Framtidens deponier – en torr historia?

Framtidens deponier
– en torr historia?
RAPPORT D2013:01
ISSN 1103-4092
Förord
Antalet aktiva deponier i Sverige minskar stadigt, men kraven på behandlingen av lakvatten ökar. På
grund av förbudet att deponera organiskt avfall har sammansättningen av avfallet som ändå deponerats
sedan början av 2000-talet förändrats. Gammal kunskap om hur deponiers lakvatten ska behandlas
och hur länge behandling ska pågå går delvis inte att använda längre. Därför behövs ny kunskap för att
lättare kunna förutsäga vilka krav som kommer att ställas på den moderna deponin.
Med grund i en avhandling av Hanna Modin (Teknisk Vattenresurslära, Lunds Tekniska Högskola/
Lunds Universitet) har hon tillsammans med Kenneth M Persson (Teknisk Vattenresurslära, Lunds
Tekniska Högskola/Lunds Universitet) och Martijn van Praagh (Centrum för miljö- och klimatforskning,
Lunds Tekniska Högskola/Lunds Universitet) sammanställt denna rapport.
Malmö december 2012
Carl Odelberg
Ordf. Avfall Sveriges
Utvecklingssatsning Deponering
Weine Wiqvist
VD Avfall Sverige
FÖRFATTARNAS FÖRORD
Forskningen som beskrivs i denna rapport hade inte varit möjlig utan de deponier som mycket generöst
bidrog med data, avfallsprover och lakvattenprover. Författarna vill därför tacka för all hjälp från
Fläskebo, Högbytorp, Spillepeng och Filborna.
Vi vill också tacka våra kollegor vid ingenjörsskolan Ensil, Université de Limoges, Frankrike för att vi
fick möjlighet att genomföra försök i deras lab.
Helena Palm som gjorde sitt exjobb på avdelningen för teknisk vattenresurslära och därigenom bidrog
till denna rapport förtjänar också att uppmärksammas för sitt arbete.
Vi vill också tacka Peter Rådström, Teknisk Mikrobiologi, Lunds Tekniska Högskola för utrymme i lab
och Malik Badshah, Bioteknik, Lunds Tekniska Högskola för gaskromatografimätningar.
Sammanfattning
Under de senaste decennierna har Europeiska unionen lagstiftat om avfallshantering och deponering
för att minska dess miljöpåverkan. De allt strängare reglerna och ett ökat intresse för att utnyttja de
resurser som finns i avfall har lett till stora förändringar av avfallshantering i allmänhet och deponering
i synnerhet. I Sverige har andelen hushållsavfall som deponeras minskat från 35 % 1995 till 1 % 2010.
Sammansättningen av det avfall som faktiskt deponeras är inte heller densamma som förr. Framförallt
är det mängden organiskt material som har minskat, och det organiska avfall som trots allt deponeras är
generellt mycket mindre nedbrytbart idag.
Förändringar i deponiers miljöpåverkan väntas bli följden av förändringarna. Den minskade mängden
organiskt material innebär att oorganiska föroreningar, t.ex. tungmetaller, kan bli relativt sett mer
dominerande i lakvattnet. Kunskapen om föroreningspotentialen från de moderna deponierna är
fortfarande ofullständig och därför initierades det projekt, D100, som beskrivs i denna rapport. Målet
för projektet var att undersöka den framtida miljöpåverkan från deponier. Fokus lades på tungmetaller
och organiska ämnen.
Resultaten visar att den mest slående skillnaden mellan moderna deponier för främst oorganiskt
avfall och traditionella hushållsavfallsdeponier är de låga koncentrationer av löst organiskt kol och
ammonium som kan uppnås i de moderna lakvattnen. Dessutom visar kvaliteten på det organiska
materialet i lakvattnet att avfallet i de moderna deponierna är relativt stabilt mot nedbrytning redan
från början. Ammonium anses vara den mest problematiska föroreningen från hushållsavfallsdeponier
på lång sikt och därför kan de låga ammoniumhalterna i moderna deponier sägas vara den största
miljöförbättringen med avseende på lakvattnet. När det gäller moderna lakvatten behöver reningen i
många fall därför inte längre fokusera på organiskt material och näringsämnen. Dock kan variationen
mellan olika deponiceller komma att öka i framtiden och det kan inte uteslutas att biologisk behandling
kan vara nödvändig i vissa fall.
De moderna deponiceller som studerats här hade förhöjda halter av vissa metaller jämfört med
äldre deponier medan andra metallhalter var i samma storleksordning. När organiskt material och
näringsämnen förlorar i betydelse kan därför reningen behöva byta fokus mot metaller. Även från ett
avfallsmaterial med relativt låg emissionspotential kan vissa metaller uppvisa förhöjda halter under
mycket lång tid (>500 år) framöver.
Trots de små mängderna organiskt material kunde en mätbar nedbrytningspotential detekteras i ett
avfall från en modern deponi med låga halter av organiskt material. Moderna deponier kan komma
att bli åtminstone delvis syrefria. Detta förväntas främst påverka lakvattenkvaliteten och göra den
mer lik den i hushållsavfallsdeponier än väntat från helt oorganiska material. Men på grund av de små
mängderna organiskt material kommer nedbrytningen sannolikt att upphöra tidigare och de moderna
deponierna kan komma att oxideras tidigare. Effekten av nedbrytning och efterföljande oxidation på
lakvattnet på lång sikt bör därför bedömas i framtida studier.
Oorganiska parametrar var dominerande i multivariata dataanalyser, troligen på grund av att de är
relaterade till en stor del av variationen orsakas genom utspädning och eftersom många parametrar
relaterade till salthalten ingår i de flesta övervakningsprogram. Tydliga samband mellan organiskt
material och tungmetaller har endast visats i vissa dataset varav ett kom från den moderna deponin
Fläskebo. Det finns således inga belägg för att effekten av organiskt material på metallhalter är
mindre i sådana deponier. Detta skulle kunna bero på den biokemiska omgivningen är liknande den i
hushållsdeponier som en följd av viss nedbrytning faktiskt pågår.
Multivariat analys har visat sig vara användbar för att statistiskt klarlägga eventuella relationer mellan
parametrar i lakvattendata. De underlättade identifiering av orsakerna till variationen i lakvattendata
såsom utspädning, redoxpotential, och behandlingseffekt. En multivariat metod, PCA, kan användas
för att optimera analysprogram genom dess förmåga att identifiera viktiga eller överflödiga parametrar.
ABSTRACT
In recent decades, the European Union adopted legislation aiming at reducing the environmental impact
from waste management and landfilling. Together with an increased interest in using the resources in the
waste this has led to major changes in waste management in general and landfill in particular. In Sweden,
the proportion of household waste going to landfill has decreased to 1 %. Furthermore, the waste that
goes to landfill is not the same as before. Above all, the amount of organic material has decreased, and
the organic waste that still is landfilled is generally much less degradable today. The changes will lead to
altered emission potentials from landfills. The decreased amount of organic materials leads to inorganic
contaminants, such as heavy metals, becoming relatively more dominant in the leachate. Knowledge
of the pollution potential of the modern landfills is, however, still incomplete and therefore the project
described in this report was initiated. The objectives were to examine the future environmental impact
of landfills. Focus was put on heavy metals and organic substances.
The results show that the most striking difference between modern landfills with mainly inorganic waste
and older municipal solid waste (MSW) landfills are the low concentrations of dissolved organic carbon
and ammonia that can be achieved in modern leachates. Moreover, the quality of the organic matter in
the leachate shows that the waste in the modern landfills is relatively stable against degradation already
at the time of landfilling. Ammonium is considered the most problematic pollution from household
waste landfills in the long run and therefore the low ammonium concentrations in modern landfills
can be regarded as the biggest improvement with respect to the leachate. Treatment of modern landfill
leachates probably do not need to focus on organic matter and nutrients in most cases. However, the
variation between different landfill cells may increase in the future and it is possible that biological
treatment may be necessary in some cases. The modern landfill cells studied here had elevated levels of
certain metals when compared to older landfills, while other metal concentrations were similar. When
the significance of organic matter and nutrients the treatment might need to switch focus to metals.
The results further showed that even from a waste with a relatively low emission potential, some metal
concentrations can remain elevated for a long time.
Despite the small amounts of organic material there was a measurable degradation potential in a waste
from a modern landfill with low levels of organic matter. Thus modern landfills may become at least
partially anoxic. This is expected to primarily affect leachate quality and make it more similar to that of
MSW landfills than expected from completely inorganic materials. However, due to the small amounts
of organic matter, the degradation potential is likely to be depleted earlier, and the modern landfills may
experience a shorter anaerobic phase. The effect of degradation and subsequent oxidation of the longterm leachate composition should therefore be assessed in future studies.
Inorganic parameters were dominant in the multivariate data analyses, probably because they are
related to a large proportion of the variation that is caused by dilution and salinity and because many
parameters are included in most monitoring programs. Clear relationships between organic matter
and heavy metals have only been shown in a few data sets, one of which was from the modern landfill
Fläskebo. There is therefore no evidence that the effect of organic matter on the metal concentrations
is smaller in modern landfills. This could be due to the biochemical environment being similar to MSW
disposal sites, as a result of the remaining degradation potential.
Multivariate data analysis has proven to be useful to statistically demonstrate possible relationships
between parameters in the leachate data. It further facilitated the identification of the causes of variation
in the leachate data such as dilution, redox potential, and treatment effect. PCA can be used to optimise
the control programs because of its ability to identify important or redundant parameters.
FÖRKORTNINGAR OCH SYMBOLER
BOD7 Biologisk syreförbrukning mätt under 7 dagar
CH4Metan
CO2Koldioxid
COD Kemisk syreförbrukning
DOC Löst organiskt kol
EU
Europeiska unionen
H2Vätgas
HAHuminsyror
HPO Hydrofobiska ämnen
HPI
Hydrofila ämnen
HSHumusämnen
L/S
Kvot mellan lakvätska och fast material, Liquid to solid ratio
NH4Ammonium
NtotTotalkväve
PCAPrincipalkomponentsanalys
PCPrincipalkomponent
TOC Totalt organiskt kol
TPH Transfila ämnen
Innehåll
1Inledning
1.1Bakgrund
1.2Syfte och avgränsningar
2Material och metoder
2.1Avfallsmaterial, lakvattenprover och lakvattendata
2.2Multivariat dataanalys
2.3Laktester
2.4 Karaktärisering av organiskt material i lakvattnet
2.5Nedbrytning
2.6Litteraturstudie
3Resultat och diskussion
3.1Organiskt material, ammonium och sulfat
3.2 Karaktärisering av organiskt material i lakvattnet
3.3Nedbrytning
3.4Tungmetaller
3.5Litteraturstudie
4Diskussion kring projektfrågorna
4.1 Går det att identifiera en ”verklighetsfaktor” som beskriver relationen mellan
kolinnehållet i det deponerade avfallet och de faktiska emissionerna från deponin?
4.2Hur påverkas urlakning av metaller av organiskt material?
4.3Hur påverkas omsättningen av avfallet och urlakningen av
metaller av vatteninnehållet i deponin?
4.4Hur stor nedbrytningspotential kan antas kvarstå vid sluttäckning?
4.5 Vilken praktisk nytta kan avfallsbranschen få av de statistiska metoder
som vidareutvecklats i detta projekt?
4.6 Är kontrollprogrammen rätt anpassade till dagens moderna kolfattiga deponier?
4.7Hur kommer lakvattnet från Fläskebo och andra kolfattiga
deponier att utvecklas i framtiden?
4.8Skall nu den moderna kolfattiga deponin vara blöt eller torr?
5Slutsatser och fortsatt forskningsbehov
1
1
2
3
3
4
4
4
5
5
6
6
8
8
9
13
15
15
16
16
17
17
19
19
20
21
Referenser23
1 INLEDNING
1.1 Bakgrund
Deponering var länge den vanligaste formen av avfallshantering i Sverige. I många europeiska länder,
för att inte tala om resten av världen är detta fortfarande fallet (EEA 2009; Laner m.fl. 2012). I flera
avseenden är deponering raka motsatsen till en hållbar avfallshantering. Det är inte bara ett slöseri
med resurser, men deponierna i sig utgör en miljöbelastning. Nedbrytning av organiskt material i
deponier ger upphov till så kallad deponigas som är en växthusgas. Vatten som kommer in i deponin
bildar lakvatten som kan transportera föroreningar till omgivningen. (Kjeldsen m.fl. 2002; Öman och
Junestedt 2008)
Under de senaste decennierna har Europeiska unionen (EU) lagstiftat om avfallshantering och
deponering för att minska dess miljöpåverkan (EEA 2009). Avfallshierarkin i ramdirektivet om avfall
(75/442/EEG nu ersatt av 2008/98/EG) slår fast att återvinning och återanvändning ska prioriteras före
deponering. EU:s deponeringsdirektiv (1999/31/EG) kräver bland annat att allt avfall skall förbehandlas
före deponering och att medlemsländerna skall begränsa deponeringen av organiskt avfall. Det ställer
också krav på deponiernas konstruktion, t.ex. måste alla deponier ha en naturlig eller konstruerad
geologisk barriär för att förhindra utbyte av vatten med omgivningen.
De allt strängare reglerna och ett ökat intresse för att utnyttja de resurser som finns i avfall har lett till
stora förändringar av avfallshantering i allmänhet och deponering i synnerhet. I Sverige har andelen
hushållsavfall som deponeras minskat från 35 % 1995 till 1 % 2010. Detta har lett till att många deponier
har avslutats, i Sverige och på andra håll. (EEA 2009; Avfall Sverige 2010; Avfall Sverige 2011) Det
avfall som faktiskt deponeras är inte heller detsamma som förr. Framförallt är det mängden organiskt
material som har minskat, och det organiska avfall som trots allt deponeras är generellt mycket mindre
nedbrytbart idag, på grund av sortering och förbehandling (EEA 2009; Naturvårdsverket 2010).
Vattenhalten har också förändrats i riktning mot torrare avfall (van Praagh 2007).
Syftet med förändringarna är att avfallshanteringen skall få en minskad miljöpåverkan och det kan
också förväntas att förändringar av miljöpåvekan har skett (van Praagh 2007; Manfredi m.fl. 2010).
Gasbildningen kan bli försumbar i deponier som uppfyller den nya lagstiftningen, vilket i så fall leder till
att den huvudsakliga miljöpåverkan kommer från lakvattnet. Den minskade mängden organiskt material
innebär att oorganiska föroreningar, t.ex. tungmetaller, kan bli relativt sett mer dominerande i lakvattnet.
Detta beror dels på att stora mängder förhållandevis oförorenat avfall har styrts bort från deponi, och
det kvarvarande avfallet därför kan väntas innehålla högre koncentrationer av föroreningar. Dessutom
befaras metallerna bli mer lättrörliga i moderna deponier, på grund av att nedbrytningspotentialen
inte räcker till för att åstadkomma syrefria förhållanden och många tungmetaller är mer lättrörliga i
syresatta förhållanden.
1
Kunskapen om föroreningspotentialen från de moderna deponierna är fortfarande ofullständig även om
framsteg har gjorts på senare år, se t ex van Praagh (2007), Parker m.fl. (2007), Kumpiene m.fl. (2011),
Scharff m.fl. (2011) och Scheutz m.fl. (2011). För att förbättra kunskapen om framtidens deponier
genomfördes vid avdelningen för Teknisk Vattenresurslära vid Lunds Tenkiska Högskola projekt
D079 inom Avfall Sveriges deponeringssatsning (Avfall Sverige 2009). Projektet avslutades 2009 och
huvudsyftet var att jämföra lakvattnet från Fläskebo-deponin med det från äldre deponier då Fläskebo
kan anses vara representativ för de deponier som kommer att anläggas framöver. När projektet var
avslutat hade nya frågor uppstått och därför initierades ett uppföljningsprojekt, D100, vilket beskrivs i
denna rapport.
1.2 Syfte och avgränsningar
Målet för den forskning som beskrivs i denna rapport var att undersöka den framtida miljöpåverkan
från deponier. Fokus lades på tungmetaller och organiska ämnen. Denna inriktning valdes eftersom
(i) det deponerade organiska materialets ändrade kvantitet och kvalitet är den främsta orsaken till
förändringarna av deponierna och (ii) tungmetaller kommer sannolikt att vara bland de föroreningar
som orsakar mest miljöproblem i framtidens deponier.
Nedan listas de frågeställningar som behandlades i projektet. Dessa är delvis omformulerade och
förtydligade sedan projektansökan.
1. Går det att identifiera en ”verklighetsfaktor” som beskriver relationen mellan kolinnehållet i det
deponerade avfallet och de faktiska emissionerna från deponin?
2. Hur påverkas urlakning av metaller av organiskt material?
3. Hur påverkas omsättningen av avfallet och urlakningen av metaller av vatteninnehållet i deponin?
4. Hur stor nedbrytningspotential kan antas kvarstå vid sluttäckning?
5. Vilken praktisk nytta kan avfallsbranschen få av de statistiska metoder som vidareutvecklats i detta
projekt?
6. Är kontrollprogrammen rätt anpassade till dagens moderna kolfattiga deponier?
7. Hur kommer lakvattnet från Fläskebo och andra kolfattiga deponier att utvecklas i framtiden?
8. Skall nu den moderna kolfattiga deponin vara blöt eller torr?
2
2 MATERIAL OCH METODER
2.1 Avfallsmaterial, lakvattenprover och lakvattendata
I det förra projektet studerades lakvattendata från Fläskebodeponin och dessa data jämfördes med
data från äldre deponier. Fläskebo var den första deponin som anlades helt i enlighet med den svenska
implementeringen av EU:s deponidirektiv. Sedan det projektet har ytterligare moderna deponiceller
börjat producera lakvatten. I denna studie har lakvattendata från två sådana celler, belägna på
Högbytorps avfallsanläggning, studerats och jämförts med data från Fläskebo och äldre deponier. All
lakvattendata från Fläskebo, Spillepeng och Högbytorp representerar obehandlat lakvatten. Målet
var att så långt som möjligt studera obehandlat lakvatten. Från Filborna studerades data från både
behandlat och obehandlat lakvatten.
Lakvattenprover från deponierna Fläskebo, Högbytorp och Spillepeng användes i studien. Dessa prover
togs i slutet av 2009 och användes för att närmare studera kvaliteten på det lösta organiska materialet
i lakvattnet.
Försök har även gjorts med fast avfall från Fläskebo. Avfallet samlades in från en cell med en relativt
homogen sammansättning av främst obrännbara rester från sortering av bygg- och rivningsavfall. Detta
avfall kommer hädanefter kallas ”restavfall från Fläskebo”. Det bestod främst av isoleringsmaterial och
ett granulärt material som bland annat innehöll rester av gipsskivor. Det fanns också fragment av trä,
spånskivor och liknande organiska material. Större bitar av betong, sten, tegel etc. sorterades bort. Delar
av samma avfallsprov användes redan i projekt D079.
Samtliga deponiceller varifrån data, lakvatten och/eller avfallsmaterial har hämtats är beskrivna i Tabell 1.
Tabell 1. Deponier/deponiceller som studerats i projektet
Deponi
Fläskebo
Driftsperiod
2003–idag
Högbytorp, stor, äldre, blandad deponi
1964–2008
Högbytorp, jordcell
Högbytorp, restavfallscell
2003–idag
2009–idag
Spillepeng, äldre hushållsavfallscell
Spillepeng, yngre hushållsavfallscell
Filborna, stor, äldre, blandad deponi
1990-1994
1994–2001
1951–2008
3
Typ av avfall i deponin
Blandat industriavfall och bygg- och
rivningsavfall, <10 % TOC
Blandat hushållsavfall, industriavfall, byggoch rivningsavfall och jordar, etc.
Främst förorenad jord
Främst restavfall från återvinningscentraler
(inklusive dispensavfall)
Främst hushållsavfall
Främst hushållsavfall
Blandat hushålls- och industriavfall
2.2 Multivariat dataanalys
Lakvatten är en mycket komplex blandning innehållande många typer av föroreningar med olika och
varierande koncentrationer. Blandning av lakvatten från olika delar av deponin före provtagning och
stora variationer komplicerar bilden ytterligare (Kängsepp och Mathiasson 2009; Kalčíková m.fl.
2011). Traditionell, uni-och bivariat statistik är därför ofta otillräcklig för att studera lakvattendata
och multivariata metoder är bättre lämpade (Avfall Sverige 2006; Avfall Sverige 2009). I projekt D100
användes metoden principalkomponentsanalys (PCA). Det är ett kraftfullt statistiskt verktyg för att
förenkla stora och komplexa datamängder och få en överblick av relationerna mellan olika parametrar.
Användning av PCA inom lakvattenhantering har tidigare beskrivits i Avfall Sverige-rapporter (Avfall
Sverige 2006; Avfall Sverige 2009). I projekt D079 studerades ett antal lakvatten med PCA och inbördes
jämförelser gjordes. I projekt D100 som beskrivs här användes PCA främst till att studera samvariationer
mellan metaller och organiskt material i lakvatten från Filbornadeponin före och efter behandling i
dammar.
2.3 Laktester
Laktester används ofta för att uppskatta de potentiella utsläppen från avfallsmaterial. I projekt 079
genomfördes satsvisa nedbrytningstester. I projekt D100 som beskrivs i denna rapport följdes dessa upp
med kontinuerliga försök då dessa anses representera verkligheten bättre än satsvisa (Kalbe m.fl. 2008;
Grathwohl och Susset 2009). I laktesterna användes restavfallet från Fläskebodeponin.
De kontinuerliga laktesterna skedde enligt en modifierad version av standarden CEN/TS 14405. Avfallet
fylldes i kolonner med höjden ca 50 cm och innerdiametern 10,5 cm. Avjoniserat vatten pumpades sedan
genom avfallet nedifrån och upp till dess att förhållandet mellan mängden lakvätska och mängden avfall,
den så kallade L/S-kvoten (eng: liquid to solid ratio) var tio. Detta tog drygt två veckor. För att undvika
biologisk aktivitet i kolonnerna spolades de och behållarna med lakvätska med kvävgas. Utflödet
från kolonnerna provtogs regelbundet och blandades samman till tre flödesrepresentativa prover. De
representerar L/S 0–0,1, LS 0,1–2 respektive L/S 2–10.
En av kolonnerna i laktestet lakades med en alternativ lakvätska i stället för avjoniserat vatten:
ett simulerat läckage från sluttäckning av deponin. Syftet var att se om detta kunde orsaka ett ökat
föroreningsläckage från avfallet. Sluttäckningen simulerades i labskala. Tätskiktet bestod av två
tredjedelar fiberslam (en restprodukt från pappers-och massaindustrin) och en tredjedel aska från
förbränning av biomassa. Denna blandning har redan använts i flera svenska deponier (Jungmarker
2007). För att simulera gasdränerings- och utjämningsskikten under tätskiktet användes slaggrus
från avfallsförbränning. Den simulerade sluttäckningen utgjordes av lika delar av de två materialen
i en likadan kolonn som de som användes i urlakningsförsöken med avfall. Det simulerade läckaget
skapades genom en lakning enligt samma metod som de kontinuerliga laktesterna, dock med tre gånger
snabbare flöde. Lakvattnet samlades upp och användes sedan som lakvätska i en av kolonnerna med
avfallsmaterial.
2.4 Karaktärisering av organiskt material i lakvattnet
Mängden organiskt material är naturligtvis viktig för ett lakvattens miljöpåverkan, men även det
organiska materialets kvalitet har betydelse. Till exempel riskerar ett vatten som främst innehåller
svårnedbrytbara humusämnen inte att ge upphov till syrebrist i recipienten på samma sätt som ett som
innehåller stora mängder lättnedbrytbart organiskt material. Därför genomfördes en studie av kvaliteten
på det organiska materialet i lakvatten från Fläskebo, Högbytorp och Spillepeng.
4
Metoden som användes delar upp det lösta organiska materialet i fyra fraktioner, eller grupper, av
organiska molekyler, baserat på molekylernas hydrofobicitet1. Fraktionerna är HA (humussyror), HPO
(hydrofoba ämnen, fulvosyror), TPH (transfila ämnen) och HPI (hydrofila ämnen). HA och HPO utgör
tillsammans humusämnen vilka är komplexa hydrofoba organiska molekyler. De bildas vid nedbrytning
av organiskt material och därför är en hög andel humusämnen i lakvattnet ett tecken på att avfallet som
lakvattnet kommer ifrån är väl nedbrutet.
2.5 Nedbrytning
Ytterligare ett sätt att se förbi totalhalter är att studera nedbrytningspotentialen hos ett avfallsmaterial.
I många europeiska länder används studier av nedbrytningspotential för att undersöka huruvida ett
avfall är stabilt nog för att kunna deponeras trots ett visst innehåll av organiskt material. I projekt D079
genomfördes syresatta nedbrytningsförsök av bland annat restavfallet från Fläskebo. Resultaten visade
att det fanns en nedbrytningspotential, om än väldigt låg, exempelvis långt under det tyska gränsvärdet
för deponering. För att följa upp den studien genomfördes i det projekt som beskrivs i denna rapport
ytterligare studier av nedbrytningspotentialen hos avfallet från Fläskebo. Den syresatta nedbrytningen
hos materialet studerades även efter att det utsatts för laktestet vilka beskrivs i avsnitt 2.3. En studie av
den syrefria nedbrytningspotentialen genomfördes också. De försöken gick till så att avfallet placerades i
tättslutande flaskor. Det mättades med vatten och därefter fylldes resterande volym med kvävgas för att
skapa den syrefria miljön. Flaskorna placerades därefter i en temperatur på 20° C under flera månader.
Gasbildningen mättes kontinuerligt genom att övertrycket i flaskorna mättes. Gasens sammansättning
studerades också vid några tillfällen med hjälp av gaskromatografi.
2.6 Litteraturstudie
En litteraturstudie genomfördes för att beskriva kunskapsläget avseende relationen mellan organiskt
material i det deponerade avfallet såväl som i lakvattnet och metallers mobilitet i deponier och deras
halter i lakvatten. Studien utgick från vetenskapliga artiklar och avhandlingar.
1 Hydrofoba molekyler är svårlösliga i vatten, medan hydrofila molekyler lätt löses i vatten.
5
3 RESULTAT OCH DISKUSSION
3.1 Organiskt material, ammonium och sulfat
Den moderna deponin Fläskebo och jordcellen på Högbytop hade mycket låga halter av löst organiskt
kol (DOC) jämfört med de svenska deponier som presenterats av Öman och Junestedt (2008) och den
äldre deponin på Högbytorp, se Figur 1. På Högbytorp mättes även kemisk syreförbrukning (COD) i
lakvattnet och även denna halt var mycket låg (Figur 2). Restavfallscellen på Högbytorp hade dock
omkring fem gånger högre COD-värden (Figur 2). Kvoten mellan biologisk och kemisk syreförbrukning
BOD7/COD i restavfallscellen var dock relativt låg, lägre än i jordcellen, den gamla deponin i Högbytorp
och medianvärdet för de svenska deponier som beskrivs av Öman och Junestedt (2008) (Figur 3).
Figur 1. Löst organiskt kol (DOC) i lakvatten från två moderna deponier samt medianvärde från 12
svenska deponier presenterat av Öman och Junestedt (2008)
Figur 2. Kemisk syreförbrukning (COD) i lakvatten från två moderna och en äldre deponi samt
medianvärde från 12 svenska deponier presenterat av Öman och Junestedt (2008)
6
Figur 3. Kvoten mellan biologisk och kemisk syreförbrukning (BOD7/COD) i lakvatten från två
moderna och en äldre deponi samt medianvärde från 12 svenska deponier presenterat av Öman och
Junestedt (2008)
Låga koncentrationer av ammonium (NH4) är en annan likhet mellan de moderna cellerna på Fläskebo
och Högbytorp (Figur 4). Restavfallscellen på Högbytorp har högre värden, som dock är lägre än
medianvärdet för de äldre deponier som presenterats av Öman och Junestedt (2008). Detta beror
troligen på att det restavfall från återvinningscentraler som med dispens deponerats här innehåller en
del nedbrytbart organiskt material som inte kunnat sorteras bort.
Sammanfattningsvis kan sägas att koncentrationen av organiskt kol och ammonium är mycket lägre i
lakvattnet från moderna deponier jämfört med det från äldre deponier. Dock kan variationen vara stor
beroende på vilken typ av avfall som deponeras i cellen. Ammonium antas vara den mest problematiska
föroreningen från hushållsavfallsdeponier på lång sikt (Kjeldsen m.fl. 2002) och därför kan de låga
ammoniumhalterna i moderna deponier sägas vara den största miljöförbättringen med avseende på
lakvattnet.
Figur 4. Ammonium (NH4) i lakvatten från tre moderna deponier samt medianvärde från 12 svenska
deponier presenterat av Öman och Junestedt (2008)
7
Höga sulfatkoncentrationer är också något som de tre moderna deponier som beskrivs här har
gemensamt (Figur 5). De två moderna cellerna i Högbytorp har mediankoncentrationer av SO4 som är
ungefär en storleksordning högre än mediankoncentrationerna i de svenska lakvatten som beskrivits av
Öman och Junestedt (2008). Den genomsnittliga SO4-koncentrationen i Fläskebo deponering var också
hög, något som troligen orsakas av de relativt stora mängder av icke brännbara rester av gipsskivor som
deponerats där.
Figur 5 Sulfat (SO4) i lakvatten från tre moderna deponier samt medianvärde från 12 svenska deponier
presenterat av Öman och Junestedt (2008)
3.2 Karaktärisering av organiskt material i lakvattnet
Det lösta organiska materialet i några olika lakvatten delades upp i olika grupper baserat på molekylernas
hydrofobicitet. En hög andel av humusämnen, summan av HA och HPO, i lakvattnet tyder på att
avfallet som det kommer ifrån är väl nedbrutet. Detta illustreras i Figur 6 av två lakvatten från franska
hushållsavfallsdeponier tidigare beskrivna av Berthe m fl. (2008). Det lakvatten som kommer från färskt
hushållsavfall innehåller endast en liten andel humusämnen medan det lakvatten som kommer från ett
stabiliserat avfall innehåller ca 80 % humusämnen.
Två lakvatten från moderna deponier, Fläskebo och Högbytorps jordcell, studerades. Deras lakvatten
uppvisar en relativt hög andel humusämnen, ca 60 % (Figur 6). Detta är i samma storleksordning som
två hushållsavfallsceller på Spillepeng vilka också visas i Figur 6. Cellerna på Spillepeng hade dock varit
avslutade i 15 respektive 8 år när proverna togs, medan båda de moderna deponierna var i drift.
Den äldre deponin på Högbytorp uppvisar något mindre andel humusämnen. Det är flera decennier
sedan denna deponi anlades men deponering skedde fram till ett år innan provtagningstillfället. Det
färska avfallet på deponin verkar ha påverkat sammansättningen hos det lösta organiska materialet i
lakvattnet.
3.3 Nedbrytning
Syresatt nedbrytning av restavfallet från Fläskebodeponin före och efter urlakning i laktestet visade
på en tydlig förändring. Före laktestet förbrukades 0,8 mg O2/g torrt avfall och efter laktestet hade
detta halverats till 0,4 mg O2/g. Minskningen var statistiskt säkerställd. Den antas bero främst på att
nedbrytbart organiskt material lakats ut från avfallet. Då kolonnerna var syrefria och tiden för laktestet
endast var drygt två veckor så är det mindre troligt att det beror på nedbrytning.
8
Figur 6. Andel av fyra olika grupper av organiskt material i lakvatten från deponier. Data från två
moderna deponier, en äldre deponi med blandat avfall samt två deponier med främst hushållsavfall.
För jämförelse presenteras data för ett färskt och ett stabilt hushållsavfall från Berthe m.fl. (2008).
Fraktionerna är (från mest till minst hydrofob): HA (humussyror), HPO (hydrofoba ämnen,
fulvosyror), TPH (transfila ämnen) och HPI (hydrofila ämnen)
De syrefria nedbrytningsförsöken bekräftade resultaten från de syresatta försöken i projekt D079,
nämligen att det finns en detekterbar, men väldigt låg, nedbrytbarhet i avfallet från Fläskebo. Den
ackumulerade gasbildningen i proverna var i genomsnitt 0,3 Nl/kg torrt avfall att jämföra med det
tyska gränsvärdet på 20 Nl/kg. Nedbrytningen verkade avstanna efter cirka 130 dagar eftersom ingen
tryckökning kunde detekteras efter det. Koldioxidhalten i gasen ökade stadigt, men varken metan (CH4)
eller vätgas (H2) kunde detekteras. Vid anaerob nedbrytning bildas koldioxid (CO2) och H2 normalt
samtidigt och H2 konsumeras när CH4 bildas. Det faktum att CO2 bildades, men varken H2 eller CH4
kunde detekteras, tyder på att det finns någon annan process än metanbildning som konsumerar
H2. En sådan kan vara bakteriell reduktion av sulfat. Denna process är känd för att konkurrera med
metanbildning (Harada m.fl. 1994). Då avfallet innehöll relativt rikligt med rester av gipsskivor vilka till
stor del består av sulfat fanns det gott om substrat för sådana bakterier.
Resultaten visar på att det är möjligt att syrefri nedbrytning, och därmed en viss gasbildning, förekommer
i moderna deponier för främst oorganiskt avfall. Detta har även visats för danska (Scheutz m.fl. 2011)
och brittiska (Parker m.fl. 2007) deponier. I en nederländsk deponi för främst oorganiskt avfall har
en negativ redoxpotential, ett tecken på syrefri nedbrytning, detekterats (van Zomeren m.fl. 2005).
Om även moderna deponier med en låg organisk halt blir syrefria gör det dem troligen mer lika äldre
hushållsavfallsdeponier än förväntat, i alla fall med avseende på de biogeokemiska förhållandena i
deponins inre.
3.4 Tungmetaller
Halterna av sex utvalda tungmetaller i lakvattnen från de tre studerade moderna deponicellerna visas i
Figur 7 och Figur 8. Som jämförelse visas även medianhalter i lakvatten från 12 svenska deponier från
Öman och Junestedt (2008). Halterna av flera metaller är högre i de moderna deponierna.
9
Figur 7. Halter av metallerna kadmium, krom och bly i lakvatten från tre moderna deponier och
medianhalterna i 12 svenska deponier beskrivna av Öman och Junestedt (2008)
Figur 8. Halter av metallerna koppar, nickel och zink i lakvatten från tre moderna deponier och
medianhalterna i 12 svenska deponier beskrivna av Öman och Junestedt (2008)
Tungmetallkoncentrationerna i lakvattnet från laktestet av restavfallet från Fläskebo presenteras i Figur
9. I många fall var koncentrationerna från laktestet betydligt lägre än de som uppmättes i det verkliga
lakvattnet från Fläskebo. Detta beror troligvis främst på att det restavfall som studerades i laktesterna
har en relativt låg emissionspotential medan det i själva deponin har deponerats även andra typer av
avfall vilka har en större emissionspotential. Ett exempel kan vara slaggrus från avfallsförbränning som
användes som konstruktionsmaterial inne i deponicellerna.
L/S-kvoterna som beskriver hur mycket vatten som har passerat genom avfallet kan sägas representera
en grov tidsskala. Enligt vattenbalansberäkningar genomförda för Fläskebodeponin kommer det
att ta ca 400 år för deponin att nå en genomsnittlig L/S-kvot på tio (Modin m.fl. 2011). Därför kan
lakvattenproverna vid L/S 10 sägas vara en indikator på den framtida lakvattenkvaliteten trots att
urlakningsprocesserna inte är helt desamma i laboratoriet som i verkligheten. Efter hundratals år har
lakvattenbehandlingen troligen upphört och obehandlat lakvatten kan nå recipienten. Bland metallerna
10
förefaller Cr, Ni, Mn och Zn mest sannolika att orsaka en långsiktig miljöbelastning, eftersom
koncentrationerna från laktestet är förhöjda jämfört med ytvattnet även vid L/S 10 (Figur 9). Resultaten
visar att även i fallet med avfall med relativt låg emissionspotential, som restavfallet från Fläskebo, kan
förhöjda föroreningskoncentrationer i lakvattnet finnas kvar under lång tid.
Figur 9 Koncentrationer i lakvatten från laktest vid L/S-kvoterna 0,1, 2 och 10 jämfört med
koncentrationer uppmätta i lakvattnet från själva deponin samt ytvattenkoncentrationer i området
före anläggandet av deponin (Renova AB 2004)
I Figur 10 framgår hur stor andel av olika ämnen som lakades ut under laktesterna. För alla tungmetaller
var den urlakade andelen mycket liten. Mn var den tungmetall som lakades ut mest effektivt men ändå
hade endast några få procent av Mn-mängden lämnat avfallet vid en L/S-kvot på tio. Det är sedan
tidigare välkänt att tungmetaller i hushållsdeponier är relativt orörliga (Flyhammar m.fl. 1998; Huber
m.fl. 2004), och dessa resultat är en första indikation på att så även kan vara fallet i moderna deponier.
Dock behövs studier av fler typer av avfall.
Laktesterna med lakvätska i form av ett simulerat läckage från en sluttäckning av en deponi diskuteras
mer utförligt av Modin m.fl. (2010). I denna rapport räcker det att vi kan konstatera att det inte gick att
visa att den ökade halten av salter och organiskt material i lakvätskan ledde till någon ökad urlakning av
metaller. Tvärtom kunde restavfallet från Fläskebo ta upp en hel del metaller från lakvätskan.
11
Figur 10. Andel i procent av ämnen som lakades ut från avfallsmaterial vid laktester vid L/S-kvoterna
0,1, 2 och 10
Med hjälp av PCA studerades samvariationen mellan metaller och andra parametrar i lakvatten från
Filbornadeponin före och efter behandling i luftade dammar. Resultaten presenteras i Figur 11 för
det obehandlade vattnet och Figur 12 för det behandlade vattnet. Figurerna skall tolkas så att varje
lakvattenparameter representeras av en punkt i diagrammet. Parametrar som ligger nära varandra
samvarierar statistiskt. Det är tydligt att sammansättningen av lakvattnet har ändrats under
behandlingen eftersom parametrarnas inbördes relationer har förändrats. I Figur 11 och Figur 12 är de
organiska parametrarna TOC och BOD7 inringade. Från figurerna framgår att samvariationen mellan
metaller och de organiska parametrarna är större i det behandlade lakvattnet. Utifrån denna studie går
det inte att säkert säga varför det är så. Halterna av samtliga metaller minskar under behandlingen. De
metaller, som trots allt finns kvar i lakvattnet efter behandlingen verkar alltså i något högre grad vara
bundna till organiskt material. En tänkbar förklaring till detta är att den mikrobiella behandlingen i
dammarna av någon anledning leder till en ökad komplexbindning av metaller till organiskt material.
En annan möjlighet är att en mindre mängd metaller var komplexbundna med organiskt material redan
från början, men att andra processer maskerade detta samband i det obehandlade lakvattnet. Det kan
också vara så att principalkomponenterna beskriver olika processer i det behandlade respektive det
obehandlade vattnet och att en del av samvariansen mellan metaller och organiskt material inte beskrivs
av modellen över det obehandlade vattnet men finns ändå. De principalkomponenter som tagits med i
figuren beskriver ca 50 % av variansen.
12
Figur 11. Resultat från principalkomponentsanalys av data för obehandlat lakvatten från Filbornas.
PC1 representerar 33 % av den ursprungliga variansen och PC2 16 %
Figur 12. Resultat från principalkomponentsanalys av data för behandlat lakvatten från Filborna.
PC1 representerar 40 % av den ursprungliga variansen och PC2 14 %
3.5 Litteraturstudie
I äldre deponier är metaller generellt mycket svårrörliga och i de flesta fall lakas mindre än 1 % ut
under överskådlig tid (Flyhammar m.fl. 1998; Huber m.fl. 2004). Organiskt material, sulfider och i viss
utsträckning karbonater binder metallerna i deponin (Bozkurt m.fl. 2000; Erses och Onay 2003). Det
organiska materialet spelar också en viktig roll därför att nedbrytning av organiskt material leder till
den syrefria miljö som kännetecknar deponier och där svårlösliga metallsulfider bildas (Erses och Onay
2003).
13
På väldigt lång sikt, när produktionen av deponigas upphört kan deponin långsamt syresättas igen. Många
mineraler som binder metaller, t.ex. sulfider, är mer lösliga under syresatta betingelser (Flyhammar och
Håkansson 1999). Därför befarades det tidigare att en stor ökning i metallernas rörlighet skulle följa av
syresättningen av deponin. Dessutom kan mer organiskt material brytas ned i en syrerik miljö. Detta
kan leda till att materialet släpper ifrån sig tungmetaller. Dessutom bildas koldioxid vid nedbrytningen
vilket kan sänka pH-värdet, något som ytterligare ökar lösligheten av de flesta tungmetaller (Bozkurt
m.fl. 2000). Den befarade stora urlakningen av metallernas löslighet gjorde att konceptet ”tidsinställd
kemisk bomb” myntades (Stigliani 1991). En liten ökning (upp till en dubblering) av metallhalterna
har observerats vid syresättning (Flyhammar och Håkansson 1999; Mårtensson m.fl. 1999; Barlaz m.fl.
2002). Ny forskning har dock förutspått att metallernas rörlighet kommer att vara relativt låg också i
en gammal, syresatt hushållsavfallsdeponi. Detta beror på att det organiska material som trots allt finns
kvar, i kombination med järnoxider, kan binda de metaller som frigörs (Bozkurt m.fl. 2000; van Praagh
m.fl. 2007). Dessutom har deponierna god kapaciteten att buffra förändringar i pH (Flyhammar och
Håkansson 1999; Bozkurt m.fl. 2000; Östman m.fl. 2008). Sammanfattningsvis kan ett lågt läckage av
tungmetaller förväntas från deponier för hushållsavfall, även på lång sikt.
Tills nyligen har de flesta studier fokuserat på deponier med stora mängder organiskt material. Det finns
dock några studier som rör deponier med små mängder organiskt kol. Även dessa förutspår en relativt
låg rörlighet hos metaller även om det inte verkar finnas lika mycket material som kan binda metaller på
lång sikt. Buffertkapaciteten och, i fallet med deponier för slaggus från avfallsförbränning, bildandet av
sekundära mineraler, är avgörande. I avsaknad av organiskt material kommer urlakningen av metaller
troligen att styras främst av lösligheten hos mineraler. Intrång av syre och koldioxid i deponin skulle
kunna förbruka buffertkapaciteten efter hand, vilket skulle skapa reaktionsfront som sakta rör sig nedåt.
(Bozkurt m.fl. 2000; van Zomeren m.fl. 2005; Øygard m.fl. 2005; van Praagh m.fl. 2007).
Urlakningen av metaller påverkas inte bara av möjligheten för metallerna att bindas till fast material
i deponin utan den kan även förstärkas genom att metallerna binder till ämnen lösta i lakvattnet
(Bozkurt m.fl. 2000; Christensen m.fl. 2001; Baun och Christensen 2004). Ämnen som bildar komplex
med metaller, såsom klorider eller organiska molekyler, t.ex. humusämnen, kan öka deras löslighet. I
lakvatten är tungmetaller ofta relaterade till kolloider av varierande storlek och sammansättning vilket
också kan påverka deras rörlighet (Claret m.fl. 2011).
Baun och Christensen (2004) fann att metaller (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb och Zn) i kolloider i lakvatten från
deponier oftast var associerade till organiskt material. I den lösta fraktionen fanns Cd, Cu och Pb i form
av organiska komplex medan Ni och Zn delvis var associerade till organiskt material även om andra
former dominerat. As var enbart associerat till oorganiska kolloider och den lösta fraktionen (Baun
och Christensen 2004). Organiska metallkomplex har också befunnits dominera i lakvattenförorenande
grundvattenprover. Christensen m.fl. (1999) fann att mer än 90 % av Pb och 95 % av Cu var bundet till
organiskt material och Christensen och Christensen (1999) fann att organiska komplex stod för 60 – 80
% Ni-, Zn- och Cd-koncentrationerna i lakvattenförorenat grundvatten.
14
4 DISKUSSION KRING PROJEKTFRÅGORNA
4.1 Går det att identifiera en ”verklighetsfaktor” som beskriver
relationen mellan kolinnehållet i det deponerade avfallet och de
faktiska emissionerna från deponin?
När avfallet deponeras mäts dess totalhalt av organiskt kol. I vissa europeiska länder mäts även avfallets
nedbrytningspotential vilket är mer relevant för den faktiska emissionspotentialen. Ofta görs också
laktester för att karaktärisera avfall inför deponering. Samtliga dessa metoder är dock av begränsad
relevans för förhållandena inne i deponin då de endast mäter totalhalter eller halter uppmätta under
standardiserade och ofta idealiserade förhållanden. Deras relation till den faktiska emissionspotentialen
hos deponin är inte alls uppenbar men mycket intressant. Därför var det ett viktigt mål i detta projekt
att bättre försöka förstå hur de faktiska utsläppen från deponin står i relation till de analyser som görs.
I Figur 9 presenteras koncentrationer i lakvatten från laktester av restavfallet från Fläskebo och
koncentrationer i det faktiska lakvattnet från deponin. Skillnaderna är relativt stora. I vissa fall är
koncentrationerna från laktesterna något högre eller i samma storleksordning jämfört med lakvattnet
från deponin. I andra fall, t.ex. Cd, Cu och Pb är halterna från deponin markant högre. Högre
koncentrationer i lakvatten från deponin jämfört med lakvattnet skapat i labbet kan bero på längre
kontakttider i deponin vilket kan leda till mer effektiv urlakning (Kalbe m.fl. 2008; van Praagh m.fl.
2009). I den studie som beskrivs här är det dock mer troligt att det främsta skälet till skillnaderna var
att deponin inte bara innehåller restavfallet som användes i laktesterna, utan även andra avfall med
en högre emissionspotential. Detta exempel illustrerar svårigheterna med att få fram relevanta data
för att försöka uppskatta verklighetsfaktorn. Genom att noga provta alla avfallstyper som kommer in
till deponin och blanda dem inför laktesterna går det dock att uppnå bättre överensstämmelse vilket
demonstrerats av Scharff m. fl. (2011).
Komplexiteten i processerna försvårtar också arbetet. Till exempel gasproduktionen i en deponi
beror på många faktorer såsom gasbildningspotentialen i materialet, vattenhalten, spridningen av
mikroorganismer, närvaro/frånvaro av ämnen som inhiberar mikroorganismernas tillväxt, temperatur
mm. Den uppmätta gasbildningen beror också på gasuppsamlingssystemets effektivitet mm. Vad
gäller gasbildning har projektet haft tillgång till en viss mängd gasinsamlingsdata men inte data på
nedbrytbarheten hos det deponerade materialet. Därför har undersökningar av verklighetsfaktorn på
det området inte kunnat genomföras.
Sammantaget har projekt D100 inte kommit mycket längre i arbetet med att uppskatta en
”verklighetsfaktor” än att konstatera att det är en komplex, om än intressant, utmaning. När det gäller
urlakning av föroreningar från kolfattigt avfall bedömer vi att det bör vara möjligt att nå så pass bra
resultat att fortsatt forskning är motiverad. Laktester är troligtvis den bästa metod som just nu finns
för att uppskatta de långsiktiga lakvattenhalterna. Frågan är intressant även när det gäller gasbildning,
men eftersom gasuppsamlingssystemens effektivitet är en stor påverkande faktor är utmaningen större
i det fallet.
15
4.2 Hur påverkas urlakning av metaller av organiskt material?
I projekt D079 studerades relationen mellan organiskt material och metaller med hjälp av MVDA. I
projekt D100 som beskrivs här fördjupades dessa studier och kompletterades med en sammanställning
av resultat ur litteraturen. Litteraturstudien visade på det organiska materialets stora betydelser för
metallernas rörlighet i äldre deponier med en högre halt organiskt material. Den största betydelsen har
troligen det faktum att nedbrytning av det organiska materialet ger upphov till syrefria förhållanden
vilka påverkar metallernas löslighet mycket kraftigt, i de flesta fall till en lägre löslighet. Förutom detta
så binder organiskt material även metaller till sig. När det handlar om fast organiskt material så leder
detta till minskad rörlighet hos metallerna men om de binds till löst organiskt material så ökas deras
rörlighet.
I det projekt som beskrivs i denna rapport genomfördes laktester med ett simulerat läckage från en
sluttäckning. Det simulerade läckaget innehöll bland annat förhöjda halter organiskt material. Det gick
inte att visa att några metaller hade ökad urlakning till följd av det organiska materialet i lakvätskan, det
vill säga: aktuell skillnad i vattenkemi påverkade inte urlakningsförloppet.
Vid en analys av lakvattendata från kolrikt avfall i Filbornadeponin i Helsingborg gjordes upptäckten att
samvariationen mellan organiskt material och metaller var starkare efter lakvattenrening (som främst
bestod av biologisk rening och sedimentering i luftad damm) än före. Förklaringen bakom fenomenet
kan till exempel vara att de metaller som överlevde reningen var de som var bundna till relativt små
organiska molekyler som inte bröts ned eller sedimenterade. Det kan också vara så att de mikrobiella
processerna i reningen faktiskt bidrar till att binda metallerna till det organiska materialet. Detta
fenomen förtjänar att studeras närmare, först och främst för att se om samma samband kan upptäckas
i fler liknande reningssystem.
I projekt D079 genomfördes studier av lakvattendata med hjälp av multivariat analys. Där framkom
det ingenting som tydde på att samvariationen mellan organiska parametrar och metallkoncentrationer
är mindre i lakvatten från den moderna deponin Fläskebo och de äldre deponierna med högre halt
organiskt material.
I de nedbrytningsförsök som genomfördes i projekten D079 och D100 så visade det sig att det fanns en
klart detekterbar nedbrytbarhet hos avfallsmaterialet även om det bara innehöll enstaka procent TOC.
Därför kan syrefria förhållanden uppstå även i moderna deponier.
Sammantaget tyder dessa resultat rörande kolfattiga deponier på att den lilla mängd organiskt material
som deponeras räcker till för att det organiska materialets påverkan på metallerna skall kvarstå ungefär
som förut, i alla fall på kort sikt.
4.3 Hur påverkas omsättningen av avfallet och
urlakningen av metaller av vatteninnehållet i deponin?
Anaerob nedrytning sker bäst vid en relativt hög vattenhalt. Dock är det inte bara halten av vatten som
är viktig för omsättning och urlakning, utan även den hastighet med vilken det flödar genom deponin.
Om genomströmningen av vatten genom deponin är hög så kan det dock få andra konsekvenser. I det
aktuella projektet genomfördes laktester för att simulera urlakningsprocessen i en deponi. Det visade sig
att nedbrytningspotentialen hade minskat signifikant efter laktesterna. Detta tyder på att nedbrytbart
16
material lakades ut eller att materialet hade brutits ned alternativt blivit mer resistent mot nedbrytning
under laktesterna. Ett stort flöde av vatten genom deponin kan därför leda till att det nedbrytbara
organiska materialet tar slut snabbare eller att materialet förlorar nedbrytningspotential. Det kan även
leda till att nedbrytningen sker i recipienten i stället för i deponin.
Ju längre uppehållstiden i en deponi är, desto större är chansen att jämvikt hinner inställa sig. I det
relativt korta laktestet finn det en risk att jämvikt inte hann inställa sig. Om jämvikt inte inställer sig kan
det innebära att koncentrationerna i lakvattnet är lägre än vad det kunnat bli om jämvikt hunnit inställa
sig och att urlakningen därmed blir mindre effektiv. Därför skulle högre koncentrationer i fält kunna bli
följden än vad som observeras med laktesterna.
4.4 Hur stor nedbrytningspotential kan antas kvarstå vid sluttäckning?
Det organiska materialet försvinner ur deponin dels genom urlakning och dels genom nedbrytning. I
kontrollerade former i labbet i de anaeroba testerna tog det 130 dagar för nedbrytningen att avstanna.
Då den anaeroba nedbrytningen inte skedde i enlighet med någon standard så går denna siffra inte att
jämföra med litteraturvärden.
De kontinuerliga laktester som har genomförts gick ända till L/S 10 vilket motsvarar en mycket lång
tidsperiod i fält. Enligt en uppskattning på Fläskebodeponin infaller L/D 10 efter ca 400 år. I denna
uppskattning antogs deponin sluttäckas när den hade nått sin maximala kapacitet.
Nedbrytbarheten hos avfall studerades efter urlakning till L/S 10 och visade på en minskad, men ändå
mätbar nedbrytbarhet. Detta tyder på att den anaeroba nedbrytningen kan avstanna innan deponin
sluttäcks och att det i så fall beror på nedbrytningsprocesser snarare än urlakningsprocesser. Material
som inte kan brytas ned under anaeroba förhållanden kan dock fortfarande vara tillgängligt för syresatt
nedbryning.
Intressanta framtida studier för att komma närmre svaret på frågan skulle vara att låta avfallsmaterial
brytas ned under syrefria förhållanden till dess att nedbrytningen avstannar och därefter utsätta det för
syresatta nedbrytningsförsök för att testa den kvarvarande nedbrytningen. Den faktiska syrehalten i
moderna deponier och i mycket gamla deponier vore också intressant att undersöka.
4.5 Vilken praktisk nytta kan avfallsbranschen få av de
statistiska metoder som vidareutvecklats i detta projekt?
Multivariat dataanalys har använts på data från deponiernas kontrollprogram under flera år nu. I detta
avsnitt sammanfattas en del av de erfarenheter som gjorts och hur de kan vara till nytta för branschen.
Ett lakvattens sammansättning beror på många samverkande processer och endast de mest dominerande
går att urskilja med PCA. Den största nyttan med PCA av fysikalisk-kemiska lakvattendata är dess
förmåga att skapa en överskådlig bild av de komplicerade processerna i lakvattnet. Dock är metoden
inte helt enkel. Till exempel har databehandlingen stor påverkan på resultatet och tolkningen av det, och
kräver därför noggranna övervägningar.
En PCA skapar nya variabler, principalkomponenter, på ett sådant sätt att de beskriver den dominerande
variationen i datasetet. Mönster framträder i resultatet och ofta går de att knyta till olika processer
som påverkar lakvattenkvaliteten. Den typ av information som beskrivs av en principalkomponent, PC,
påverkas av åtminstone två faktorer:
17
•
•
Verkligheten: De processer som har störst betydelse för lakvattenkvaliteten har stor sannolikhet att
också påverka resultatet av PCA:n.
Valet av data: Om många parametrar relaterade till en viss process ingår i datasetet, är det mer
sannolikt att denna process kommer att dominera i resultatet från PCA:n. Detta är viktigt att känna
till när resultaten tolkas.
Ett exempel: I många fall när PCA har applicerats på data från deponiers kontrollprogram så har de
oorganiska parametrarnas variation varit bland de dominerande processerna. Detta beror troligen på
båda ovanstående punkter. Salthalten är en viktig aspekt av lakvattenkvaliteten, men detta mönster
förstärks av det faktum att många parametrar relaterade till salthalten ingår i kontrollprogrammet, till
exempel elektrisk konduktivitet, Cl, NH4, Na, etc.
Den kunskap som produceras med hjälp av PCA kan vara användbar när lakvattenhanteringen planeras.
Resultaten från PCA av data från kontrollprogrammen visar på att Cr ofta samvarierar med organiska
parametrar medan Al samvarierar med suspenderat material. Detta tyder på att en behandling som
sedimentation skulle kunna vara effektiv mot Al men inte Cr i dessa lakvatten.
Som diskuteras i rapporten från projekt D079 kunde PCA användas dels till att identifiera parametrar
som ger överflödig information, dels parametrar med en stor inverkan på lakvattenkvaliteten. Denna
metod kan därför vara användbar vid bedömningen av analysprogram för lakvatten genom att den kan
identifiera överflödiga, men också viktiga, parametrar (Avfall Sverige 2009).
I Avfall Sveriges projekt D087 som genomfördes av Karlskoga Energi, LTH och Mälardalens Universitet
användes PCA för att utvärdera mätningar av kemisk sammansättning och toxicitet i lakvatten som
behandlades i en pilotanläggning för rening av lakvatten. Den största fördelen med att använda PCA i
det projektet var möjligheten att identifiera toxicitetstest som reagerade på liknande sätt på reningen
och därmed gav likartad information. Den informationen kan användas för att välja ut en lämplig
uppsättning av toxicitetstester som ger mesta möjliga information om processen.
Dataserierna från provtagningsprogrammen innehåller ofta luckor för vissa parametrar eller parametrar
som enbart studerats under vissa tidsperioder. Därför är det frestande att utesluta parametrar med
saknade data (och därmed minska antalet parametrar) i syfte att kunna använda längre tidsserier. I
projekt D079 hade dataseten från två deponier, Högbytorp och Spillepeng luckor eller stora förändringar
i analysprogrammen över tid. Där användes två tillvägagångssätt: Dels maximerades längden på
tidsserierna och dels maximerades antalet lakvattenparametrar som togs med. Det visade sig att det
gick att identifiera fler intressanta samband när fler parametrar togs med än när tidsserierna var längre.
Detta beror troligen på att när parametrar togs bort, utesluts viktig information om lakvattenkvaliteten,
vilket gör att viktig information går förlorad. Detta kan inte kompenseras genom att inkludera fler prover
eftersom de kommer att sakna viktiga förklarande variabler.
Sammantaget kan sägas att PCA är användbart bland annat för att skapa översikter över variationer i
lakvattenkvalitet och på så sätt göra informationen mer överskådlig. Det kan också användas för att välja
ut de mest relevanta lakvattenparametrarna att studera och även som ett första test av hur vissa ämnen
kan reagera på behandling. Vid tolkningen av resultaten krävs god kännedom om datasetet. För att få
god kvalitet på resultaten är det viktigt att ta med så många lakvattenparametrar som möjligt i analysen.
18
4.6 Är kontrollprogrammen rätt anpassade
till dagens moderna kolfattiga deponier?
Såsom beskrivs i avsnitt 4.5 har tidigare studier med MVDA visat att vissa parametrar verkar vara
överflödiga i det avseende att de beskriver nästan samma variationer i lakvattnet som andra parametrar.
Det går också att identifiera parametrar som är extra viktiga, dels för att de av avgörande för att
karaktärisera lakvattnet och dels för att de verkar styra urlakningen av andra ämnen.
Resultaten från projekt D079 visade tydligt att i ett lakvatten som Fläskebos är organisk syreförbrukning
och läckage av närsalter inte de dominerande problemen. Därför är det eventuellt onödigt att lägga
mycket kraft på att studera flera olika parametrar relaterade till dessa ämnen. T.ex. kan det vara
överflödigt att studera både TOC och DOC eller flera olika oorganiska kväveföreningar. Det är i så fall
bättre att använda kunskapen om de avfall som deponeras, i kombination med screeningförsök, för att
identifiera strategiska föroreningar och satsa mer på att analysera dem i stället. Exempelvis skulle det
kunna röra sig om metaller eller organiska miljögifter som det finns anledning att misstänka kan vara
problematiska i det aktuella lakvattnet.
Organiska miljögifter är dock besvärliga att analysera eftersom de bryts ned och omvandlas till andra,
ibland farligare, föreningar. Dessutom finns det otroligt många föreningar som riskerar att finnas
i lakvatten. Nästan tusen organiska föreningar identifierades i en litteraturstudie rörande svenska
lakvatten (Praagh m.fl. 2011). För att studera så stora mängder ämnen delas de ofta in i grupper, men
inom många grupper varierar ämnenas farlighet kraftigt (Praagh m.fl. 2011). Därför kan det vara
motiverat att utveckla toxicitetstester för lakvatten. Toxicitetstester har den fördelen att de kan identifiera
miljöproblem utan att det behövs en klar hypotes om vilken förorening som orsakar dessa. Eftersom
olika organismer är känsliga mot olika ämnen kan det behövas en uppsättning olika toxicitetstester för
att studera ett lakvatten. En metod att välja ut toxtester med hjälp av MVDA beskrevs av Modin (2012)
med hjälp av data från Avfall Sverige-projektet D089.
4.7 Hur kommer lakvattnet från Fläskebo och
andra kolfattiga deponier att utvecklas i framtiden?
Karaktärisering av organiskt material visade på att det organiska materialet i lakvatten från två moderna
deponier har en hög andel humusämnen. Detta visar på att dessa deponier redan är relativt stabila och
jordlika trots den korta tid avfallet varit deponerat. Därför kan vi inte förvänta oss lika omvälvande
förändringar i dessa deponier som i de ”klassiska” hushållsdeponierna. De distinkta faserna kommer
troligen inte att kunna identifieras på samma sätt i kolfattiga deponier. Den dominerande mekanismen
bakom lakvattnets kvalitet är troligen upplösning och urlakning snarare än biologiska processer. Dock
kan kemin trots allt förväntas vara reducerande i de delar av dessa deponier där en viss mängd organiskt
material deponeras. Detta gäller främst celler för sorteringsrester då avfall som varit blandat från början
sällan går att separera fullständigt.
Inom avfallsforskningen har flera olika modeller utvecklats bland annat för att förutsäga
lakvattenkvaliteten i deponier. De modeller som finns idag bygger dock nästan samtliga på nedbrytning
av organiskt material och de parametrar vars koncentrationer prognosticeras är de som dominerar
lakvattenkvaliteten i en hushållsdeponi. Eftersom upplösning och urlakning (om än i en syrefattig miljö)
troligen kommer att vara de dominerande processerna i en modern kolfattig deponi kommer andra
angreppssätt för modellering behövas för moderna deponier. I en holländsk studie användes halter i
lakvatten uppmätta från ett kontinuerligt laktest för att uppskatta lakvattenhalterna från en modern
deponi på lång sikt. (Scharff m.fl. 2011)
19
4.8 Skall nu den moderna kolfattiga deponin vara blöt eller torr?
En tät inneslutning av deponier såsom föreskrivs i många delar av världen har ifrågasatts, främst
eftersom det kan hindra stabilisering av avfallet och på så sätt bevara dess emissionspotential till dess
att tätningens funktion en dag upphör (Allen 2001). Bland alternativen till en torr deponi framträder
bioceller som de viktigaste när det gäller hushållsavfall. Aktiv urlakning av föroreningar under den
aktiva fasen har också föreslagits (Cossu m.fl. 2003).
Deponigas och organiskt material och näringsämnen är bland de viktigaste föroreningarna från
deponier med en betydande mängd nedbrytbart avfall. Dessa föroreningar kan behandlas och förstöras,
eller åtminstone omvandlas till andra, mindre skadliga molekyler. En tät inneslutning kan bromsa
gasproduktion och göra gasen svårare att använda eller behandla genom att mindre mängder släpps ut
per tidsenhet. Inneslutning kan också fördröja urlakningen av behandlingsbara föroreningar till efter
att behandlingen har avslutats.
I många moderna svenska deponier utgörs den största emissionspotentialen av oorganiska föroreningar,
till exempel metaller. De höga sulfathalterna kan också behöva uppmärksammas. Avskiljning av
metallföroreningar från lakvattnet går att få mycket effektiv, till exempel med filtrering och adsorption.
Metallerna kan dock aldrig förstöras, bara koncentreras till ett annat flytande eller fast material, såsom
exempelvis rejekt från filtrering, sorptionsmaterial, jonbytarmassa, etc. Detta material måste sedan
tas omhand, till exempel genom förbränning eller deponering. Vid förbränning koncentreras mycket
av metallerna i rökgasreningsresterna. Det verkar troligt att de metaller som inte släpps ut i luft och
vatten så småningom kommer tillbaka till en deponi. Om de inte är i ett mer stabilt tillstånd än när de
först deponeras, kan de åter hamna i lakvattnet och bli föremål för avskiljning. Att tillåta infiltration av
lakvatten i moderna deponier med syftet att laka ut föroreningar framstår därför inte som motiverat.
När det gäller deponier för farligt avfall är inneslutning ett tillvägagångssätt som accepteras. Exempelvis
Scharff m.fl. (2011) betonar den positiva effekten av en tät sluttäckning på deponier för farligt avfall,
eftersom det saktar ner urlakningen. När det gäller deponier för farligt avfall anses det alltså godtagbart
att lämna föroreningarna koncentrerade. För att skydda miljön verkar detta vara en rimlig lösning även
för deponier för icke farligt, i huvudsak oorganiskt, avfall i de fall den huvudsakliga emissionspotentialen
består av föroreningar som inte kan förstöras utan endast flyttas, koncentrerats eller spridas.
En viss grad av läckage är förmodligen oundvikligt, och tätskikten kan inte förväntas hålla i oändlighet,
men det är inte i sig skäl för att inte försöka hålla tillbaka urlaknigen. Långsammare läckage innebär att
belastningen på miljön är mindre, vilket gör att ekosystemet en bättre chans att anpassa sig. Det leder
troligen också till att koncentrationerna i miljön blir mindre. Sammantaget framstår en tät inneslutning,
och alltså torra förhållanden, som ett bra alternativ för deponier med liten mängd organiskt material.
20
5 SLUTSATSER OCH FORTSATT FORSKNINGSBEHOV
Den mest slående skillnaden mellan moderna deponier för främst oorganiskt avfall och hushållsavfallsdeponier är de låga koncentrationer av löst organiskt kol och ammonium som kan uppnås i de moderna
lakvattnen. Dessutom visade karaktäriseringen av lakvattnet i grupper med olika hydrofobicitet på att
de två moderna deponicellerna kunde klassas som relativt stabila och jordlika trots att de var relativt
unga. Gemensamt för de tre lakvatten från moderna deponier som studerats är också höga sulfat-halter.
Hittills har lakvattenbehandling främst fokuserat på att avskilja organiskt material och näringsämnen
men när det gäller moderna lakvatten som de från Fläskebo och jordcellen på Högbytorp behöver
reningen inte fokusera på dessa ämnen. Lakvattenkvaliteten beror dock till stor del på det deponerade
avfallet och något högre koncentrationer av dessa föroreningar observerades i lakvatten från en modern
cell för dispensdeponerat restavfall. Eftersom moderna deponiceller tenderar att vara mer specialiserade,
kommer variationen i lakvattenkvaliteten mellan cellerna troligen att öka. En deponi kan ha flera olika
lakvatten i behov av olika typer av behandling. Det kan inte uteslutas att biologisk behandling kan vara
nödvändig i vissa fall, även i deponier som uppfyller kraven i den svenska lagstiftningen, eftersom
avfallet teoretiskt kan innehålla upp till 10 % av lättnedbrytbart kol.
De moderna deponiceller som studerats här hade förhöjda halter av vissa metaller jämfört med
äldre deponier medan andra metallhalter var i samma storleksordning. När organiskt material och
näringsämnen förlorar i betydelse kan därför reningen behöva byta fokus mot metaller. Laktesterna
tyder på att även från ett avfallsmaterial med relativt låg emissionspotential kan vissa metaller uppvisa
förhöjda halter under mycket lång tid framöver.
Denna studie fann en mätbar anaerob nedbrytningspotential i ett avfall från en modern svensk deponi
men det är inte klart i vilken utsträckning denna potential kommer att leda till utsläpp av deponigas.
Kunskapen om eventuell gasbildning på moderna deponier är väldigt liten eftersom lagstiftningen
inte kräver att gasproduktionen, eller ens gaspotentialen, mäts om det deponerade avfallet kan anses
oorganiskt. Framtida forskning bör studera emissioner av växthusgaser från deponier och även försöka
undersöka redoxpotentialen inne i deponin, eftersom det är svårt att dra slutsatser om redoxförhållandena
inuti deponin med hjälp av lakvattenprover.
Som ett resultat av att en viss nedbrytningspotential återstår i moderna deponier kan de bli åtminstone
delvis anaeroba. Detta förväntas främst påverka lakvattenkvaliteten och göra den mer lik den i
hushållsavfallsdeponier än väntat från helt oorganiska material. Men på grund av de små mängderna
organiskt material kommer nedbrytningen sannolikt att upphöra tidigare och de moderna deponierna
kan komma att oxideras tidigare. Effekten av nedbrytning och efterföljande oxidation på lakvattnet på
lång sikt bör därför bedömas i framtida studier. Förekomsten av material som kan binda metaller, till
exempel organiskt material, svavel och järnoxider och deras långsiktiga sorptionskapacitet i moderna
deponier bör också uppskattas i framtida studier. Identifiering av andra ämnen som potentiellt kan
binda metaller skulle också vara ett intressant ämne för vidare forskning.
21
Förändringarna över tid i deponier för främst oorganiskt avfall kommer troligen att vara mindre än i
deponier för hushållsavfall eftersom de viktigaste mekanismer som leder till förändringar i oorganiskt
material är urlakning av lättlösliga ämnen och jämviktsreaktioner för mer svårlösta ämnen snarare än
biologiska processer. Avsaknaden av en initial sur fas kan minska utsläppen, eller åtminstone de högsta
koncentrationerna. Eftersom en viss nedbrytning dock förväntas kommer redoxpotential och pH att
påverkas av detta. När nedbrytningen avstannar kommer det i så fall påverka lakvattenkemin. Detta är
något som behöver undersökas mer i framtiden.
Oorganiska parametrar var dominerande i multivariata dataanalyser, troligen på grund av att de är
relaterade till en stor del av variationen orsakas genom utspädning och eftersom många salthalt
parametrar ingår i de flesta övervakningsprogram. Samvariationer mellan oorganiska parametrar och
metaller fanns i alla relevanta dataset. Cr var den metall som oftast samvarierade med de oorganiska
parametrarna. Tydliga samband mellan organiskt material och tungmetaller har endast påvisats i vissa
dataset varav ett kom från den moderna deponin Fläskerbo. Det finns således inga belägg för att effekten
av organiskt material på metallhalter är mindre i sådana deponier. Detta skulle kunna bero på den
biokemiska omgivningen är liknande den i hushållsavfallsdeponier, som en följd av nedbrytning.
De multivariata verktyg som används i forskningen är användbara för att statistiskt klarlägga eventuella
relationer mellan parametrar i lakvattendata. De underlättade identifiering av skillnader i lakvattnetdata
såsom utspädning, redoxpotential och behandlingseffekt. PCA kan också användas för att optimera
analysprogram tack vare dess förmåga att identifiera viktiga respektive överflödiga parametrar.
Framtida arbete med statistiska verktyg för att studera lakvattendata bör inriktas på att fördjupa
förståelsen av och, om möjligt, kvantifiera de fysikaliska processer som ligger bakom de statistiska
parametrarna. Till exempel kan det vara intressant att inkludera driftsparametrar för biogeokemisk
modellering av deponin. Eftersom tidsserierna blir längre för varje år, förbättras möjligheterna att
skapa starka modeller.
22
REFERENSER
1. Allen, A., 2001. Containment landfills: the myth of sustainability. Engineering Geology 60(1-4),
3-19.
2. Avfall Sverige, 2006. Lakvattenkvalitet jämförd med multivariat analys, Malmö.
3. Avfall Sverige, 2009. Kvalitet i nya deponiers lakvatten - exemplet Fläskebo. Deponeringssatsningen:
D2009:03. Avfall Sverige, Malmö.
4. Avfall Sverige, 2010. Svensk Avfallshantering 2010. Avfall Sverige, Malmö, Sweden.
5. Avfall Sverige, 2011. Svensk Avfallshantering 2011. Avfall Sverige, Malmö, Sweden.
6. Barlaz, M. A., A. P. Rooker, P. Kjeldsen, M. A. Gabr och R. C. Borden, 2002. Critical evaluation
of factors required to terminate the postclosure monitoring period at solid waste landfills.
Environmental Science & Technology 36(16), 3457-3464.
7. Baun, D. L. och T. H. Christensen, 2004. Speciation of heavy metals in landfill leachate: a review.
Waste Management & Research 22(1), 3-23.
8. Berthe, C., E. Redon och G. Feuillade, 2008. Fractionation of the organic matter contained in
leachate resulting from two modes of landfilling: An indicator of waste degradation. Journal of
Hazardous Materials 154(1-3), 262-271.
9. Bozkurt, S., L. Moreno och I. Neretnieks, 2000. Long-term processes in waste deposits. The Science
of The Total Environment 250(1-3), 101-121.
10. Christensen, J. B., J. J. Botma och T. H. Christensen, 1999. Complexation of Cu and Pb by DOC in
polluted groundwater: A comparison of experimental data and predictions by computer speciation
models (WHAM and MINTEQA2). Water Research 33(15), 3231-3238.
11. Christensen, J. B. och T. H. Christensen, 1999. Complexation of Cd, Ni,and Zn by DOC in polluted
groundwater: A comparison of approaches using resin exchange, aquifer material sorption, and
computer speciation models (WHAM and MINTEQA2). Environmental Science & Technology
33(21), 3857-3863.
12. Christensen, T. H., P. Kjeldsen, P. L. Bjerg, D. L. Jensen, J. B. Christensen, A. Baun, H. J. Albrechtsen
och G. Heron, 2001. Biogeochemistry of landfill leachate plumes. Applied Geochemistry 16(7-8),
659-718.
13. Claret, F., C. Tournassat, C. Crouzet, E. C. Gaucher, T. Schäfer, G. Braibant och D. Guyonnet,
2011. Metal speciation in landfill leachates with a focus on the influence of organic matter. Waste
Management 31(9-10), 2036-2045.
14. Cossu, R., R. Raga och D. Rossetti, 2003. The PAF model: an integrated approach for landfill
sustainability. Waste Management 23(1), 37-44.
15. EEA, European Environment Agency, 2009. Diverting waste from landfill. Effectiveness of waste
management policues in the European Union: EEA Report No 7/2009.
16. Erses, A. S. och T. T. Onay, 2003. In situ heavy metal attenuation in landfills under methanogenic
conditions. Journal of Hazardous Materials 99(2), 159-175.
17. Flyhammar, P. och K. Håkansson, 1999. The mobilization of heavy metals in partly stabilized MSW
during oxidation. Sardinia 99, Seventh International Waste Management and Landfill Symposium,
CISA, Cagliari.
18. Flyhammar, P., F. Tamaddon och L. Bengtsson, 1998. Heavy metals in a municipal solid waste
deposition cell. Waste Management & Research 16(5), 403-410.
19. Grathwohl, P. och B. Susset, 2009. Comparison of percolation to batch and sequential leaching
tests: Theory and data. Waste Management 29(10), 2681-2688.
23
20. Harada, H., S. Uemura och K. Momonoi, 1994. Interaction between sulfate-reducing bacteria and
methane-producing bacteria in USAB reactors fed with low strength wastes containing different
levels of sulfate. Water Research 28(2), 355-367.
21. Huber, R., J. Fellner, G. Doeberl och P. H. Brunner, 2004. Water flows of MSW landfills and
implications for long-term emissions. Journal of Environmental Science and Health Part a-Toxic/
Hazardous Substances & Environmental Engineering 39(4), 885-900.
22. Jungmarker, A., 2007. Uppföljning av sluttäckningskonstruktioner i Sverige. Avfall Sverige. Avfall
Sveries Utvecklingssatsning Deponiering: ISSN 1103-4092, Malmö, Sweden: 94.
23. Kalbe, U., W. Berger, J. Eckardt och F. G. Simon, 2008. Evaluation of leaching and extraction
procedures for soil and waste. Waste Management 28(6), 1027-1038.
24. Kalčíková, G., M. Vávrová, J. Zagorc-Končan och A. Žgajnar Gotvajn, 2011. Seasonal variations in
municipal landfill leachate quality. Management of Environmental Quality 22(5), 612-619.
25. Kjeldsen, P., M. A. Barlaz, A. P. Rooker, A. Baun, A. Ledin och T. H. Christensen, 2002. Present and
Long-Term Composition of MSW Landfill Leachate: A Review. Critical Reviews in Environmental
Science and Technology 32(4), 297–336.
26. Kumpiene, J., R. Robinson, E. Brännvall, D. Nordmark, H. Bjurström, L. Andreas, A. Lagerkvist
och H. Ecke, 2011. Carbon speciation in ash, residual waste and contaminated soil by thermal and
chemical analyses. Waste Management 31, 18-25.
27. Kängsepp, P. och L. Mathiasson, 2009. Performance of a full-scale biofilter with peat and ash as
a medium for treating industrial landfill leachate: a 3-year study of pollutant removal efficiency.
Waste Management & Research 27(2), 147-158.
28. Laner, D., M. Crest, H. Scharff, J. W. F. Morris och M. A. Barlaz, 2012. A review of approaches for
the long-term management of municipal solid waste landfills. Waste Management 32(3), 498-512.
29. Manfredi, S., T. H. Christensen, H. Scharff och J. Jacobs, 2010. Environmental assessment of loworganic waste landfill scenarios by means of life-cycle assessment modelling (EASEWASTE).
Waste Management & Research 28(2), 130-140.
30. Modin, H., 2012. Modern landfill leachates - quality and treatment. Water Resources Engineering,
Lund University, Lund, Sweden. Doctoral thesis.
31. Modin, H., H. Palm, M. van Praagh och K. M. Persson, 2010. Lab Scale Simulation of a Leak in a
Landfill Cover. Linnaeus ECO-TECH ’10, Kalmar, Sweden.
32. Modin, H., H. Palm, M. van Praagh och K. M. Persson, 2011. Leaching test using samples from
a modern, carbon-poor landfill. Sardinia 2011, Thirteenth International Waste Management and
Landfill Symposium, CISA, Cagliari, Italy.
33. Mårtensson, A. M., C. Aulin, O. Wahlberg och S. Ågren, 1999. Effect of humic substances on the
mobility of toxic metals in a mature landfill. Waste Management & Research 17(4), 296-304.
34. Naturvårdsverket, 2010. Avfall i Sverige 2008: Rapport 6362. Naturvårdsverket, Stockholm.
35. Parker, T., P. Pointer och K. Stone, 2007. Investigation and quantification of gas produced from
landfilling of inorganic wastes. Science Report: P1-516/2b. Environment Agency, Bristol, UK.
36. Praagh, M. v., N. Torneman, M. Johansson, L. I. Frendberg, E. Heander och A. Johansson, 2011.
Emerging organic contaminants in leachates - review and risk assessment. Sardinia 2011,
Thirteenth International Waste Management and Landfill Symposium, CISA, Cagliari, Italy.
37. Renova AB, 2004. Miljörapport 2003 för Fläskebo avfallsanläggning. Renova AB, Göteborg,
Sweden.
38. Scharff, H., A. van Zomeren och A. van der Sloot Hans, 2011. Landfill sustainability and aftercare
completion criteria. Waste Management & Research 29(1), 30-40.
39. Scheutz, C., A. M. Fredenslund, J. Nedenskov, J. Samuelsson och P. Kjeldsen, 2011. Gas production,
composition and emission at a modern disposal site receiving waste with a low-organic content.
Waste Management 31(5), 946-955.
24
40. Stigliani, W. M., Ed. 1991. Chemical time bombs: definition, concept and examples. International
Institute for Applied Systems Analysis, Laxenburg, Austria.
41. van Praagh, M., 2007. On leachate emissions from municipal solid waste. Water Resources
Engineering, Lund University, Lund, Sweden. Doctoral thesis.
42. van Praagh, M., S. Frey och K. M. Persson, 2007. The influence of Pretreatment Methods on Longterm Heavy Metal Leaching from Municipal Solid Waste Landfills. Sardinia 2007, Eleventh
International Waste Management and Landfill Symposium, CISA, Cagliari, Italy.
43. van Praagh, M., K. M. Persson och P. Karlsson, 2009. Potential environmental impacts of using
refuse derived material for landfill capping. Waste Management & Research 27(5), 471-488.
44. van Zomeren, A., H. A. van der Sloot, J. C. L. Meeussen, J. Jacobs och H. Scharff, 2005. Prediction
of the long-term leaching behaviour of a sustainable landfill containing predominantely inorganic
waste. Sardinia 2005, Tenth International Waste Management and Landfill Symposium, CISA,
Cagliari, Italy.
45. Öman, C. B. och C. Junestedt, 2008. Chemical characterization of landfill leachates - 400
parameters and compounds. Waste Management 28(10), 1876-1891.
46. Östman, M., O. Wahlberg och A. Martensson, 2008. Leachability and metal-binding capacity in
ageing landfill material. Waste Management 28(1), 142-150.
47. Øygard, J. K., E. Gjengedal och A. Mage, 2005. Mass-balance estimation of heavy metals and
selected anions at a landfill receiving MSWI bottom ash and mixed construction wastes. Journal
of Hazardous Materials 123(1-3), 70-75.
25
Rapporter från Avfall sverige 2013
aVFall SVerigeS utVecklingSSatSning
aVFall SVerigeS utVecklingSSatSning, BiologiSk Behandling
aVFall SVerigeS utVecklingSSatSning, dePonering
D2013:01
Framtidens deponier – en torr historia?
AVFALL SVERIGES UTVECKLINGSSATSNING, AVFALLSFÖRBRÄNNING
AVFALL SVERIGES UTVECKLINGSSATSNING, Energiåtervinning
E2013:01 Konkurrensutsättning av turbinrevisioner
“Vi är Sveriges största miljörörelse. Det är Avfall Sveriges
medlemmar som ser till att svensk avfallshantering
fungerar - allt från renhållning till återvinning. Vi gör det
på samhällets uppdrag: miljösäkert, hållbart och långsiktigt. Vi är 15 000 personer som arbetar tillsammmans
med Sveriges hushåll och företag.”
Avfall Sverige Utveckling D2013:01
ISSN 1103-4092
©Avfall Sverige AB
Adress
Prostgatan 2, 211 25 Malmö
Telefon
040-35 66 00
Fax
040-35 66 26
E-post
[email protected]
Hemsida
www.avfallsverige.se