræver det en udvidelse af de eksisterende depo-

nier eller etablering af nye. Erfaringstal siger, at et sådant deponi koster 720-870 (gennemsnit

775) kr./m² at etablere. Da sediment ikke umiddelbart kan stakkes højt, vil et landdeponi

kræve et stort areal (afhængig af kapacitet). Dertil kommer en stor omkostning i form af afgift

til staten. Afgiften er 475 kr. pr. ton, hvor ét ton svarer til 0,56 m³. Dertil kommer udgifter til an-

søgninger og omlosning til lastbil. Her har VG Entreprenør oplyst en cirkapris med mobilisering

på 35.000 kr., tømning af pram til 25 kr./m³ og transport (0-50 km) til 55 kr./ton (på land).

Rohde-Nielsen har oplyst en pris for transport på ca. 2 kr. pr. km pr. m³ (på vand). Oveni kom-

mer håndtering ved deponi samt driftsomkostninger.

Hvis spulefelter skal udvides eller etableres, er omkostningerne ikke nær så store. Her er en

indeksreguleret pris for etablering af et spulefelt oplyst til at være 13,3 kr./m³. Det må dog for-

ventes at være dyrere, hvis forholdene er vanskelige (30-50 kr./m³). Driftsomkostningerne er

indeksreguleret og sat til 4,7 kr./m³. Dertil kommer transport til og fra spulefeltet.

For de 28 spulefelter/havbundssedimentdepoter, der er vurderet i denne rapport, er der set på,

om disse evt. kan udvides i fremtiden. Der er kun vurderet på, om der er plads, og om der er

umiddelbare miljøforhold som Natura2000 eller §3-områder mm., der vil gøre en udvidelse

vanskelig. Det har vist sig, at ca. halvdelen af havbundssedimentdepoterne umiddelbart vil

være vanskelige at udvide ud over det allerede tilladte, Disse havbundssedimentdepoter har i

dag en kapacitet på ca. 2 millioner tons. Ses der på de resterende, er der middel til gode mu-

ligheder for udvidelse, og disse depoter har i dag en kapacitet på 11. millioner tons. Det har

ikke været muligt inden for projektets rammer at give et bud på, hvor meget de enkelte anlæg

evt. kan udvides med.

Modtagelse af andres sediment i spulefelter

I princippet kan eksisterende spulefelter modtage andre havnes sediment, hvis det fremgår af

deponeringsanlæggets positivliste.

Det er dog ikke altid, at de enkelte havne er villige til at modtage andre havnes sediment. Ofte

modtager de enkelte spulefelter sediment fra de omkringliggende lystbådehavne, når disse har

behov for at deponere sediment. Når de enkelte havnes depoter (spulefelter) er ved at være

fyldte, eller havnene kan se, at de kun har kapacitet til deres eget sediment, falder villigheden

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

til at modtage andres sediment. Hvis havne i Danmark skal aftage 3 millioner tons om året, vil

det medføre en hurtig reduktion af kapaciteten, og at der i løbet af mindre ca. fire år ikke er

mere kapacitet til deponering af havnesediment i Danmark, hvis ikke der sker en udvidelse el-

ler udbygning af eksisterende felter.

Lystbådehavnes situation

Omkostningerne til oprensning er ofte en dyr post for de enkelte lystbådehavne. Derfor træk-

ker de ofte tidspunktet for oprensning så langt som muligt, også fordi mobiliseringen ofte er en

stor post. Nogle lystbådehavne er afhængige af deres egen økonomi, det vil sige, at medlem-

merne selv skal skaffe pengene, mens andre er afhængige af, om deres egen kommune er vil-

lige til at betale for en oprensning. Hvis den enkelte lystbådehavn i dag kan klappe sedimentet,

vil omkostningen til en mængde på 5.000 m³, og en afstand af 10 km til klappladsen være

115.000 kr. plus omkostninger til analyser (ca. 4.000 kr. pr. analyse, inkl. prøvetagning osv.).

Denne omkostning vil for mange havne komme en eller to gange i løbet af 5 til 10 år. Hvis hav-

nen ikke længere kan klappe sediment, men skal have det deponeret, vil det generelt blive

mange gange dyrere. I forbindelse med analysen af afstande mellem oprensningsstedet og

det nærmeste spulefelt ses det, at nogle havne har over 100 km til spulefelt. Enkelte havne

har op til 121 km til nærmeste spulefelt og vil derfor få en omkostning på 1,2 millioner kr.

Efterlevelsesomkostninger for erhvervet

Efterlevelsesomkostningerne for erhvervet er udregnet med udgangspunkt i den udleverede

beregningsmodel.

Der er ændret på enkelte tal, så de stemmer bedre overens med prisniveauet i dag. Andre tal

er indeksreguleret. Ved indeksregulerede priser er der anvendt årsgennemsnittet for 2019

med nettoprisindeks (2015=100) efter hovedtal og tid (Statistikbanken.dk,

PRIS115, hentet d.

16/6 2019).

Tallene, der er anvendt i beregningerne, ses i Bilag 4. Her ses også kommentarer

til de enkelte priser, kilder til tallene, der er anvendt i beregningerne, og om der er anvendt in-

deksregulerede tal.

I Tabel 4-5 ses de udregnede efterlevelsesomkostninger for erhvervet ved håndtering af

100.000 m³ sediment. Oprensningen af havnesediment koster det samme uanset valg af me-

tode. De økonomiske forskelle mellem metoderne ligger i håndtering, transport, afgifter og

etablering og drift af bortskaffelsessteder.

Tabel 4-5

Efterlevelsesomkostninger ved for erhvervet håndtering af 100.000 m³

havnesediment

Mængde

Transport

Håndtering

Adm. omkost-

ninger

mio. kr.

3,1

0,1

Etablering og drift

af bortskaffelses-

sted

mio. kr.

Afgifter

Omkostninger

i alt

mio. kr.

3,2

mio. m³

Oprensning

0,1

mio. kr.

Klapning

Spulefelt

Spulefelt, inkl. recirk.

Deponi

Nyttiggørelse på land

0,1

2,00

2,13

4,99

2,0

1,53

2,03

14,9

3,0

0,12

0,1

0,048

1,53

1,80

38,8

15,0

84,82

3,5

5,6

6,1

143,6

20,1

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Det ses i Tabel 4-5, at omkostningen til klapning af havnesedimentet er bestemt til 3,5 millio-

ner kr. for 100.000 m³. Hvis sedimentet skal deponeres i et spulefelt, stiger omkostningen med

en faktor 1,6 til 5,6 millioner kr., hvorimod det er en faktor 40,7 (143,6 millioner kr.), hvis sedi-

mentet skal deponeres på land. Medtages recirkulation af vand i omkostningen af spulefeltdrif-

ten (håndteringen), stiger omkostningen med en faktor 1,7.

I perioden 2013-2018 var der i gennemsnit pr. år 2,41 millioner m³ sediment, der ikke ville

kunne klappes med de nye grænseværdier. Dette betyder, at der vil være en ekstraomkost-

ning for havnene på henholdsvis 3.5 milliarder kr. pr. år, hvis sedimentet deponeres på land,

og 134,8 millioner kr. pr. år, hvis sedimentet deponeres i spulefelter. Benyttes miljøgrab, vil

omkostningen til optagning blive tre til fire gange større. Det vil betyde, at 100.000 m³ depone-

ret sediment vil medføre en meromkostning på 6 til 9 millioner kr. og dermed vil øges med

14,5 til 22 millioner kr. for den gennemsnitlige, årlige mængde.

Hvis sedimentet kan nyttiggøres, anslås dette at koste 20,1 millioner kr. pr. 100.000 m³, af-

hængig af hvilken form for nyttiggørelse der er tale om.

Følsomhedsanalyse

Til beregningen af erhvervslivets efterlevelsesomkostninger er der kun indhentet få nye priser

på de forskellige omkostninger, der er i forbindelse med bortskaffelse af havnesediment. Pri-

serne må forventes at variere mellem de forskellige udbydere alt afhængig af konkurrence, ud-

bud og efterspørgsel, samt om der er tale om store eller små mængder. Dertil er der anvendt

indeksregulerede priser, som også kan variere fra de faktiske priser. Der må også forventes at

være store prisforskelle alt afhængig af placering, miljøforhold, vejrforhold og myndigheder.

Prissætningen for de forskellige ydelser er altså meget overordnet og vurderes at kunne vari-

ere i både negativ, men primært i positiv retning, da flere af de indeksregulerede priser virker

lave i forhold til det erfaringsmæssige niveau.

Prisen for oprensning er den samme, uanset om man vælger at bortskaffe sedimentet til en

klapplads, et spulefelt, til landdeponi eller til nyttiggørelse. Her vurderes det, at prisen vil vari-

ere med +/- 10 % svarende en samlet omkostning for oprensning på 2,88-3,52 millioner kr. for

100.000 m³.

Ved at lave følsomhedsanalyse på efterlevelsesomkostningerne for erhvervet ses det, at om-

kostningerne især bliver påvirket af, hvor langt sedimentet skal transporteres. Ved transport på

vand er der en omkostningspris på ca. 2 kr./km/m³. Der er i afstandsberegningen fundet et

gennemsnit på 10 km fra havn til spulefelt, men spændet ligger mellem 0 og 146 km. Her vil

prisen variere fra 0-29 millioner kr. for 100.000 m³. Prisen vil variere på samme måde med

transport på land.

I forhold til deponi på land afhænger udgifterne især af, hvor højt sedimentet kan stakkes, da

de eksisterende deponier hurtigt vil blive fyldt op, og der vil være brug for etablering af nye.

Etableringsprisen for et deponeringsanlæg på land er i gennemsnit 775 kr./m². Hvis sedimen-

tet kan stakkes i tre meter, vil det koste 26 millioner kr. at etablere et landdeponi til 100.000 m³

kontra 39 millioner kr., hvis det kun kan stakkes i to meters højde.

Kravet om anvendelse af miljøgrab vil være en mindre omkostning i forhold til de øvrige om-

kostninger i forbindelse med deponering på land.

Afværgeforanstaltninger

I forbindelse med klapning findes der flere forskellige afværgeforanstaltninger, der kan be-

grænse spredning af sediment, når dette optages og klappes.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Ofte er der kun stillet krav i forbindelse med optagning af meget belastet sediment, hvor sedi-

mentet efterfølgende er deponeret i spulefelt eller nyttiggjort på land. Begrænsning af spred-

ningen af sedimentet under selve optagning/bortskaffelse kan være anvendelse af siltgardiner

eller boblegardiner og/eller anvendelse af miljøgrab.

Der findes endvidere mere eksotiske metoder, hvor man anvender spuns eller 'gravekasser',

som nedsænkes rundt om lokaliteten, der påvirkes. Hermed skabes et område, hvor der ikke

kan ske spredning til det omkringliggende miljø.

I forbindelse med oplistningen af afværgeforanstaltninger har det i dette projekt ikke været mu-

ligt at medtage disse i forbindelse med vurderingen af, om sedimentet ved benyttelse af disse

kunne klappes, på trods af at koncentrationerne af miljøfarlige stoffer var højere end de skøn-

nede grænseværdier. For at vurdere om anvendelse af afværgeforanstaltningerne vil medføre,

at en større mængde af sediment kan klappes, vil det kræve en konkret vurdering af de en-

kelte klappladser, vandområdets tilstand, størrelse og hydrologi samt sedimentmængder og

miljøfarlige stofkoncentrationer. Dette har ikke været muligt i dette projekt.

Teknologier til minimering af spredning under klapning

Spredning af sediment ved klapning sker både ved spild og ved resuspension. Størrelsen af

de to vil afhænge meget af de lokale hydrologiske forhold og klapmetoden. I det følgende er

det beskrevet, hvilke metoder der evt. kan medføre en reduktion af især spild.

Silt og boblegardiner

Brug af silt- og boblegardiner er kendt teknologi og har i udbredt grad været diskuteret i er-

hvervet.

Siltgardiner har begrænsninger ved brug i områder med strøm og/eller bølgepåvirkning. Der er

i visse tilfælde kilder, der beskriver, at disse afværgeforanstaltninger kan skabe mere spred-

ning, end hvis der ikke var opsat gardin. Siltgardiner er derfor anvendelige i områder, hvor der

er tale om rolige strøm- og vejrforhold, samt hvor der ikke er meget transport af fartøjer ind og

ud af området. Endvidere kan det være svært at tilpasse gardinet, hvis der er tale om områder

med store dybdeforskelle.

Boblegardiner har ligeledes begrænsninger i forhold til varierende dybdeforhold, da trykket i

den bundliggende rør/slange gerne skal være ens langs hele røret/slangen, ellers vil boblerne

være mere intensive i nogle områder og mindre eller fraværende i andre områder. Dette kan

medføre, at mere sediment undslipper området og i værste fald danner en strøm ud af områ-

det. Boblegardiner har endvidere begrænsninger i områder med stor bundtransport, hvor de

kan blive tildækket og dermed miste effekten. Hertil kommer den støj, kompressoren udsen-

der, når den leverer lufttrykket til rør/slange.

Boblegardiner har dog også fordele. F.eks. ved at større fartøjer kan sejle igennem uden for-

sinkelse, og at boblegardiner i mindre grad bliver påvirket af strøm. Det er dog vigtigt, at boble-

gardinet tilpasses de lokale forhold både i den kompresser, der anvendes til generering af luft-

tryk, dybdeforhold og bundsedimenttransport.

Omkostningen for siltgardiner og boblegardiner vil variere meget fra projekt til projekt. Omkost-

ningen vil afhænge af længden af gardinerne samt perioden, er der tale om 100 meter eller

flere 1000 meter, og er der tale om få døgn eller uger. Det har derfor inden for rammerne af

dette projekt ikke været muligt at medtage omkostninger til disse afværgeforanstaltninger. Men

omkostningerne vil forventeligt ligge mellem 50.000 og flere millioner kr.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Klapning med grab eller rør

Brug af metoder, som medfører,

at sedimentet bliver udlagt tæt på bunden, benyttes ikke i

særligt stort omfang i Danmark.

Fordelen ved metoden er, at den forhindrer, at sedimentet kommer i kontakt med vandet under

transport fra overfladen til bunden, hvorved vandsøjlen bliver mindre eksponeret i forbindelse

med klapning. Sedimentet kommer dermed først i forbindelse med vandet, når det kommer ud

af røret, som ligger tæt på bunden. Teknologien er simpel, men vil kræve tilpasning af røret i

forhold til dybden og kan være besværligt i forhold til områder med meget strøm eller bølgepå-

virkning. Det vil derfor være forbundet med en øget omkostning og flere vejrligsdage. Spørgs-

målet er, om denne ekstraomkostning står mål med gevinsten. Langt det meste af den

mængde sediment, der frigives til vandmiljøet, vil ske gennem en kombination af resuspension

og spild. Ved klapning med splitpram vil spildet være minimalt, da sedimentet falder som en

stor mængde. Det har inden for rammerne af dette projekt ikke være muligt at medtage om-

kostninger til disse afværgeforanstaltninger.

Tildækning

I forbindelse med anvendelsen af en klapplads kan sedimentet, der er klappet på klappladsen,

tildækkes med rent sediment, ofte sand. Dette vil medføre en reducering af resuspension og

dermed spredning af sedimentet til omgivelserne. Metoden er dog usikker i områder med

strøm, hvor der vil ske sedimenttransport, som vil omfordele det udlagte sand.

Omkostningen til denne metode vil være i størrelsesorden det dobbelte eller mere af selve op-

rensning og klapningen, den reelle omkostning vil afhænge af, om leverancen af rent sand til

tildækning er tilstede.

Teknologier i forbindelse med vandbesparelse mm. ved

deponering i spulefelter og deponeringsanlæg

Når sedimentet skal deponeres, vil der være en miljøgevinst i at reducere vandmængden i

spulefelterne. Der findes derudover en række metoder til separering af sediment og vand.

Recirkulering af vand ved indpumpning

I forbindelse med indpumpning bruges ofte procesvand. Dette vand kan i princippet genbru-

ges, så der sker en vandbesparelse, og der ikke skal udledes samme vandmængde.

Omkostningen vil være til en ekstra pumpe, der i stedet for at tage vand ind henter vandet fra

spulefeltet. Dette kræver udlægning af ekstra rør mellem skib og spulefelt samt en ekstra

pumpe. Ifølge interview med entreprenør ligger prisen omkring 5 kr./m³. Der er taget udgangs-

punkt i et rør med en diameter på 1 meter samt en længde på maksimalt 250 meter. Omkost-

ningen vil afhænge af mængden af sediment, længden af ledningen, og om der tale om gytje

eller sand, der skal pumpes ind. Prisen vil typisk variere mellem 2 til 10 kr./m³. Jo grovere ma-

terialer, jo mere vand skal benyttes og dermed mere tid og pumpekraft. Ekstraomkostningen

for 100.000 m³ sediment vil dermed være mellem 200.000 og 1 million kr. Gennemsnitlig vil

det være i størrelsesorden 500.000 kr.

Ses der på prisforskellen mellem klapning og deponering på spulefelt med recirkulering af

vand, vil denne blive 6,1 millioner kr. i forhold til 3,5 millioner kr. for klapning, hvilket øger om-

kostningerne med en faktor 1,7.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Polymere tilsætning/flokkulering, cementstabilisering, geotube mm.

Ofte er en af udfordringerne, at der sker udledning af overfladevand med forhøjet indhold af

suspenderet sediment. En anden udfordring med sediment er, at sediment fra havne ofte ikke

kan stakkes. Det areal, der skal benyttes til havbundssediment, bliver derfor ofte den begræn-

sende faktor. Tilsætning af polymerer kan nedsætte mængden af suspenderet sediment i van-

det og dermed give en bedre vandkvalitet, og samtidig vil en geotube kunne holde på sedi-

mentet, så det ikke skrider. Det er uvist, om teknologien er så gennemprøvet i udlandet, at de

krav om, at en 'bakke' af geotubes holder formen også set over årtier. Inden der stilles krav om

brugen af denne teknologi, bør dette undersøges nærmere.

Sediment kan efter en vis afvanding ligeledes cementstabiliseres. Priser fra 2011, som er ind-

hentet af ARKIL i forbindelse med Kolding spulefelt, gav priser mellem 200 kr./m³ og 500

kr./m³. (Præsentation af Cementstabiliseringsprojekt på Kolding Havn, DGF medlemsmøde

25.10.2012. Indlæg v. Steffen Larsen, Arkil A/S Miljøteknik). Prisen vil afhænge af, hvor stor

vandmængden er, og hvor hurtigt man kan anvende arealet, og hvor stabil overfladen skal

være. Prisen vil endvidere afhænge af prisen for cement.

For at sikre bedre opbygning af sediment uden brug af f.eks. råstof som cement, kan der ske

anvendelse af geotubes i kombination med polymerer. I dette projekt er brug af polymerer og

geotubes ikke prissat.

Figur 4-3

diment

Eksempel på anvendelse af geotubes til afvanding og deponering af se-

Miljøgrab

Hvis sedimentet skal deponeres i deponeringsanlæg på land, kan der ske en reduktion i vand-

mængden ved brug af miljøgrab. Prisen for dette vil afhænge af størrelsen på grabben samt

sejlafstanden. Et estimat for, hvad det vil koste at grabbe sediment op med miljøgrab, vil med-

føre, at optagningen vil blive tre til fire gange dyrere end ved almindelig slæbesugning.

https://www.tencategeotube.com/media/ecc25072-d22c-4619-82d4-d6a896520bc2/-Eb86w/Ten-

Cate%20Water%20and%20Environment/Documents/PDF/Brochure-Geotube-Dewatering_tcm28-

41522.pdf

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

I forbindelse med optagning kan det anbefales, at der benyttes miljøgrab for at begrænse

vandmængden, så der ikke kommer mere procesvand, der efterfølgende skal håndteres i spu-

lefelt/affaldsdeponeringsanlægget.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

5. Samlet konklusion

Indførelsen af nye kravværdier anslås at medføre betydelige erhvervsøkonomiske omkostnin-

ger for renseanlæg, virksomheder og havne. Det er vigtigt i den forbindelse at understrege, at

metoden og gennemsnitsberegningerne er baseret på foreliggende data og de givne forudsæt-

ninger. Resultaterne siger dermed ikke nødvendigvis noget om konsekvenserne af at indføre

de nye, skønnede grænseværdier for de enkelte spildevandsforsyningers renseanlæg, virk-

somheder eller havne. Der vil skulle foretages konkrete og specifikke konsekvensberegninger

for hvert renseanlæg, virksomhed eller havn, som tager højde for de særlige forhold, der gør

sig gældende i hvert enkelt tilfælde.

5.1

Renseanlæg, virksomheder med tilledning til disse og

virksomheder med direkte udledning

Den samlede investeringsomkostning til et 4-trins anlæg på alle 289 MBNDK-renseanlæg i

Danmark vil beløbe sig til 6,35 milliarder kr. baseret på et gennemsnitanlæg på 250 m³/h. Den

årlige meromkostning for driften af disse anlæg vil beløbe sig til 1,44 milliarder kr. svarende til

22,45 milliarder kr. i nutidsværdi over levetiden på 25 år. Samlede omkostninger over leveti-

den (invest+drift NPV) er 28,8 milliarder svarende til en årlig omkostning (annuitet) på 1,84 mil-

liarder kr.

Det skal understreges, at omkostningskonsekvenserne er baseret på de foreliggende tal og

den valgte metode. Der er flere forhold, der peger på, at den valgte beregningsmetode sand-

synligvis fører til en over-estimering af omkostningskonsekvenserne. I rapportens kapitel 2.2

vises en oversigt over de forhold, der peger på, at metoden fører til en over-estimering af de

samlede omkostningskonsekvenser. I konklusionens nuancer nedenfor i afsnit 5.1.1 redegø-

res for forhold, der peget på det samme.

Investeringsmæssigt svarer de 6,35 milliarder kr. til en fjerdedel af den investering, der skulle

finde sted i dag, såfremt alle renseanlæg i Danmark skulle erstattes af nye renseanlæg.

Der er en generel tendens mod at centralisere spildevandsforsyningen til større anlæg. Ledes

alt spildevand til anlæg med en gennemsnitlig størrelse på 1.000 m³/h, og investeres der i den

yderligere 4-trins rensning på denne størrelse anlæg, opnås der stordriftsfordele, hvorved den

samlede investering og øgede driftsomkostning vil være lavere end estimeret på det gennem-

snitlige renseanlæg. Investeres der i 4-trins rensning på anlæg med en gennemsnitlig stør-

relse på 1.000 m³/h, vil den samlede investering beløbe sig til 5,49 milliarder kr. Meromkost-

ningen for driften vil beløbe sig til 1,39 milliarder kr. årligt svarende til samlet 19,6 milliarder kr.

i nutidsværdi over levetiden på 25 år. Stordriftsfordelen udgør med andre ord ca. 2,85 milliar-

der kr. over de 25 år (forskellen mellem 22,45 og 19,6 milliarder kr.).

Resultaterne siger noget om, hvad det maksimalt kan komme til at koste renseanlæg og virk-

somheder, men ikke hvor store dele af omkostningerne der kan ende med at blive opkrævet

som særbidrag fra virksomheder med tilledning til renseanlæg.

Investerer samtlige 29 virksomheder med direkte udledning til recipient i en lokal end-of-pipe-

renseløsning, beløber den samlede investering sig til 157 millioner kr. med en årlig driftsom-

kostning på 13 millioner kr. Den årlige merudgift (investerings- og driftsbidrag) beløber sig der-

med til 23,2 millioner kr. for de 29 virksomheder sammenlagt.

De udgifter, der i rapporten er beregnet for virksomheder med direkte udledning, vil også være

retningsgivende for, hvad det reelt vil kunne koste for virksomheder med tilledning til rensean-

læg, hvis de vælger selv at rense ved kilden.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Hvis de 29 virksomheder med direkte udledning til recipient anvendes som eksempel, vil det i

det benyttede beregningsmæssige princip på baggrund af særbidrag - for en gennemsnitlig

virksomhed betyde, at det vil koste 1.305.000 kr./år at tillede til et renseanlæg med de nye ud-

lederkrav, hvorimod det i gennemsnit vil koste 840.000 kr./år at investere i etablering og drift af

eget renseanlæg på virksomheden.

Der er dog stor variation virksomhederne imellem, hvilket betyder, at tallene ikke kan overfø-

res direkte til alle virksomheder. Der skal foretages virksomhedsspecifikke vurderinger i hvert

enkelt tilfælde. For nogle virksomheder vil det fortsat være billigere at tillede til renseanlæg og

betale det forhøjede særbidrag, mens det for andre vil være økonomisk fordelagtigt at inve-

stere i en lokal renseløsning på virksomheden og dermed slippe for at betale særbidrag. Det

er primært forskellen i koncentrationer af tungmetaller og mængden af årlig vandføring, som

afgør, om det kan betale sig eller ikke betale sig at investere i lokale virksomhedsløsninger.

Resultaternes nuancer

Det samlede resultat giver et overblik over de samlede erhvervsøkonomiske konsekvenser

ved indførelsen af nye kravværdier, men resultatet skal samtidig tages med forbehold.

Det skal understreges, at der er tale om gennemsnitsberegninger foretaget på baggrund af de

data, Miljøstyrelsen har kunnet stille til rådighed, samt øvrige data, som med relativt kort varsel

har kunnet fremskaffes. Der er anvendt metoder baseret på antagelser og forudsætninger,

som der er opnået enighed om med Miljøstyrelsen og som har kunnet gennemføres på en

'enkel og operationel måde'. Der er bl.a. en kompleksitet i forhold til at gøre kravene operatio-

nelle for de vandige udledninger, idet kravene hovedsageligt fastsættes i sediment og biota.

Det er naturligvis vigtigt at holde sig disse for øje.

For at nå frem til et mere eksakt mål for de samlede erhvervsøkonomiske konsekvenser skal

det for hver enkelt virksomhed og renseanlæg undersøges, hvilke konsekvenser kravværdi-

erne får for netop deres investerings- og driftsudgifter.

Ved en række særlige omstændigheder kan omkostningerne vise sig i praksis at være lavere

end angivet ovenfor i afsnit 5.1. I rapportens afsnit 2.2 vises en oversigt over beregningsforud-

sætninger, som fører til henholdsvis over- eller under-vurdering af de samlede omkostninger.

Følgende forudsætninger og forhold påvirker de samlede omkostninger:

Der er stordriftsfordele: store renseanlæg vil gennemsnitligt kunne slippe billigere end

små. Det samme gælder virksomheder med tilledning af store mængder spildevand til

renseanlæg sammenlignet med virksomheder med små mængder.

Det bliver billigere pr. renset enhed, jo større renseanlægget er:

Enhedsinvesteringsomkostningen falder markant på renseanlæg, når der inve-

steres i større renseanlæg, der kan håndtere større mængder af spildevand.

Enhedsdriftsomkostningen falder ligeledes ved større mængder af spildevand.

Også for virksomheder med direkte udledning til recipient vil der være en stordriftsfordele

forbundet med store mængder spildevand:

Virksomhedernes udledninger er mere koncentrerede, hvorfor der fjernes flere

stoffer pr. m³ vand, der renses. Det betyder, at kr./g frarenset er lavere, selvom

kr./m³ renset er højere.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Enhedsinvesteringen er dog større på de mindre renseanlæg placeret på virk-

somheden.

Den gennemsnitlige omkostning til rensning for tungmetaller pr. gram fjernet er højere på

spildevandsforsyningernes renseanlæg end på renseanlæg placeret ved kilden, dvs. ved

virksomheden. Det skyldes, at koncentrationerne af tungmetaller er højere ved virksom-

hederne med direkte udledning end ved spildevandsforsyningernes renseanlæg.

Forskellen mellem basis (10) og fortyndingsfaktor 10 er, at i basis medtages samtlige fire

rensetrin for alle 289 anlæg, hvorimod i fortyndingsfaktor 10 er det kun anlæggene, der

overskrider miljøkvalitetskravene for tungmetallerne relateret til de specifikke rensetrin,

der medtages i beregningerne. Dermed opnås en lavere samlet investeringsomkostning,

på trods af at fortyndingsfaktoren er 10 i begge disse scenarier. Den mere detaljerede

vurdering af hvert anlæg i forhold til recipient medfører en reduktion i den samlede om-

kostning (investering og driftsomkostninger) fra 28,8 milliarder kr. til 19,8 milliarder kr.

Denne reduktion skyldes, at anlæggene til en fersk recipient helt kan udelade rensetrin 1

og 25 % af anlæggene kan undvære rensetrin 3. Et anlæg, der udleder til en fersk reci-

pient ved fortynding 10, kan dermed opnå en investeringsreduktion på 1,26 millioner kr.

og en årlig driftsreduktion på 1,5 millioner kr. sammenlignet med den gennemsnitlige løs-

ning. For anlæg, der udleder til en salt recipient, er det 25 % af anlæggene, der kan und-

være rensetrin 1 og 67 % der kan undvære rensetrin 3. Dette medfører en investerings-

reduktion på 2,7 millioner kr. i investerings- og 1,9 millioner kr. i årlige driftsomkostninger

sammenlignet med et gennemsnitligt MFS-anlæg (se afsnit 3.2.7.1).

18 af de 29 virksomheder udleder til en salt recipient, hvor der er mulighed for en højere

fortyndingsfaktor end 10. Ved en højere fortyndingsfaktor vil virksomheder, der udleder til

en salt recipient, skulle leve op til mindre restriktive krav og kan dermed i visse tilfælde

undgå specifikke rensetrin, hvorved de samlede omkostninger bliver lavere (se afsnit

3.3.5).

Der kan være et incitament for virksomhederne, som i forvejen har tilledning til rensean-

læg, til at rense lokalt og selv afholde udgifterne til rensning ned til de nye kravværdier,

frem for at lade spildevandsforsyningernes renseanlæg gøre det, fordi virksomheden så

efterfølgende vil skulle betale et særbidrag, som er højere.

En enkelt virksomheds udledninger kan dog variere meget fra de gennemsnitlige udled-

ninger, hvorfor det er individuelt fra virksomhed til virksomhed, om det er mest økono-

misk fordelagtigt at investere i egen renseløsning frem for at betale særbidrag til spilde-

vandsforsyningens renseanlæg.

Omkostningerne varierer også for arsen i forhold til, hvorvidt der udledes til ferskvand el-

ler saltvand, da udlederkravet til saltvand vil være meget lavere end til ferskvand.

Tungmetaller medfører højere omkostninger end organiske stoffer. Dette påvirker udgifts-

profilen for både renseanlæg og virksomheder.

Såfremt der er store mængder miljøfarlige stoffer fra diffuse kilder, vil de ikke kunne fjer-

nes ved kilden, men kun på det kommunale renseanlæg. Alle omkostninger til rensning

for de miljøfarlige stoffer vil ikke kunne sendes videre til virksomhederne, da de diffuse

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

kilder ikke kan regningsføres. Disse omkostninger skal så dækkes af alle forsyningens

tilslutninger.

Det er vigtigt at fastsætte for hvert enkelt renseanlæg, hvor store mængder af de pågæl-

dende stoffer der stammer fra såkaldte 'diffuse kilder' i forhold til, hvor store mængder

der hidrører fra specifikke virksomheder. Såfremt de diffuse kilder udgør en stor eller væ-

sentlig del af de samlede mængder, vil dette ændre på mulighederne for at videreføre

omkostningerne til virksomhederne. Det er vigtigt at identificere, om forureningen kom-

mer fra diffuse kilder eller fra specifikke virksomheder. Såfremt det er diffuse kilder, der

er årsagen, skal der renses på renseanlægget, hvorimod hvis kilden er fra virksomhe-

derne, vil det være mere økonomisk fordelagtigt, at det renses på virksomhedernes eget

anlæg.

Der er positive miljømæssige sideeffekter forbundet med at indføre og følge de nye krav-

værdier. Hvis man renser ned til de nye kravværdier for de 14 stoffer, vil man også samti-

dig rense for øvrige stoffer og f.eks. for medicinrester. Investeringsomkostningerne, som

er beregnet i rapporten her, vil altså samtidig reelt dække omkostningerne til rensning for

andre stoffer end de 14. Vælger man efterfølgende at lade ekstraomkostningerne dække

af særbidrag fra de tilledende virksomheder, vil særbidraget skulle korrigeres for denne

rensning for andre stoffer. En yderligere økonomisk sidegevinst kunne være bedre rens-

ning for organiske stoffer og fosfor og dermed sparede spildevandsafgifter. Hvis ikke,

ville virksomhederne ende med at skulle betale for rensning af stoffer, som de rent faktisk

ikke selv påfører renseanlægget.

Den faktuelle omkostning til at fjerne de miljøfarlige stoffer er meget stedsspecifik og af-

hænger af, hvilke mængder af de miljøfarlige stoffer der tilledes. Er der f.eks. ikke kobber

i spildevandet, bliver omkostningerne pålagt de andre stoffer, og dermed bliver omkost-

ningen pr. gram af de andre stoffer højere

standsvurdering og fortyndingsforhold.

Der er gennemført en følsomhedsanalyse for beregning af særbidrag på de kommunale

renseanlæg, som viser, at tallene kan være endnu lavere. Men de kan jo i sagens natur

også være højere.

Investeringen i de nye renseteknikker betyder, at man vil kunne rense til lavere niveauer

end de nye kravværdier. Det vil ikke være muligt at overholde de nye kravværdier med

en 'mellemløsning'. Det er et enten-eller: Hvis man investerer i de teknikker, som er ana-

lyseret i rapporten, vil man kunne overholde de nye grænseværdier. Hvis man ikke inve-

sterer, vil man ikke kunne overholde dem.

Tilslutning af industrispildevand til forsyningernes renseanlæg reguleres i dag ikke af

økonomiske principper men gennem tilslutningstilladelser efter principperne i gældende

tilslutningsvejledning. COWI har i denne rapport anvist en metode til beregning af særbi-

drag, som baserer sig på de ekstraomkostninger, som det enkelte miljøfarlige stof påfø-

rer spildevandsforsyningernes renseanlæg. Processen eller metoden til at vurdere, om

der skal laves en ekstra renseproces til fjernelse af de miljøfarlige stoffer, er meget steds-

specifik. Det er den, fordi oplandet til hvert renseanlæg er forskelligt

både med hensyn

til de diffuse kilder og antallet af virksomheder, der tilleder miljøfarlige stoffer til rensean-

lægget. Hvis der er store mængder miljøfarlige stoffer i spildevandet fra diffuse kilder,

da enhedsomkostningen er den samme. Der

vil ligeledes være en stor afhængighed af det modtagende vandområde, herunder til-

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

skal der etableres en ny renseproces på renseanlægget, da der ikke kan renses for dif-

fuse kilder via end-of-pipe-løsninger. Er kilden til de miljøfarlige stoffer i spildevandet ho-

vedsageligt identificerbare virksomheder, står valget stadig mellem, om der skal etable-

res ekstra spildevandsrensning på renseanlægget og udregning af særbidrag til virksom-

hederne, eller om virksomhederne billigere vil kunne fjerne de miljøfarlige stoffer ved en

end-of pipe-løsning. Der er dog andre forhold end den beregnede økonomi, som er be-

stemmende for, om virksomheder skal lede spildevandet til forsyningens renseanlæg el-

ler rense og udlede spildevandet selv. Der er således regler for udtræden af forsynings-

selskabet, lempeligere krav end de i rapporten anvendte for tilslutningstilladelse og krav

om anvendelse af BAT, som f.eks. er rensning ved kilden.

5.2

Klapning af havsediment

I forbindelse med klapning er vurderingen alene sket på baggrund af de nye, skønnede græn-

seværdier og koncentrationen i det sediment, der er klappet i perioden 2013 til og med 2018.

Der er således ikke set på, om vandområdet i sin helhed bliver påvirket af klapning af sedi-

ment, der indeholder koncentrationer over de nye, skønnede grænseværdier. Vurderingen af,

hvor meget der i fremtiden kan eller ikke kan klappes er dermed alene en 'worst case'-analyse.

Mængden af sediment, der ved indførelsen af de nye, skønnede grænseværdier ikke længere

vil kunne klappes, hvis kriteriet alene er, at sedimentkoncentrationerne skal overholde de nye,

skønnede grænseværdier, anslås til at være 3.004.526 tons/2.414.860 m³ pr. år, svarende til

80 % af den gennemsnitlige mængde, der klappes pr. år. Med denne mængde vil de nuvæ-

rende spulefelters restkapacitet være brugt op i løbet af 4,3 år, mens landdeponierne vil være

fyldt op efter 0,8 år. Der vil derfor være et behov for udvidelse af spulefelterne og deponiernes

kapacitet.

De 80 % er en 'worst case'-vurdering. Der vil sandsynligvis kunne meddeles tilladelse til mere

sediment, da der i hver enkelt klapansøgning skal foretages en vurdering af, om klapningen

eksempelvis vil medføre en påvirkning af vandområdet som helhed. Afværgeforanstaltninger

kan sammen med klappladsens placering og vandområdets økologiske og kemiske tilstand

samt de lokale hydrologiske forhold medføre, at der i visse tilfælde, selv om de nye, skønnede

grænseværdier overskrides, ikke vil være en påvirkning af vandområdet som helhed, så Miljø-

styrelsen kan meddele tilladelse til klapning. Det har inden for rammerne for dette projekt ikke

være muligt at inkludere disse forhold i vurderingen.

Forøgelse af landdeponiernes kapacitet kræver en udvidelse af de eksisterende deponier eller

etablering af nye. Erfaringsbaserede tal viser, at et deponi koster gennemsnitligt 775 kr./m² at

etablere. Dertil kommer en stor omkostning i form af afgift til staten. De samlede omkostninger

for at kunne håndtere de øgede mængder beløber sig således til 3,5 milliarder kr. pr. år. Krav

om miljøgrab vil øge omkostningerne, men dog ikke signifikant i forhold til de øvrige omkost-

ninger.

Ønsker man i stedet at anvende spulefelter, vil omkostningerne ikke være nær så høje. Der

skal etableres nye og/eller udvides eksisterende spulefelter. En indeksreguleret pris for etable-

ring af et spulefelt er oplyst til at være 13,3 kr./m³. De samlede omkostninger for at kunne

håndtere de øgede mængder med en spulefeltsløsning beløber sig således til 135 millioner kr.

pr. år. Stilles krav om recirkulering af vand, vil omkostningen øges med yderligere 5 kr./m³, og

den samlede omkostning vil således blive 147 millioner kr. pr. år.

Ca. halvdelen af spulefelterne vurderes at kunne udvide deres kapacitet. Der er i dag ingen

modtagerpligt på spulefelterne, som ofte er ejet og drevet af havnen. Det vil derfor kræve

statslig regulering, hvis spulefelterne skal forpligtes til at modtage sediment i større omfang.

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Bilag 1. Referencer

DCE (2019).

"Assessment of hazardous substances in Danish sediment and biota

according to Norwegian, Swedish and Dutch quality standards".

Teknisk rapport

fra

nr. 146.

NOVANA og PULS data udleveret af Miljøstyrelsen.

Præsentation af Cementstabiliseringsprojekt på Kolding Havn, DGF medlemsmøde

25.10.2012. Indlæg v. Steffen Larsen, Arkil A/S Miljøteknik

Rambøll (2011)

"Bortskaffelses af havnesediment", Miljøprojekt nr. 663, 2001

Statistikbanken.dk,

PRIS115, hentet d. 16/6 2019

https://ec.europa.eu/environment/life/project/Projects/index.cfm?fuseaction=se-

arch.dspPage&n_proj_id=2135&docType=pdf

https://mst.dk/erhverv/industri/bat-bref/liste-over-alle-brefer/

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Bilag 2. Geografisk overblik

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Bilag 3. Afstand fra havn til

klapplads, spulefelt

og deponi

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Havn

Agersø havn

Agger Havn og sejlrenden

til Kasted Å

Anholt Havn

Askø Havn

Asnæs olieterminal

Asnæsværket

Asnæsværkets Kulhavn

Assens

Asaa Havn

Attrup Havn

Attrup lystbådehavn

Bandholm Havn

Bisserup Havn - Sejlrende

Bisserup Havn - sejlrende

Bogense Havn & Marina

Bogø havn

Bogø sejlrende

Bork Havn

Bregnør Havn - indsejling

Bøgeskov Fiskerihavn

Bønnerup Havn

Draget Sejlløb

Dragør Havn

Dybvig Havn Sejlrenden

Ebeltoft Færgehavn

Egense Havn - Egense

Sejlklub

Egense lystbådehavn

Ensted Olieterminal

Esbjerg Havn

Esbjerg Havn - 5. bassin

Klapplads

K_033_02

K_156_14

K_139_01

k_033_03

K_020_01

K_099_01

K_155_07

K_156_08

K_156_09

K_033_03

K_033_02

K_033_01

K_094_01

K_045_02

K_132_06

K_088_01

K_007_03

K_141_01

K_138_02

K_156_05

K_007_04

K_033_03

K_141_01

K_156_11

K_156_04

K_102_01

K_121_02/K_121_01

K_119_03

K_119_02/K_119_01

K_119_01

Afstand til klapplads Afstand til

[km]

spulefelt [km]

15,15

11,8

5,3

19,08

17,7

10,96

9,66

22,12

7,6

3,35

11,7

16,1

19,2

3,2

17,6

38,6

13,4

94,4

52,2

54,7

40,8

36,85

36,5

46,4

21,6

47,5

69,1

17,4

11,1

17,8

50,8

12,6

66,3

71,7

15,2

80,9

Afstand til

landdeponi

[km]

100,4

107,5

40,8

36,5

136,7

118,4

51,5

100

11,1

72,3

26,1

60,3

146,6

18,9

22,2

109,7

127,4

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Esbjerg Havn - Sejlrende

Esbjerg sejlrende

Esbjerg Strand

Esbjerg Østhavn

Espergærde

Faxe Ladeplads Havn

Femø Havn

Femø havn

Fjordrenden Hvide Sande

Havn

Flådestation Korsør,

klapplads Korsør

Flådestation Korsør-

Glænø

Frederikshavn Marina

Frederiskhavn Havn

Fynshav Bådehavn -

Indsejlingen

Gedser havn og sejlrende

Gedser lystbådehavn

Gilleleje Havn

Gjøl Fiskeri- og

Lystbådehavn

Gjøl Havn

Glatved havn

Glatved moler

Glyngøre Havn

(sejlrende)

Grenaa Lystbådehavn

Gyldendal lystbådehavn

Hals Barre

Hanstholm Havn

Hanstholm Havn Bassin 4

Haverslev Havn

Havnsø Havn

Hejlsminde Bådelaug

Helsingør Nordhavn

Hesnæs

Hesnæs havn

Hirsholm Havn

K_119_02/K_119_01/K_119_03 17,6

K_119_01, K_119_02

K_119_1 & K_119_2

K_119_01, K_119_02

K_011_03

K_046_03

K_033_03

K_034_01/K_034_02

K_034_02

K_134_01

K_027_03

K_033_02

K_155_05

K_163_04

K_115_01

K_052_01

K_005_02

K_156_05

K_156_15/16

K_150_01

K_156_19

K_150_01

K_156_03

K_155_09

K_161_03

K_156_09

K_028_02

K_099_01

K_011_03

K_044_02

K_044_03

K_155_12

17,6

7,44

8,8

3,34

9,2

16,5

8,5

27,1

6,4

14,2

2,2

5,3

12,5

3,5

25,4

3,5

14,8

8,2

55,5

30,5

25,3

47,4

20,6

37,4

121

17,6

35,5

19,6

37,5

12,3

15,5

31,5

18,1

127,4

9,3

77,1

128,8

92,3

162

151

15,3

19,6

16,2

22,8

18,2

78,5

7,3

120

11,2

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Hirtshals havn

Hirtshals Sejlrende

Hjarnø Havn

Hjortø Sejlrende

Hornbæk havn

Hou Havn

Hou Lystbådehavn

Humlebæk Havn -

Sejlrende

Hundige havn

Hvalpsund Havn

Hvide Sande Fjordrende

Hvide Sande Havn

K_162_01

K_122_02

K_091_02

K_013_01

K_143_03

K_155_08

K_011_01

K_007_01

K_157_01

K_134_01

2,5

12,4

2,8

20,4

6,6

9,2

3,34

16,6

7,31

15,7

3,6

3,5

0,4

1,1

1,5

13,5

20,6

109

40,5

85,7

43,4

4,5

92,3

110

150

123

85,7

135

Hvide Sande Havn - Nord- K_134_01

og Sydhavnsbassiner

Hvide sande havn,

K_132_01

Tyskerhavnen

K_091_02

Højesteneløbet

Hårbølle havn

Jegindø fiskerihavn

Jegindø Havn

Jyllinge Lystbådehavn

Kalundborg havn

Kalundborg Ny Vesthavn

Kalvø Havn

Kanal i Vejle

Lystbådehavn

Kerteminde marina

Kerteminde Trafikhavn

Kerteminde Trafikhavn og

Marina

Klintholm Havn

Klintholm Havn -

Vestmole

Kolding Havn

Korsør havn, yderhavnen

Korsør Lystbådehavn

Kragenæs Havn

Kragenæs havn

Kragenæs havn indsejling

Kragenæs havn, gamle

havnebassin

K_044_02

K_156_03

K_005_01

K_020_01

K_102_01

K_164_01

K_096_01

K_044_01

K_164_01

K_027_03

K_027_02

K_033_03

K_034_01

K_033_03

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Kragenæs havn,

indsejling

Kragenæs sejlrende

Kriegers Flak

Kulhuse Havn - Sejlrende

Kulhuse sejlrende

Københavns Nordhavn

Løgstør Grunde

Løgstør Kanalhavn

Løgstør Vester Bådhavn

og Kanalhavn

Marbjerg Løb

Mariager fjord (sejlrende)

Mariager fjord Sejlrende

Marina Fjordpark

Nørresundby

Marstal sejlrende

Masnedø Gødningshavn

Masnedø Havn

Masnedø Kalv arkæologi

Masnedø Marinecenter

Masnedø Østflak

Middelfart

Middelfart marina

Mosede

Mou lystbådehavn

Nakskov Fjord

Nibe Havn

Nivå Havn - Sejlrenden

Nordby Havn Fanø

Nordhavnen

Nordre Bådehavne

Nørresundby

Norsminde Lystbådehavn

Nyborg NCC

Nykøbing Falster

lystbådehavn

Nykøbing Falster

lystbådehavn

K_034_02

K_034_01

K_046_03

K_024_01

K_005_02

K_010_01/02

K_156_10

K_155_11

K_156_17

K_091_01

K_033_04

K_033_03b

K_045_01

K_033_03b

K_164_01

K_164_02

K_007_01

K_007_02

K_156_04

K_050-01

K_157_01

K_156_05

K_011_01

K_119_02

K_134_01

K_156_17

K_143_03

K_095_01

K_033_03

K_052_01

1,5

8,8

14,5

2,2

20,5

0,3

3,34

7,8

30,5

43,4

0,6

20,6

135

45,6

185

155

151

130

92,3

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Nykøbing Mors Havn

Nykøbing Mors havn

Nyord Havn

Nyt Løb / Hestehoved

Dyb

Nyt løb, Grønsund

Odden fiskerihavn

Odden Færgehavn

Odden Havn

Omø havn

Orehoved havn

OST Nord fase 3 + 5

Otterup lystbådehavn

Præstø Havn

Randers Havn, Barren

Reersø Havn

Ringkøbing havn

Ringkøbing havn,

sejlrende

Roskilde Fjord

forbindelsen

Rungsted Havn -

Havnebassiner

Rungsted Havn -

Sejlrenden

Rødby havn & sejlrende

Rømø havn, søndre

bassin

Rønne

Rønne Havn

Rørvig Havn -

Havnebassin

Røsnæs Havn

Sandhage Rende

Sandhage rende

(Bøgestrømmen)

Sejlrende øst om

Masnedø

Sillerslev Havn -

Sejlrenden

Skagen Havn

Skaven havn sejlrende

Skive jollehavn

K_156_02

K_156_19

K_046_01

K_045_03

K_044_02

K_032_01

K_028_01

K_032_01

K_033_02

K_033_03

K_088_02

K_046_03

K_138_01

K_027_001

K_027_01

K_132_02

K_005-02

K_011_01

K_011_2

K_051_01

K_111_01

K_058_01

K_024_01

K_028_02

K_046_01

K_033_03B

K_156_03

K_155_02

K_132_05

K_157_01

1,8

37,5

1,1

4,7

1,5

4,4

0,5

64,2

146

26,5

138

64,2

118

163

175

28,3

136

110

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Skive Søsports Havn

Skudehavnen

Nørresundby

Skødshoved Bro Jollehavn

Skårupøre Bådelaug

Sletten

Slotsbryggen

Slunden og Fanø Lo

K_157_01

K_156_17

K_147_01

K_090_01

K_011_01

K_033_03 Kogrund

K_121_02/K_121_01/

K_119_02/K_119_01

K_121_01, K_121_02,

K_121_03

K_126_01

K_126_01/K_122_02

K_027_02

K_020_01

K_132_03

K_033_02

K_155_12

K_155_01

K_156_17

K_156_14

K_143_01

K_091_01

K_156_03

K_133_01

K_156_14

K_161_02

K_156_14

K_156_17

3,5

106

147

Slunden og Fanø Lo

Snaptun Havn

Snaptun Lystbådehavn

Sprogø Havn

Statoil Refining Denmark

A/S

Stauning havn

Stigsnæs havn

Stigsnæs Kulhavn

Strandby Havn

Sæby havn

Sæby Havn

Sælhundeholm Løb

Sælvig havn

Søndre Løb (sejlrende

mellem Marstal og

Østersøen)

Tambohuse Naturhavn

Thorsminde Havn

Thorsminde Jollehavne

Thorsminde Vesthavn

Thyborøn Agger

færgehavn

Thyborøn færgeleje

Thyborøn havn

Thyborøn Havn

Thyborøn Havn -

Kølevandskanalen

Thyborøn Havn -

Yderhavn og Sejlløb til

Sydhavn

1,5

2,3

100

2,3

147

135

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Thyborøn industrihavn

Thyborøn Kanalen

Toreby Sejlklub

Tuborg sydhavn

Tunø Havn

Tyskerhavn, Hvide Sande

Taar færgehavn

Tårs Fiskeri- og

Lystbådehavn

Tårs fiskeri- og

lystbådehavn -

havnebassin

Tårs Fiskeri- og

Lystbådehavn - sejlrende

Tårs Færgehavn

Vedbæk Havn

Vedbæk Havn -

Havnebassiner

Vedbæk Havn -

Havnebassiner

Vedbæk Havn -

Sejlrenden

Vejle Havn

Vejle havn - Kirk Kapital

Venø Havn

Vesterø

Vestre Bådehavn

Nørresundby

Vordingborg Vesthan

udvidelse

Vordingborg vesthavn

Øer Maritime Havn

Øster Hurup Havn

Østerby

Aalborg Havn

Aalborg havn A/S

Aalborg Nørresundby

fritidshavne

Ålbæk Havn

Aarhus Havn

K_156_14

K_033_03

K_011_02

K_143_02

K_134_01

K_050_01

K_011_02

K_006_01

K_164_01

K_156_03

K_163_02

K_091_03

K_156_17

K_033_04

K_141_03

K_155_10

K_163_03

K_156_15/K_156_16

K_156_15/16

K_156_17

K_155_03

K_141_02

2,3

3,34

5,5

2,3

20,6

92,3

112

140

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Bilag 4. Tal der indgår i

økonomisk beregning

vedr. klapning

Miljøstyrelsen / Beregning af erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at fastsætte miljøkvalitetskrav for 14 stoffer

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Oprensning Slæbesugning

Ydelse

Mængde

Sejlads (fra

oprensning til

klapplads eller

nærmeste havn)

Pris pr. m³ for

oprensning

Mængde/strækning

100.000

>15

Enhed

sømil

Bemærkninger

Kilder

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

Kilde: "Bortskaffelses af

havnesediment", Miljøprojekt

nr. 663, 2001, Rambøll, s. 45

31,3*

kr./m

mio. kr.

Pris i alt for

3,1

oprensning af

100.000 m

Administrative omkostninger for erhvervet

Ansøgning om

30 (20-50)

tilladelse til

oprensning

Timepris for

800

erhvervet

Administrative

24.000

omkostninger i alt

Omkostninger til

4.000

analyse af sediment

Antal prøver pr. m³

40.000

timer

Meget forskelligt fra opgave

til opgave

Kan varierer alt efter den

enkelte rådgiver

Bruger her 30 timer, men det

kan variere.

Erfaringstal, prøvetagning

osv. inkluderet

Ved 10 prøver

https://bygga.dk/raadgivend

e-ingenioerer/

kr./time

kr.

kr./prøve

Kr.

Bortskaffelse af oprenset materiale

Klapning direkte på havbunden

Ydelse

Mængde/strækning

Mængde

100.000

Transport

Sejlads ud til klappladsen

Afstand til

klapplads

Pris for transport

Enhed

Bemærkninger

Kilder

kr./km/m

Gennemsnit fra

afstandsberegning

Pris oplyst af Rohde-Nielsen

Pris i alt for sejlads

Afstand til

klapplads

Etablering af klapplads (direkte på havbunden)

Pris pr. klappet m

15,3*

mio. kr.

Sømil

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

Kilde: "Bortskaffelses af

havnesediment", Miljøprojekt

nr. 663, 2001, Rambøll, s. 45

kr./m

Pris i alt for

klapning af

materialet

1,5

mio. kr.

Deponering i spulefelt

Ydelse

Mængde/strækning

Sedimentet sendes til spulefelt

Mængde

100.000

Transport

Sejlads

1664,4*

Enhed

kr./time

Kilde: "Bortskaffelses af

havnesediment", Miljøprojekt

nr. 663, 2001, Rambøll, s. 45

Bemærkninger

Kilder

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Antal timer for

sejlads, idet

spulefelter ofte er

placeret tæt på

opgravningsstedet

Antal sejladser ved

pramkapacitet 1000

Pris i alt for sejlads

Afstand til spulefelt

Pris for transport

fra oprensningssted

til spulefelt

Indeksreguleret pris

pr. klappet m

2,0

timer

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

100

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

mio. kr.

sømil

kr./m

0,33

13,5

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

18*

kr./m

Kilde: "Bortskaffelses af

havnesediment", Miljøprojekt

nr. 663, 2001, Rambøll, s. 45

Pris i alt for

1,8

mio. kr.

transport fra

oprensningssted til

spulefelt

Spulefelt

Pris for

15,3*

kr./m

indpumpning

(monteret

rørledning)

Pris i alt for

1,5

mio. kr.

deponering i

spulefelt

Etablering og drift af spulefelt

Etablering

13,3*

kr./m

Kapacitet

100.000

Drift

4,7

kr./m

Omkostninger i alt

1.8

mio. kr.

for etablering og

drift

Administrative omkostninger for erhvervet

Udarbejdelse af

timer

ansøgning om MGK

Udarbejdelse af

timer

VVM-oplysninger

Administrative

120.000

kr.

omkostninger i alt

for erhvervet

Landdeponi uden behov for ekstra rensning af perkolat

Ydelse

Mængde/strækning

Enhed

Bemærkninger

Sedimentet sendes til landdeponi

Mængde

100.000

Omlosning

Omlosning fra pram

30*

kr./m

til lastbil

Udgifter i alt til

mio. kr.

losning

Transport

Kørsel

Afstand fra

losningssted til

deponi (i lastbil) (+

returkørsel)

Kilde: "Bortskaffelses af

havnesediment", Miljøprojekt

nr. 663, 2001, Rambøll, s. 45

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

Kapacitet pr. lastbil

Antal km i alt i

lastbil (+

returkørsel)

Pris pr. km

Pris for kørsel i alt

Deponering

Deponering på

losseplads

Pris i alt for

deponering

Etablering af deponi på land

Etablering

500.000

Der skal også indregnes tom

returkørsel

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

149,1*

14,9

Kr.

mio. kr.

kr./m

mio. kr.

775

kr./m²

Min: 720 kr./m², Max: 870

kr/m² gennemsnit: 775

kr/m² (COWU erfaringstal)

Areal krævet, hvis

sediment stakkes i 2

m højde

Kapacitet

Omkostninger i alt

for etablering og

drift

Afgift til staten

Afgift

1 ton sediment

svarer til

50.000

100.000

m²

mio. kr.

Meget lavt tal set priser op

til 500 mio kr

475

0,56

kr./ton

1000 m³ svarer til ca. 1.800

tons

https://www.retsinformation

.dk/eli/lta/2020/503

Kilde: Tilladelse til oprgavning

af sediment i Hobro Havn,

2019.

Tons i alt der skal

178.571

tons

svares afgift af

Afgift der i alt skal

84,82

mio. kr.

betales

Administrative omkostninger for erhvervet

Udarbejdelse af

Timer

ansøgning om MGK

Udarbejdelse af

Timer

VVM-oplysninger

Administrative

120.000

Kr.

omkostninger i alt

for erhvervet

*indeksreguleret i forhold til 2019 tal, Kilde:

Statistikbanken.dk, PRIS115, hentet d. 16/6 2019.

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

Kilde: MST, svar på bestilling

modtaget d. 20/8 2019

MOF, Alm.del - 2024-25 - Endeligt svar på spørgsmål 964: Spm. om rapporter fra Cowi om de erhvervsøkonomiske konsekvenser ved at indføre grænseværdier for en række miljøfarlige stoffer

[Bagside Overskrift]

[Bagside Tekst]

Miljøstyrelsen

Haraldsgade 53

2100 København Ø