[Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste]

Karakterisering af affald

5. Resultater og diskussion

5.1 Prøvetagning og forbehandling
5.2 Karakterisering af faststoffasen
5.3 Tilgængelighed for udvaskning
5.4 Resultater af batchudvaskningstests
5.5 Sammenhæng mellem forskellige typer testresultater
5.6 Praktisk anvendelighed af de fundne resultater
5.6.1 Problemstillinger
5.6.2 Indplacering af de undersøgte affaldstyper
5.6.3 Udarbejdelse af positivlister
5.6.4 Fastsættelse af acceptkriterier og grænseværdier
5.7 Forslag til videre arbejde

5.1 Prøvetagning og forbehandling

Fokus på testning

Dette projekt har primært været fokuseret på at afprøve nogle af de testmetoder, som er angivet i den nye vejledning i affaldsdeponering (se Bilag 1), og på at tilvejebringe pålidelige testdata for nogle udvalgte affaldstyper. Dette forudsætter naturligvis, at der udtages repræsentative prøver af de materialer, som ønskes undersøgt, og at disse prøver forbehandles omhyggeligt, inden de analyseres eller testes. Der er derfor også som beskrevet i afsnit 3.2 blevet gennemført forholdsvis omfattende prøvetagnings- og forbehandlingsprocedurer for at sikre repræsentativiteten af de affaldstyper, herunder specielt blandet inert affald og vejopfej, som er blevet undersøgt. Men det har ikke været muligt at gennemføre en egentlig systematisk afprøvning og optimering af forskellige prøvetagnings- og forbehandlingsprocedurer inden for de givne projektrammer.

Homogent affald

For relativt homogene materialer på granulær form er prøvetagningen forholdsvis simpel og kan eksempelvis, som beskrevet i afsnit 3.2.2 for vejopfej, bestå i opgravning og efterfølgende blanding/homogenisering af en række delprøver fra forskellige steder i den eller de bunker, som samleprøven skal repræsentere. Karakteren af den efterfølgende forbehandling af prøven vil afhænge af formålet med prøvetagningen, men ofte vil (luft)tørring, blanding, neddeling til mindre prøvemængde og knusning/formaling indgå i forbehandlingsproceduren, som også kan omfatte frasortering af specielle komponenter, som ikke eller kun vanskeligt kan forbehandles, eller som af andre årsager ikke ønskes medtaget. Eksempler på komponenter, som det under forbehandlingen kan være nødvendigt at fjerne fra prøver af overvejende mineralsk eller inert affald, der ønskes analyseret eller testet for udvaskningsegenskaber, er stykker af papir og plast samt stumper af jern og andre metaller. Disse materialer er vanskelige at nedknuse, med mindre der anvendes helt specielle lavtemperaturteknikker, og de kan derfor forekomme i den færdigbehandlede prøve i så store partikelstørrelser, at det ikke er muligt at udtage en repræsentativ prøve til det givne formål (f.eks. analysering eller udførelse af udvaskningstest). Det er i den sammenhæng værd at erindre, at den prøve, som efter endt forbehandling eksempelvis anvendes til analysering, kan have en størrelse på helt ned til under 1 g (dog oftest noget mere), mens den oprindelige mængde affald, som denne prøve skal være repræsentativ for, kan have været på flere tusind tons.

Metodebeskrivelser og standarder

Både i CEN, ISO og Nordtest udarbejdes der vejledninger, metodebeskrivelser og standarder for prøvetagning af faste materialer. Blandt de p.t. foreliggende metodebeskrivelser kan specielt Nordtest Method NT ENVIR 004: Solid waste, Particulate materials, Sampling (Nordtest, 1996) anbefales i forbindelse med planlægning og udførelse af prøvetagning af materialer med en maximal partikelstørrelse på op til ca. 8 cm. Nordtest-metoden giver en ganske grundig og omfattende baggrund for de statistiske metoder, som ligger til grund for de anbefalede procedurer, men indeholder også en række praktiske anvisninger. Også den i Bilag 1 omtalte prøvetagningsstandard ISO 8213: Chemical products for industrial use - Sampling techniques - Solid chemical products in the form of particles variyng from powders to coarse lumps fra 1986, kan være til hjælp i denne sammenhæng. ISO 8213 indeholder mindre teoretisk baggrundsmateriale end NT ENVIR 004.

Inhomogent affald

For ikke-homogene materialer og materialer med partikelstørrelser, der overstiger 8 cm, kan prøvetagningen være mere vanskelig og forudsætte, at der træffes nogle valg. I nogle tilfælde vil man kunne nedknuse materialet og derefter blande og prøvetage efter de principper, som bl.a. er beskrevet i NT ENVIR 004. Denne fremgangsmåde blev afprøvet i dette projekt i forbindelse med udtagningen af prøven af blandet inert affald. Som det fremgår af billederne i Bilag 2, var forsøget forbløffende vellykket: En bunke af meget inhomogene objekter, hvoraf nogle var temmelig store, blev ved overkørsel med en tung, bæltedrevet dozer reduceret til en mere ensartet bunke af materiale med langt mindre partikelstørrelse, hvorfra der uden større besvær med en skovl kunne udtages en række delprøver, som på stedet kunne sammenblandes til en forholdsvis repræsentativ samleprøve. I andre tilfælde, hvor en sådan fremgangsmåde ikke kan lade sig gøre, kan det være nødvendigt at udvælge og udtage specifikke affaldskomponenter eller grupper af affaldskomponenter til særskilt behandling. For monolitiske materialer, som kan forventes at bevare deres fysiske form i meget lang tid efter deponeringen, kan det være relevant at foretage en eventuel testning af stofudvaskningen som tankudvaskningsforsøg på større, intakte stykker af materialet (se f.eks. Hjelmar & Traberg (1995) eller van der Sloot et al. (1997). Endelig kan der være tilfælde, hvor prøvetagning vil være umulig, og/eller testning (efter det i vejledningen beskrevne system) meningsløs. Det sidste vil eksempelvis kunne gælde for forskellige former for storskrald (vognlæs eller enkeltdele), som vel i øvrigt bør søges genanvendt eller recirkuleret, snarere end det bør deponeres.

Dokumentation

Uanset hvorledes prøvetagning og forbehandling foretages, bør der altid foreligge dokumentation for den gennemførte procedure, herunder for karakter og mængde af materialer, som måtte være blevet fraskilt under forbehandlingen af en affaldsprøve.

5.2 Karakterisering af faststoffasen

Resultaterne af faststofanalyserne er vist samlet i Bilag 4. Hver af sporelementbestemmelserne i Bilag 4 repræsenterer gennemsnittet af to oplukninger, som hver igen er blevet fastlagt som gennemsnittet af resultatet af to enkeltanalyser.

Blandet inert affald, glas og gips

I tabel 5.1 ses middelværdier samt mindste og største værdi af de 3 ens udtagne prøver af blandet inert affald (IN1, IN2 og IN3). Desuden ses resultater af analyser af vinduesglas (GLAS) og gipsplader (GIPS), der begge sammen med en række andre komponenter indgår i det blandede inerte affald. Som det fremgår af tabellen, er spredningen på tallene for den tredobbelte bestemmelse meget lille, hvilket er en indikation af, at den anvendte separations- og neddelingsmetodik og de anvendte analysemetoder i sammenhæng har en god repeterbarhed for det pågældende materiale. Det bemærkes, at det blandede inerte affald er ret alkalisk (pH = 11,2 - 11,3) og har en betydelig alkalinitet. Dette skyldes uden tvivl affaldets indhold af beton- og kalkbaserede materialer. Glasaffaldet er med et pH på 10,0 også basisk, mens gipspladeaffaldet med pH = 8,5 er mere neutralt. Det fremgår desuden, at indholdet af sporelementer generelt er væsentligt større i det blandede inerte affald end i glas- og gipsaffaldet.

Tabel 5.1
Resultater af totalanalyser samt bestemmelse af pH, alkalinitet og glødetab for prøver af inert affald. For de 3 ens prøver af blandet inert affald ses middelværdier samt mindste og største værdi af de undersøgte parametre.

 
Vejopfej

I tabel 5.2 ses totalanalyserne af prøverne af vejopfej. For de ens behandlede prøver af vejopfej fra amtsveje (Amt 1, Amt 2 og Amt 3), udtaget fra bunken, som havde ligget på pladsen i 2-4 uger, er der angivet middelværdier samt mindste og største værdi af de parametre, som er undersøgt. Desuden ses resultater af analyser af vejopfej fra amtsveje svarende til de ovenstående, men hvor de visne blade er blevet fjernet under forbehandlingen af prøven (Amt 4 (-org.)), analyser af vejopfej fra amtsveje udtaget fra en bunke, der havde ligget i mindre end 2 uger (Amt 5 (< 2 u.) samt analyser af vejopfej fra motorveje (Motorvej). Der er foretaget beregning af samlede middelværdier og samlede medianværdier på grundlag af middelværdierne for de tredobbelte bestemmelser for Amt 1, Amt 2 og Amt 3 og analyseresultaterne for Amt 4, Amt 5 og Motorvej.

Tabel 5.2
Resultater af totalanalyser samt bestemmelser af pH, alkalinitet og glødetab på prøver af vejopfej. For de 3 ens prøver af vejopfej fra amtsveje fra den 2-4 uger gamle bunke er middelværdi samt mindste og største værdi af de undersøgte parametre angivet. Desuden ses samlede middelværdier og medianværdier for de 4 prøvetyper.

God repeterbarhed af totalanalyser

Ligesom for det blandede inerte affald ses der generelt en forholdsvis lille spredning på tallene for den tredobbelte bestemmelse for vejopfej, hvilket yderligere understøtter antagelsen om, at den anvendte fremgangsmåde har en god repetérbarhed. Kun for bly ses en forholdsvis stor variation i indholdet i de tre prøver (130 - 770 mg/kg). En tilsvarende sammenligning af middelværdierne for Amt (2-4 uger) med resultaterne af analyseringen af de øvrige prøver viser ligeledes forholdsvis små forskelle for de fleste parametres vedkommende. For mange af parametrene er den samlede middelværdi og den samlede medianværdi sammenfaldende, hvilket kan antyde, at resultaterne for de pågældende parametre er normalfordelt eller i hvert fald kan behandles, som om de var normalfordelte, omend det statiske grundlag for vurderingen er spinkelt. Kun for bly og i mindre grad for glødetab og kobber ses betydelige forskelle mellem middel- og medianværdi.

Reduktion af glødetab og TOC ved fjernelse af blade

På grund af frasorteringen af visne blade fra prøven Amt 4, som bortset fra dette er identisk med prøverne Amt 1, Amt 2 og Amt 3, kunne man forvente at se lavere værdier af glødetab og TOC i denne end i de tre prøver, hvorfra der ikke var fjernet blade. Som det fremgår af tabel 5.2 er dette også tilfældet: Glødetabet er reduceret med 42% og TOC med 36% ved behandlingen. Men det ses samtidig, at glødetab og TOC for vejopfej fra amtsveje (< 2 uger) og vejopfej fra motorveje er af samme størrelsesorden som for vejopfejet, fra hvilket der var fjernet organisk materiale.

På grundlag af ovenstående virker det rimeligt at lade den generelle sammensætning af vejopfej repræsentere ved de samlede medianværdier, der er vist i tabel 5.2. I tabel 5.3 er disse vist sammen med de i tabel 5.1 viste middelværdier for blandet inert affald samt analyserne af glas og gips fra samme tabel. Endvidere omfatter tabel 5.3 medianværdier for sammensætningen af slagger fra danske affaldsforbrændingsanlæg fra 1991 (fra Bilag 7). Analyserne af spildevandsslam (Bilag 8) er ikke vist i tabellen, da det foreliggende datamateriale ikke er af samme kvalitet, som de øvrige data i tabel 5.3.

Gips, vejopfej og slagger har glødetab > 2%(w/w)

En sammenligning af resultaterne i tabel 5.3 med de i tabel 2.1 opstillede kriterier for placering af affald i de forskellige kategorier, viser at gips, vejopfej og forbrændingsslagger alle har et glødetab, som overstiger de 2 % (w/w), som er kriteriet for inert affald. For gipsens vedkommende kunne dette skyldes tab af krystalvand snarere end et indhold af organisk stof, men på den anden side vil gipsplader, som deponeres, oftest have en bagklædning af pap/papir, som ikke er medtaget her. Samtidig vil den potentielle udvaskning fra gips altid være betydelig (se afsnittene 5.3 og 5.4). Både gips, vejopfej og forbrændingsslagger overholder de krav til glødetab, som i tabel 2.1 stiller til mineralsk affald (< 5 % (w/w)).

Mindst 95% (w/w) af sammensætningen skal kendes

I den nye vejledning i affaldsdeponering er et af de krav, som skal opfyldes, for at en given affaldstype kan komme på en positivliste (se afsnit 2 og Bilag 1), at der skal være redegjort for 95 % (w/w) af affaldets kemiske sammensætning. Da mange af hovedkomponenterne i normalt forekommende affaldstyper kan forventes at forekomme som oxider, og da der ikke normalt analyseres for ilt, er der i tabel 5.4 for de i tabel 5.3 viste affaldstyper foretaget en omregning af indholdene af en række af hovedkomponenterne til de tilsvarende indhold af deres mest sandsynlige oxidformer.

Tabel 5.3
Oversigt over totalanalyser af blandet inert affald, vinduesglas, gips, vejopfej og affaldsforbrændingsslagger.

Tabel 5.4
Hovedkomponenter i affaldsprodukter beregnet som oxider.

Ingen væsentlige komponenter overset

Som det fremgår af opsummeringen nederst i tabel 5.4, er der med de viste hovedkomponenter på denne måde redegjort for mellem 95 og 103 % (w/w) af indholdet i de pågældende affaldstyper. Dette er naturligvis en meget upræcis og i nogen grad fejlbehæftet måde at beskrive affaldssammensætningen på. Det må dog være rimeligt at drage den konklusion, at der ved valget af analyseprogram ikke synes at være overset nogen parametre, som er af væsentlig betydning for en beskrivelse af de viste affaldstypers hovedsammensætning.

Sammenhæng mellem TOC og glødetab

Bestemmelsen af glødetab på affaldet foretages primært for at opnå et mål for dettes indhold af organisk stof. Ved bestemmelsen af glødetabet, som udføres ved 550 ºC, kan der udover forbrændingen af organisk stof også ske en fjernelse af hårdt bundet krystalvand og andre mere eller mindre flygtige forbindelser, samt en forbrænding af elementært kulstof (f.eks. trækul). Glødetabet er således ikke nødvendigvis noget særligt præcist mål for en affaldsprøves indhold af organisk stof, herunder specielt bionedbrydeligt materiale. Det udførte analyseprogram har derfor også omfattet bestemmelse af TOC, som må antages bedre at beskrive affaldets indhold af organisk stof, omend der heller ikke ved denne analyse opnås information om det organiske stofs bionedbrydelighed. Af figur 5.1, hvor de foretagne analyser af TOC vist som funktion af glødetabet, fremgår det dog, at selv om glødetabet muligvis ikke direkte er et udtryk for indholdet af organisk stof, så synes der, i hvert fald for de her undersøgte affaldstyper, at være en god korrelation mellem indholdet af organisk kulstof, TOC, og glødetabet.

Figur 5.1
TOC som funktion af glødetabet for de affaldsprøver, som er analyseret i dette projekt.

5.3 Tilgængelighed for udvaskning

Blandet inert affald, glas og gips

Resultaterne af alle de gennemførte tilgængelighedstests er vist i Bilag 5, udtrykt som mg stof/kg affaldsprøve (på tørstofbasis). I tabel 5.5 ses middelværdier samt mindste og største værdi for hver af de undersøgte parametre for tilgængelighedtesten udført på de 3 ens udtagne prøver af blandet inert affald (IN1, IN2 og IN3). I samme tabel ses resultater for tilgængelighedstests udført på prøverne af vinduesglas (GLAS) og gipsplader (GIPS). Ligesom for totalanalyserne ses der generelt en forholdsvis begrænset spredning på tallene for den tredobbelte bestemmelse. For klorid, Pb og til en vis grad Cr ses dog noget større spredninger end for de øvrige parametre. I det efterfølgende vil de i tabel 5.5 beregnede middelværdier blive anvendt til at repræsentere resultaterne af tilgængelighedstesten for det blandede inerte affald.

Tabel 5.5
Resultater af tilgængelighedstests på prøver af inert affald. For de tre ens prøver af blandet inert affald ses middelværdier samt største og mindste værdi af de undersøgte parametre.

Vejopfej

I tabel 5.6 er resultaterne af tilgængelighedstesten udført på prøverne af vejopfej vist. For de ens behandlede prøver af vejopfej fra amtsveje (Amt 1, Amt 2 og Amt 3), udtaget fra bunken, som havde ligget på pladsen i 2-4 uger, er der angivet middelværdier samt mindste og største værdi af udvaskningsresultatet for de parametre, som er blevet undersøgt. Desuden ses testresultater for vejopfej fra amtsveje svarende til Amt 1, 2 og 3, men hvor de visne blade er blevet fjernet under forbehandlingen af prøven (Amt 4 (-org.), resultater for vejopfej fra amtsveje udtaget fra en bunke, der havde ligget i mindre end 2 uger (Amt 5 (< 2u.) samt resultater for vejopfej fra motorveje (Motorvej). Der er foretaget beregning af samlede middelværdier og samlede medianværdier på grundlag af middelværdierne af resultaterne for Amt 1, Amt 2 og Amt 3 og resultaterne for Amt 4, Amt 5 og Motorvej. Ved beregningen af middelværdien for tilgængeligheden af Pb er resultatet for Amt 1 (330 mg/kg) ikke blevet anvendt, da det er 20 - 100 gange større end nogen af de øvrige resultater for vejopfej.

Når det ovennævnte resultat for Pb udelades, ses det, at der ligesom for det blandede inerte affald generelt er en begrænset spredning på resultaterne for den tredobbelte test på vejopfej. Dog er spredningen på resultaterne lidt større for klorid og Ni end for de øvrige parametre. For stort set alle parametre gælder det, at variationen for de forskellige typer vejopfej er begrænset, og de samlede medianværdier benyttes derfor i tabel 5.7 til sammenligning med resultater af tilgængelighedtesten på andre affaldstyper.

Tabel 5.6
Resultater af tilgængelighedstests på vejopfej. for de tre ens prøver af vejopfej fra amtsveje fra den 2-4 uger gamle bunke er middelværdi samt mindste og største værdi af testresultatet angivet. Desuden ses samlede middel- og medianværdier for testresultaterne for alle 4 typer vejopfej.

Tabel 5.7
Oversigt over resultater af tilgængelighedstests på blandet inert affald, vinduesglas, gips, vejopfej og affaldsforbrændingsslagger.

Generel begrænset tilgængelighed, dog ikke for Ca, sulfat, klorid og Cd

Af resultaterne i tabel 5.7 og 5.3 ses det, at det for de fleste af affaldstyperne og de fleste parametres vedkommende kun er en mindre brøkdel af totalindholdet, som er tilgængeligt for udvaskning målt ved en tilgængelighedstest. Der er dog nogle undtagelser: Ca, sulfat, klorid og Cd udvaskes i mængder på 20-100 % (w/w) af totalindholdet fra alle affaldstyperne undtagen glas, hvorfra udvaskningen er lidt mindre, mens bl.a. Zn, NVOC, Co og Cu udvaskes i procentsatser på 9 - 55 fra visse af affaldstyperne. Nogle komponenter, herunder specielt klorid, udvaskes fra nogle af affaldstyperne i mængder, som langt overstiger de målte totalindhold. Årsagen til dette er primært, at usikkerhed og fejl på målinger, især af klorid, i faststoffasen er forholdsvis stor. Faststofindholdet vil således for klorid sandsynligvis være bedre beskrevet ved resultatet af tilgængelighedstesten end ved resultatet af totalanalysen. Fra gipsen udvaskes 50-60 % af indholdet af både Ca og sulfat ved tilgængelighedstesten. Hele mængden af kalciumsulfat (gips) er i virkeligheden opløselig, men ved L/S = 2 x 100 l/kg vil gipsudvaskningen være opløseligheds-kontrolleret. En total opløsning af al gipsen vil kræve en akkumuleret L/S-værdi på ca. 400 l/kg, svarende til en opløselighed af kalciumsulfat på ca. 2,5 g/l. For en komponent, som kun er til stede i affaldsprodukterne i meget små mængder, bliver resultatet af en tilgængelighedstest meget usikkert bestemt, specielt hvis det udtrykkes som en procentsats af totalindholdet af komponenten.

Hvis det antages, at den samlede stofudvaskning fra de undersøgte affaldstyper ved en tilgængelighedstest i store træk kan beskrives ved de i tabel 5.7 viste parametre, fremgår det, at der samlet udvaskes ca. 14% af den totale stofmængde fra det blandede inerte affald, ca. 1% fra vinduesglasset, ca. 51% fra gipsen, ca. 4,5% fra vejopfejet og ca. 3,4% fra forbrændingsslaggen ved tilgængelighedstesten.

Videreudvikling af tilgængelighedstests

Der kan være en del vanskeligheder forbundet med at fortolke og overføre resultaterne af en tilgængelighedstest til en beskrivelse af virkeligheden. Dette skyldes bl.a. at de valgte forsøgsbetingelser er standardiserede og til en vis grad fastlagt på et pragmatisk grundlag. Det må forudses, at et fortsat udviklingsarbejde på dette område vil være nødvendigt. Det i denne rapport præsenterede datamateriale vil formentlig sammen med data fra andre kilder kunne bidrage til denne videreudvikling.

5.4 Resultater af batchudvaskningstests

Tabel 5.9

Tabel 5.10
Oversigt over resultater af totrins-batchudvaskningstest på blandet inert affald, vinduesglas, gips og affaldsforbrænindgsslagger. Tallene angiver akkumulerede stofmængder udvasket i begge trin (L/S = 0 - 10 l/kg).

Betydelig udvaskning af salte

Af resultaterne i tabel 5.10, der beskriver de samlede stofmængder, som er udvasket ved begge trin af totrins-batchudvaskningstesten, fremgår det, at der fra det blandede inerte affald og gipsen udvaskes betydelige mængder salte, specielt Ca og sulfat, SO42-. De udvaskede mængder af Ca og SO42-, svarer stort set til, at eluatet er mættet med gips (se koncentrationsniveauerne i Bilag 6). Da tilgængeligheden af både Ca og sulfat for begge affaldstyper er langt større end de mængder, som er udvasket ved L/S = 10 l/kg, ville det samlede koncentrationsniveau af disse komponenter formentlig forblive nogenlunde uændret også ved udvaskning ved L/S større end 10 l/kg. For det blandede inerte affald ville dette højst kunne fortsætte til L/S = 30 - 50 l/kg, så ville al gipsen være væk (se tabel 5.7), mens det for gipsaffaldets vedkommende ville kunne fortsætte til L/S = ca. 400 l/kg (men så ville alt gipsaffaldet stort set også være fjernet med eluatet). Udvaskningen af salte fra vejopfejet er begrænset, og det samme gælder for glasaffaldet, når der ses bort fra Na. Der udvaskes noget Cr og Cu fra det blandede inerte affald, noget Cu, Ni og Zn fra gipsen og noget Cu, Ni, Pb og Zn fra vejopfejet. De øvrige undersøgte sporelementer udvaskes kun i ringe grad fra det blandede inerte affald, gipsen og vejopfejet. Fra glasaffaldet udvaskes de undersøgte sporelementer ikke i væsentligt omfang. Udvaskningen af organisk stof fra det blandede inerte affald og vejopfejet er moderat, mens den er noget højere fra gipsen. Det sidste skyldes måske rester af det imprægnerede papir, som gipspladerne har været beklædt med, eller rester af den lim, papiret har været fastgjort med. Udvaskningen af organisk stof fra glasaffaldet er, ikke overraskende, lavt. Fra forbrændingsslaggerne sker der en betydelig udvaskning af salte. For sporelementernes vedkommende er kun udvaskningen af Cu fra slaggerne angivet, og den er af samme størrelsesorden som for vejopfejet. Udvaskningen af organisk materiale fra slaggerne er relativt lav sammenlignet med det blandede inerte affald, gipsen og vejopfejet. Yderligere data for variationen i udvaskningen af en række sporelementer fra affaldsforbrændingsslagger findes i Bilag 7.

Nedknusningen af affaldet kan øge udvaskningshastigheden

Ved vurderingen af resultaterne af totrins-batchudvaskningstesten, herunder ikke mindst udvaskningen af gips fra det blandede affald og gipsaffaldet, bør der erindres, at affaldet af praktiske årsager er nedknust, og derfor ikke fremtræder på samme form, som det kan forventes af have på deponeringsttidspunktet og en årrække frem. Ved deponering vil en stor del af det blandede inerte affald og det meste af gipsaffaldet være på monolitisk form, d.v.s. det vil bestå af forholdsvis store, sammenhængende enheder. Da totrins-batchudvaskningstesten til en vis grad simulerer en situation, hvor vand/nedbør trænger gennem et materiale på partikelform, vil resultaterne herfra efter al sandsynlighed beskrive en konvektionssstyret stofudvaskning, som er væsentligt hurtigere end den, som vil forekomme i virkeligheden. Udvaskningen fra monolitiske materialer, som er deponeret, vil sandsynligvis være styret af diffusion samt naturligvis af de hydrauliske forhold på stedet. For gipspladers vedkommende vil de hydrauliske forhold nok spille en større rolle end diffusion, da gipsen under alle omstændigheder er opløselig. Materialet på en relevant deponeringsenhed kan forventes at bestå af en blanding af partikulært og monolitisk materiale, og de styrende udvaskningsmekanismer vil nok være en blanding af diffusion og konvektion. Der findes metoder til undersøgelse af stofudvaskningen ved diffusion fra monolitiske affaldsprøver (f.eks. såkaldte tankudvaskningsforsøg), se f.eks. Hjelmar & Traberg (1995) eller Van der Sloot et al. (1997). Sådanne tankudvaskningsforsøg, som det typisk tager 30 - 64 dage at gennemføre, er ikke blevet udført i dette projekt.

5.5 Sammenhæng mellem forskellige typer testresultater

Totalsammensætning og generelle egenskaber

De testmetoder, som er blevet afprøvet i dette projekt, kan beskrives som nogle af leddene i et logisk og sekventielt opbygget karakteriseringsforløb. Det basale første led i karakteriseringsforløbet er en beskrivelse af affaldsprodukternes sammensætning (totalanalysering) og generelle egenskaber (f.eks. pH, glødetab, m.v.). Totalanalyseringen og den generelle beskrivelse giver indledningsvis et indtryk af, hvilken affaldstype, der er tale om ( overvejende mineralsk, indhold af organisk stof, mulighed for biologisk nedbrydning, o.s.v.). Samtidig vil affaldets totalindhold af potentielt miljøfarlige komponenter kunne fastlægges. Såfremt der ikke på forhånd foreligger oplysninger om et affaldsmateriales sammensætning, vil det om nævnt i afsnit 3.3.5 ofte være hensigtsmæssigt at lade en indledende totalanalysering omfatte et forholdsvis stort antal parametre.

Potentiel tilgængelighed for udvaskning

Det næste skridt i karakteriseringsforløbet kunne være en undersøgelse af, hvor store mængder af de forskellige stoffer, som vil være tilgængelige for udvaskning, uanset hvor langt et tidsrum udvaskningen forløber over. I denne sammenhæng vil man naturligvis kun undersøge udvaskningen af stoffer, som ved totalanalyseringen er fundet at være til stede i signifikante mængder. Både stoffer (f.eks. forskellige sporelementer/tungmetaller), som er potentielt miljøskadelige, og stoffer (f.eks. nogle salte), som ikke nødvendigvis i sig selv er miljøskadelige, men som kan påvirke udvaskningen af andre, mere skadelige komponenter, er af interesse. Den potentielle tilgængelighed for stofudvaskning fastlægges eksempelvis ved hjælp af den såkaldte tilgænglighedstest, som er beskrevet i afsnit 3.3.3. Den stofudvaskning, som findes ved en tilgængelighedstest, bør udgøre en øvre grænse for den stofudvaskning, som kan findes ved anvendelse af andre udvaskningstests, som i højere grad simulerer de forventede naturlige udvaskningsforløb over en kortere eller længere tidsperiode.

Faktisk forventet stofudvaskning

Det sidste skridt i fastlæggelsen af udvaskningsforholdene for et affaldsprodukt vil være udførelse af en eller flere test(s), som i større eller mindre grad simulerer den faktisk stofudvaskning under en række nærmere definerede forudsætninger. Det kan f.eks. være accelererede kolonneudvaskningstests, som for en række granulære, mineralske affaldstyper kan give et forholdsvis detailleret billede af stofudvaskningen, f.eks. udtrykt som akkumuleret udvasket stof mænge som funktion af L/S (eller - for en given mængde affald - som funktion af den gennemstrømmede vandmængde). Kolonneudvaskningstests tager typisk forholdsvis lang tid at gennemføre (én til flere måneder) og hører til på karakteriseringsniveau (se afsnit 2.5). Den simplere totrins-batchudvaskningstest, som er afprøvet i dette projekt, giver ligesom kolonnetesten information om stofudvaskningen som funktion af L/S. Men hvor kolonnetesten typisk beskriver udvaskningskurven som 5-8 værdier af den akkumulerede stofudvaskning over et L/S-interval på 0,1 - 2 eller 10 l/kg, giver totrins-batchtesten kun den akkumulerede stofudvaskning for to L/S-værdier, nemlig 2 og 10 l/kg. Til gengæld er batchtesten, som hører til på overensstemmelsesniveau, hurtigere og billigere at gennemføre end kolonnetesten.

I tabel 5.11 er resultaterne af totalanalyser, tilgænglighedstests og totrins-batchtests (L/S = 0 - 10 l/kg) for de affaldstyper, som er undersøgt i dette projekt, sammenlignet for en række parametre.

Generelt konsistente resultater

Af tabel 5.11 fremgår det, at resultatsættene for de fleste affaldstypers og parametres vedkommende er konsistente, d.v.s. resultatet af totalanalysen er i de fleste tilfælde højere end resultatet af tilgængelighedstesten, som igen er højere end resultatet af totrins-batchtesten. Der er dog enkelte undtagelser: Som allerede nævnt i afsnit 5.3 er der i nogle prøver bestemt klorid- og sulfatindhold, som er mindre end de mængder, som ved tilgængelighedstesten er fundet tilgængelige for udvaskning. Dette er, som også tidligere nævnt, sandsynligvis udtryk for usikkerhed og fejl ved test og analyse, specielt ved faststofanalysen. Noget tilsvarende ses for Cd og Cr i gipsprøven. Her må det antages, at de ret små totalindhold af Cd og Cr er bestemt med en betydelig usikkerhed, ikke mindst på grund af risikoen for interferens ved analysering af den oplukkede prøve, som er stærkt saltholdig. Generelt er alle resultater af overensstemmelsestestningen mindre end de tilsvarende resultater af tilgængelighedstestningen.

På figur 5.2 er der for en enkelt af de undersøgte affaldstyper, nemlig prøven af opfej fra motorveje, for en række parametre foretaget en grafisk sammenligning af resultaterne af de forskellige tests, udtrykt som (akkumuleret) udvasket stofmængde. I dette tilfælde er der for totrins-batchudvaskningstesten vist resultater for begge trin. Bemærk at skalaen er logaritmisk. Som det fremgår, er de viste resultater konsistente. Det skal dog bemærkes, at der ved tilgængelighedstesten for denne prøve blev målt en tilgængelighed af klorid på 630 mg/kg, mens der ved totalanalysen kun blev fundet 150 mg/kg. Ved totrins-batchudvaskningstesten blev der i første trin udvasket en kloridmængde på 100 mg/kg. Denne mængde blev ikke forøget i andet trin.

Tabel 5.11
Sammenligning af resultater af totalanalyser, tilgængelighedstests og overensstemmelsestests (totrins-batchudvaskningstests) udført på prøver af blandet inert affald, vinduesglas, gips og vejopfej.

Figur 5.2
Sammenligning af resultater af forskellige tests udført på vejopfej fra motorveje (prøve Motorvej).

5.6 Praktisk anvendelighed af de fundne resultater

5.6.1 Problemstillinger

I det foregående er der foretaget en undersøgelse af nogle af de testmetoder, som er anbefalet eller foreskrevet i Miljøstyrelsens nye vejledning i deponering. Der er tilvejebragt nogle data for testning af nogle få affaldstyper, og betydningen af og sammenhængen mellem resultaterne af de forskellige tests er diskuteret.

Det vil efterfølgende være naturligt at diskutere muligheder og begrænsninger for at anvende undersøgelsen og dens resultater i praksis. Blandt de problemstillinger, hvori brugen af affaldstestning indgår eller bør indgå, kan nævnes følgende:

	Indplacering af de undersøgte affaldstyper i de i vejledningen opstillede affaldskategorier.
	Udarbejdelse af positivlister for konkrete deponeringsanlæg.
	Fastsættelse af grænseværdier for resultater af testning, svarende til acceptkriterierne for de enkelte typer deponeringsenheder.

5.6.2 Indplacering af de undersøgte affaldstyper

De kriterier, som et affaldsprodukt skal opfylde for at kunne optages på positivlisten for en given deponeringsenhedskategori, er vist i tabel 2.1. På nuværende tidspunkt er de fleste af kriterierne formuleret i generelle og ikke særlig specifikke vendinger.

Grænseværdi for glødetab

Kun grænseværdien for glødetab er der direkte sat tal på. Som nævnt i afsnit 5.2 overholder det blandede inerte affald, glasset og gipsen grænseværdien for glødetab på 2 % (w/w) for affald, der ønskes klassificeret som inert affald. Medianværdierne for vejopfej og slagger overholder grænseværdien for glødetab på 5 % (w/w) for affald, der ønskes klassificeret som mineralsk affald. Her skal det bemærkes, at prøverne af vejopfej fra amtsveje (2-4 uger) havde et glødetab på 6,2 % (w/w), som dog ved frasortering af visne blade kunne nedbringes til 3,6 % (w/w).

Andre kriterier

For at et affaldsprodukt skal kunne godkendes som inert affald, skal dets indhold af potentielt udvaskelige forureningskomponenter og deres identitet være kendt, og der må hverken på kort eller langt sigt kunne udvaskes væsentlige mængder uorganiske stoffer, herunder salte og sporelementer, fra affaldet (punkt C i tabel 2.1). Endvidere må affaldet hverken ved fordampning, opløsning eller udvaskning kunne afgive signifikante mængder af organiske eller uorganiske miljøskadelige stoffer (punkt A i tabel 2.1). Nøgleordene "væsentlige" og "signifikante" er jo ikke særlig præcise, og de må nok kvantificeres bedre, inden vejledningen bliver almindeligt anvendelig. De mængder af Ca og sulfat, som kan udvaskes fra gipsaffaldet og det "blandede inerte affald", både ved tilgængelighedstesten og totrins-batchtesten, vil dog næppe kunne kaldes uvæsentlige eller ikke-signifikante, uanset hvilken målestok, der anvendes. Gipsaffaldet skønnes derfor ikke at kunne klassificeres som inert affald, men bør i stedet behandles som mineralsk affald. Der kan dog blive problemer med overholdelse af punkt H for mineralsk affald i tabel 2.1, hvor det hedder, at det bør sandsynliggøres, at perkolatet senest efter 30 år kan accepteres i grundvandet omkring deponeringsanlægget. Disse problemer ville formentlig kunne klares ved en kystnær placering af deponeringsanlægget og/eller gennem en hydraulisk kontrolleret flux udover perioden på de 30 år. Noget lignende vil gælde for det blandede "inerte" affald. Da dette imidlertid indeholder betydelige mængder affaldsgips, er det ikke usandsynligt, at det "blandede inerte affald" vil kunne overholde kravene til inert affald, hvis det ikke iblandes affaldsgips (gipsplader). Glasaffaldet skønnes umiddelbart at kunne klassificeres som inert affald. I henhold til punkt G i tabel 2.1 bør perkolatsammensætningen ikke på noget tidspunkt have nogen signifikant økotoksikologisk virkning, og det må sandsynliggøres, at perkolatet til enhver tid kan accepteres direkte i grundvandet omkring deponeringsanlægget. Dette skønnes overholdt for glasaffaldet, idet der tages hensyn til, at dette er testet på nedknust form, mens det ved deponering vil forekomme i større stykker, og udvaskningen af f.eks. Pb vil derfor være væsentligt langsommere, end det fremgår af totrins-batchudvaskningstesten. Den skønnede foreløbige fordeling af de testede affaldsprodukter på de forskellige affaldskategorier er opsummeret i tabel 5.12. Slagger fra affaldsforbrænding skønnes at kunne kategoriseres som mineralsk affald. Dette forslag harmonerer udmærket med den forventede kategorisering, som er udtrykt i tabel 4.1 i den nye vejledning i affaldsdeponering.

Tabel 5.12
Forslag til foreløbig kategorisering af de affaldsprodukter, som er testet i dette projekt.

5.6.3 Udarbejdelse af positivlister

Som det fremgår af vejledningen i deponering og afsnit 2.4, skal en positivliste være specifik og relateret til hver enkelt deponeringsenhed på et deponeringsanlæg. Den skal baseres på testning og de i tabel 2.1 viste retningslinier, og der skal tages hensyn til beskyttelse af det omgivende miljø, de miljøbeskyttende systemer, stabiliserende processer i affaldet samt arbejdsmiljøet.

Det betyder, at der i forbindelse med udarbejdelse af en positivliste for en deponeringsenhed bør opstilles nogle scenarier, som udtrykker sammenhængen mellem diverse risici og resultatet af en eller flere tests. Endvidere skal der etableres nogle grænseværdier, som for de forskellige undersøgte parametre angiver et testresultat, som, hvis det ikke overskrides, sikrer, at den risiko, som testes, er acceptabel. Denne proces er kort omtalt i afsnit 2.4.

Opstilling af scenarier, risikovurdering og testning

Processen med opstilling af scenarier vil ofte involvere en kombination af en beskrivelse af egenskaberne af et eluat fra en udvaskningstest som funktion af L/S eller tiden med en beskrivelse af de aktuelle hydrauliske forhold på den pågældende deponeringsenhed. Under antagelse af en række forudsætninger opnås herved en (teoretisk og idealiseret) beskrivelse af stoffluxen eller perkolatets egenskaber som funktion af tiden eller til et bestemt ønsket tidspunkt. Når denne sammenhæng er skabt, skal der så på den ene side tages stilling til, hvilke risici, der er acceptable. Det har ikke været emnet for dette projekt, og hjælp til dette må eksempelvis søges i de gældende regler for udarbejdelse af VVM-redegørelser. På den anden side skal der tilvejebringes en (eventuelt flere) testmetode(r), som beskriver stofudvaskningen i den ønskede detailleringsgrad. Her er det ikke sikkert, at totrins-batchudvaskningstesten, som er beskrevet i dette projekt, er tilstrækkelig. For granulære materialer kan det være nødvendigt at udføre kolonneudvaskningstests for at få et tilstrækkeligt detailleret datamateriale, specielt hvis der ønskes resultater for små værdier af L/S (< 2 l/kg). For affaldsmaterialer på monolitisk form, hvor stoftransporten er styret af diffusion, kan det være hensigtsmæssigt at gennemføre tankudvaskningstests, som giver en beskrivelse af stofudvaskningen per overfladeenhed og per tidsenhed og dennes ændring med tiden. Endvidere kan der for en række affaldstyper være behov for at tilvejebringe data for udvaskningen af specifikke organiske stoffer og data for eluatets økotoksikologiske egenskaber som funktion af L/S og/eller tiden. Hverken kolonneudvaskningsforsøg, tankforsøg, udvaskning af specifikke organiske stoffer eller økotoksikologisk testning har været omfattet af dette projekt.

Behov for at styrke grundlaget

Sammenfattende må det konkluderes, at det generelt ikke vil være muligt at udarbejde positivlister for deponeringsenheder alene på grundlag af de data og de resultater, som indgår i denne rapport. I nogle tilfælde vil rapportens resultater dog kunne yde et væsentligt bidrag til arbejdet med udarbejdelse af positivlister. Dette gælder især for materialer, som svarer til de i projektet undersøgte affaldstyper. Det må endvidere konkluderes, at der er behov for en videreudbygning af det arbejde, som er gennemført i dette projekt. Ikke mindst er der behov for at supplere med testning af flere prøver af de affaldstyper, som allerede er testet, og med testdata for andre affaldstyper og testmetoder, som endnu ikke er testet.

5.6.4 Fastsættelse af acceptkriterier og grænseværdier

Samme problemstilling som for positivlister

Arbejdet med fastsættelse af mere generelle acceptkriterier for modtagelse af affald på deponeringsenheder og tilsvarende grænseværdier, som skal overholdes i forbindelse med testning af affald, som ønskes deponeret, svarer fuldstændig til det arbejde med udarbejdelse af positivlister, som er skitseret ovenfor i afsnit 5.6.3 og i afsnit 2.4. Den eneste forskel er, at der ved fastsættelsen af generelle acceptkriterier og grænseværdier må tages udgangspunkt i nogle generelle og principielle/kritiske scenarier, hvor man ved udarbejdelsen af en positivliste for en given deponeringsenhed kan tage direkte hensyn til de konkrete forhold på den pågældende deponeringsenhed.

Behov for styrkelse og udvidelse af grundlaget

Ligesom for udarbejdelsen af positivlister må det også her konkluderes, at dette projekt ikke alene kan danne baggrund for udarbejdelse af acceptkriterier og grænseværdier. Undersøgelsen og dens resultater kan indgå som et væsentligt bidrag til denne proces, men det vil være nødvendigt at gennemføre en række andre aktiviteter, før grundlaget for opstilling af generelle acceptkriterier og grænseværdier er til stede.

5.7 Forslag til videre arbejde

På baggrund af diskussionen ovenfor i afsnit 5.6 skal der kort gives nogle forslag til aktiviteter, som bør gennemføres for at gøre det muligt at fortsætte arbejdet med at gøre den nye vejledning i affaldsdeponering operationel:

1. Testning af flere typer affald og testning af flere eksempler på de affaldstyper, som er blevet undersøgt i dette projekt.
   
   
2. Afprøvning af flere testmetoder, herunder karakteriseringstestene kolonneudvaskningsforsøg og tankudvaskningsforsøg, og etablering af sammenhængen mellem resultaterne af testning på karakteringsniveau og overensstemmelsesniveau. Desuden bør stofudvaskningens afhængighed af pH klarlægges gennem udførelse af pH-statiske udvaskningstests.
   
   
3. Analysering af nogle affaldstyper for indhold af specifikke organiske stoffer.
   
   
4. Evaluering af behovet for at supplere karakteriseringen af eluaterne fra udvaskningstestene med analyser for specifikke organiske stoffer og økotoksikologiske tests og eventuel efterfølgende udførelse af sådanne undersøgelser (det bemærkes, at der p.t. kun i ringe omfang er udviklet testmetoder til undersøgelse af udvaskningen af organiske stoffer).
   
   
5. Udredning og diskussion af de konkrete muligheder for at opstille scenarier, som sammenkobler risici for det omgivende miljø, de stabiliserende systemer, de stabiliserende processer i affaldet og arbejdsmiljøet ved en deponeringsenhed med resultatet af en eller flere test(s).
   
   
6. Udvælgelse og afprøvning af kritiske scenarier og tilhørende testmetoder, gennemførelse af risikovurderinger, opstilling af konkrete kriterier (acceptable risici) for de under punkt E nævnte forhold og anvendelse af de kritiske scenarier til udtrykke dette som konkrete grænseværdier for de valgte testmetoder.
   
   
7. Udredning og vurdering/afprøvning af mulighederne for at sikre og teste, at perkolatet fra affald, der accepteres på en deponeringsenhed, senest efter 30 år kan accepteres i grundvandet omkring deponeringsanlægget, successivt at man efter 30 år kan forlade sig alene på passive miljøbeskyttende foranstaltninger. Både scenarieberegninger, praktisk testning og hydrogeokemiske ligevægtsberegninger bør indgå i løsningen af denne opgave. Opfyldelse af dette krav kan for nogle affaldstyper forudsætte forbehandling eller modifikationer af design- og/eller driftsforhold på en deponeringsenhed.

Gennemførelsen af ovennævnte aktiviteter skønnes nødvendige for over en årrække at gøre intentionerne i den nye vejledning i affaldsdeponering praktisk gennemførlige og for at understøtte den midlertidige indplacering af forskellige affaldstyper på lokale positivlister. De skitserede aktiviteter svarer samtidig til en stor del af det arbejde, som efter vedtagelsen af EU's affaldsdeponeringsdirektiv bør udføres af den tekniske adaptationskomité.