3.3.1 Udvælgelse af læs

AV Miljø:

På AV Miljø udgøres det blandede affald af 35% affald fra kommunal indsamling (hovedsageligt storskrald fra genbrugsstationer) og 58% industriaffald, mens de resterende 7% er bygge- og anlægsaffald.

I løbet af udvælgelsen af læs til sortering viste det sig, at AV Miljø i perioden januar-februar 2000 modtog læs med industriaffald af blandet karakter (se definitioner) fra meget få kilder. Derfor blev der kun sorteret 2 læs industriaffald.

Da mange læs med industriaffald er af ensartet karakter (se definitioner), giver det ikke mening at sortere dem. Derfor blev det besluttet, at fraktioner i de ensartede læs kan registreres ud fra personalets observationer (se afsnit 3.3.3).

Gerringe Deponeringsanlæg:

På Gerringe Deponeringsanlæg udgøres det blandede affald af 47% affald fra kommunal indsamling (hovedsageligt storskrald fra genbrugsstationer) og 53% industriaffald (inkl. affald fra bygge- og anlæg).

Fra industrier blev 3 læs sorteret. De fleste af disse læs har karakter af bygge- og anlægs affald. Derefter blev det forsøgt at udvælge læs fra andre kildetyper, som ikke indeholdt bygge- og anlægsaffald. Dette vurderede personalet ville være meget vanskeligt, hvorefter det blev besluttet i stedet at udvælge læs med industriaffald fra Hasselø Nor Deponeringsanlæg, der modtager væsentligt mere blandet affald fra industrier, og som er beliggende i samme region som Gerringe Deponeringsanlæg.

Hasselø Nor Deponeringsanlæg:

På Hasselø Nor Deponeringsanlæg i 1999 var 41% af det blandede affald fra kommunal indsamling, og 59% var fra industrier. Der blev udvalgt og sorteret i alt 4 læs med industriaffald for at supplere forsøgene på Gerringe Deponeringsanlæg.

Oversigt over udvalgte læs

I alt er udført sortering på 14 lastbillæs.

Alle resultater fra sorteringer er samlet i bilag 1.1-1.13 (ekskl. resultater fra sortering på AV Miljø d. 28/3-2000).

I de følgende figurer er afbildet den procentvise fordeling af fraktioner i blandet affald sorteret på AV Miljø, Gerringe Deponeringsanlæg og Hasselø Nor Deponeringsanlæg.

I nedenstående figur er afbildet resultater fra sortering på AV Miljø. Affaldet i læsset, som blev sorteret på AV Miljø d. 28. marts 2000, vejede 660 kg og bestod af 98% mineraluld og 2% gips. Altså må dette læs betegnes som værende af ensartet karakter og er derfor ikke afbildet i nedenstående figur og er ikke medtaget i beregning for læs af blandet karakter i tabel 3.3.

Se her!

Figur 3.1
Procentvis fordeling af fraktioner i blandet affald sorteret på AV Miljø. De afbildede %-fordelinger er fra resultatskemaer i bilag 1.1-1.3.
    

Se her!

Figur 3.2
Procentvis fordeling af fraktioner i blandet affald fra industrier, sorteret på Gerringe Deponeringsanlæg d. 15. februar 2000. De afbildede %-fordelinger er fra resultatskemaer i bilag 1.4-1.6.
  

Se her!

Figur 3.3
Procentvis fordeling af fraktioner i blandet affald fra kommunale genbrugsstationer, sorteret på Gerringe Deponeringsanlæg d. 22. februar 2000. De afbildede %-fordelinger er fra resultatskemaer i bilag 1.7-1.9.
   

Se her!

Figur 3.4
Procentvis fordeling af fraktioner i blandet affald fra 4 læs industriaffald sorteret på Hasselø Nor Deponeringsanlæg d. 14. marts 2000. De afbildede %-fordelinger er fra resultatskemaer i bilag 1.10-1.13.

3.3.3 Registrering af ensartede læs

En del læs med blandet affald, som bliver tilført deponeringsanlæggene, har en ensartet karakter, dvs. at de består af højst 3 materialefraktioner.

Det har ingen mening at sortere ensartede læs, og derfor er der i stedet foretaget en registrering af sammensætningen af de ensartede læs.

Denne registrering er udført på AV Miljø og Gerringe Deponeringsanlæg, og resultaterne herfra ses i det nedenstående.

AV Miljø

Registreringen af læs med blandet affald af ensartet karakter er foretaget ud fra personalets erfaringer og ud fra deponeringsanlæggets kildeoplysninger for 1999.

Læssene med blandet affald af ensartet karakter er fra erhverv, idet personalets erfaring er, at affald, modtaget fra kommunal indsamling, er af blandet karakter.

I registreringen er medtaget de industrier, som leverer de største mængder, og som leverer læs med højst 3 fraktioner. Derfor vil der være mængder fra industrier, som leverer få læs med ensartet affald, der ikke er medtaget i nedenstående liste.

Tabel 3.1
Læs med blandet affald af ensartet karakter, registreret hos AV Miljø

Således repræsenterer registreringen af de ensartede læs ca. 12% af den samlede mængde deponeringsegnet blandet industriaffald deponeret på AV Miljø i 1999.

Gerringe Deponeringsanlæg

Registreringen af læs med blandet affald af ensartet karakter er foretaget ud fra personalets erfaringer og ud fra deponeringsanlæggets kildeoplysninger for 1999.

Læssene med blandet affald af ensartet karakter er fra industrier og bygge- og anlæg, idet personalets erfaring er, at affald, modtaget fra kommunal indsamling, er af blandet karakter.

I registreringen er medtaget industrier, der leverer læs med højst 3 fraktioner og mere end 10 ton/år. Derfor vil der være mængder fra industrier, som leverer få læs med ensartet affald, der ikke er medtaget i nedenstående liste.

Tabel 3.2
Læs med blandet affald fra industrier af ensartet karakter, registreret på Gerringe Deponeringsanlæg

Således repræsenterer registreringen af de ensartede læs ca. 16% af den samlede mængde deponeringsegnet blandet industriaffald deponeret på Gerringe Deponeringsanlæg i 1999.

3.4 Vurdering af forsøgsresultater

Fraktionsfordelingen, observeret ved sorteringsforsøgene, er repræsentativ for sammensætningen af blandet affald modtaget på AV Miljø samt Gerringe og Hasselø Nor Deponeringsanlæg. Resultater fra disse beregninger er vist i afsnit 3.4.1-3.4.3.

3.4.1 Beregnet fordeling af fraktioner

På AV Miljø og Gerringe og Hasselø Nor Deponeringsanlæg er sorteret 13 læs med i alt 42,0 ton blandet deponeringsegnet affald fra industrier samt bygge- og anlæg og kommunal indsamling (genbrugsstationer). Heri er ikke medtaget et læs sorteret på AV Miljø d. 28. marts fra kommunal genbrugsstation, da dette læs kun indeholdt 2 fraktioner og derfor må betegnes som et læs af ensartet karakter.

Den sorterede mængde udgør ca. 0,1% af den samlede mængde affald deponeret på disse anlæg i 1998. Da mængden af sorteret affald er forholdsvis lille, er graden af repræsentativitet for den samlede affaldsmængde begrænset.

På anlæggene blev i 1998 deponeret i alt 33.268 ton blandet deponeringsegnet affald fra industrier samt bygge- og anlæg (på AV Miljø, Gerringe og Hasselø Nor Deponeringsanlæg) og 11.450 ton fra kommunale genbrugsstationer (på AV Miljø og Gerringe Deponeringsanlæg).

Disse mængder udgør ca. 6% af de 694.710 ton blandet deponeringsegnet affald fra industri, bygge- og anlæg samt fra kommunal indsamling (storskrald), som blev deponeret i Danmark i 1998.

I nedenstående tabel er angivet antal læs, hvori den pågældende affaldsfraktion blev observeret samt gennemsnitlig sammensætning af blandet deponeringsegnet affald fra industrier og fra kommunal indsamling (storskrald) beregnet ud fra sorteringsforsøg.

Endvidere er angivet observerede maks.-værdier i sorteringsforsøgene. Min.-værdier er ikke angivet, da disse er lig nul, idet ingen affaldsfraktioner blev observeret i alle de sorterede læs.

Tabel 3.3
Beregnet sammensætning af blandet affald i læs af blandet karakter. Vægtet gennemsnitlig %-fordeling, beregnet ud fra sorteringsforsøg på 13 læs.

3.4.2 Diskussion af forsøgsresultater

3.4.2.1 Affald i læs af blandet karakter

Fraktioner, såsom pap og papir, jern og metal, gipsplader m.m., transporteres normalt til genanvendelse. Endvidere vil fraktioner som træ og dagrenovation oftest blive transporteret til forbrændingsanlæg. At disse fraktioner er observeret i blandet affald, skyldes sorteringen ved kilden, hvor det f.eks. kan have været vanskeligt at adskille fraktionerne fra øvrige affaldsfraktioner.

Restfraktion

Det er observeret, at ca. halvdelen af dette affald er restfraktion, som er tilbage efter sorteringen. Restfraktionen består af små affaldsstykker (ca. 0-20 cm) af de øvrige fraktioner, der blev observeret i de pågældende læs.

Således vil det være vanskeligt ud fra en praktisk synsvinkel at adskille/udsortere ca. halvdelen af affaldet i læs af blandet karakter.

I sorteringen på AV Miljø d. 17. februar 2000 med affald fra en boligforening blev 1/5 af restfraktionen sorteret manuelt yderligere ca. ½ time. Heraf blev 41% udsorteret som sten, mens der fra den resterende del af restfraktionen (stort set) ikke kunne udsorteres mere, idet den bestod af mange forskellige materialer og af så små affaldsstykker, at det ikke var praktisk muligt indenfor en rimelig tidshorisont at sortere yderligere.

Fotos af restfraktioner fra diverse sorteringer ses i bilag 2.

Yderligere beskrivelse af restfraktionen er vanskelig, men generelt kan det siges, at restfraktionen vil bestå af små affaldsstykker af de fraktioner, der ellers er blevet observeret i forsøgene. Endvidere kan restfraktionen bestå af mange små materialer, som ikke kan iagttages ved sådanne sorteringsforsøg, såsom opfej, gulvafslib el. lign.

Da restfraktionen udgør halvdelen af det affald i læs af blandet karakter, og da der kan være en væsentlig udvaskning fra denne fraktion, bør den undersøges nærmere.

Metode til sortering

Udgangspunktet ved sorteringerne var, at et læs skulle kunne sorteres i løbet af max. 3 timer (se forsøgsbeskrivelse i afsnit 3.2). Hvis en sortering af et læs tager længere tid, vurderes metoden ikke at være praktisk anvendelig.

Således blev sorteringen, udført på AV Miljø d. 17. februar 2000 (se bilag 1.3), standset efter sortering af 1/5 af restfraktionen, idet dette ville have taget flere timer. Endvidere blev det vurderet, at restfraktionen var så homogen, at de resterende 4/5 svarede til den sorterede 1/5.

Ved sorteringen på Gerringe Deponeringsanlæg d. 15. februar 2000 (se bilag 1.4) blev sorteret ca. 1/3, da det blev vurderet, at læsset var homogent, bestående hovedsageligt af 5 fraktioner.

Samme dag blev ved den næste sortering (angivet i bilag 1.5) observeret en stor fraktion dagrenovation. Dagen efter sorteringen blev det klart, at vejningen af fraktionen med dagrenovation var fejlbehæftet, og da vejningen ikke kunne gentages, blev vægten beregnet ud fra læssets samlede vægt.

Ved den sidste sortering samme dag (se bilag 1.6) blev sorteret ca. 1/3 af læsset, idet læsset var homogent, bestående hovedsageligt af 4 fraktioner. Ved de efterfølgende beregninger viste det sig, at reelt kun 16-19% af læsset var blevet sorteret. Selvom det kun var 16-19% af læsset, der blev sorteret, vurderes det, at den sorterede del af læsset er repræsentativ for hele læsset.

Sorteringen, udført d. 15. februar 2000, blev udført på 3 forskellige læs inden for en dag, hvoraf kun ca. 1/3 af 2 af læssene blev sorteret. Det blev i løbet af dagen vurderet, at informationen fra det sorterede affald ville være mere repræsentativ, hvis der blev sorteret på flere læs i stedet for kun et læs. Desuden blev det vurderet, at den delvise sortering af 2 af læssene var repræsentativ for alt affaldet i læssene.

Ved sorteringerne, udført af I/S REFA d. 22. februar 2000 på Gerringe Deponeringsanlæg (se bilag 1.7-1.9) og d. 14. marts 2000 på Hasselø Nor Deponeringsanlæg, blev den usorterede del af læssene ikke vejet (denne vejning blev dog udført ved sorteringen angivet i bilag 1.10), hvorved en kontrol og beregning af differencen ved vejningerne ikke er mulig for disse sorteringer.

Ved sorteringerne, udført af I/S REFA d. 22. februar og d. 14. marts, blev mellem 30-60% af læssene sorteret, hvorefter det blev antaget, at den usorterede andel af læssene havde den samme fordeling af fraktioner. Denne antagelse vurderes at være rimelig, da læssene kun bestod af 4-6 fraktioner.

Usikkerhed ved sortering

Vejeudstyrets usikkerhed ved vejning i sorteringsforsøgene er for små vægte ca. ± 1 kg og for brovægte ± 20 kg. Generelt er den samlede usikkerhed ca. 10%, hvoraf den største usikkerhed findes ved vejning af forholdsvis små mængder (ca. 100 kg) på brovægtene. Usikkerheden ved sorteringerne er så stor, at den ikke alene kan forklares med vægtenes unøjagtighed. Endvidere kan en del af usikkerheden skyldes, at der går affald tabt ved af- og påfyldninger, samt at der medtages grus fra sorteringspladsens bund ved slutvejningen af restfraktionen. Et bidrag til usikkerheden er også, at en del af det sorterede affald kan være blandet ind i sorteringspladsens bundgrus og derfor ikke kunne vejes med i fraktionerne.

Præcisionen ved vejning af mindre mængder (0-100 kg) på lille vægt vurderes generelt som værende høj. Usikkerheden er højere ved vejning af de lette fraktioner, såsom papir, plast, mineraluld m.m., da usikkerheden er relativ stor i forhold til de små mængdeværdier.

Ved sorteringen d. 8. februar 2000 på AV Miljø blev fraktionen ventilationsrør vejet på brovægt, da rørene fyldte så meget, at det ikke var muligt at veje dem på den lille vægt. Der er således en væsentlig usikkerhed ved vejningen af denne fraktion, men efter forholdene var dette den bedste praktisk anvendelige mulighed for vejning.

3.4.2.2 Blandet affald i læs af ensartet karakter

For AV Miljø og Gerringe Deponeringsanlæg er blandet affald fra industri og bygge- og anlæg i læs af ensartet karakter registreret, som vist i tabel 3.1 og 3.2 i afsnit 3.3.3.

Visse af affaldsfraktionerne i disse læs er meget særegne fra nogle bestemte virksomheder i de pågældende regioner. Afhængig af mængden af disse fraktioner bør det for hver fraktion vurderes, om den kan accepteres til deponering på det pågældende anlæg.

For AV Miljø vil det især være fraktionerne glasaffald, foliebelagt blød plast, filtermateriale (fra kemisk produktion), tomme malerbøtter inkl. indtørret maling og kabler, for hvilke der er deponeret mere end 100 ton i 1999 og som bør vurderes nærmere.

For Gerringe Deponeringsanlæg vil det især være fraktionerne kompost/spagnum og aske fra frøforbrænding, som bør vurderes nærmere.

3.4.3 Praktiske erfaringer ved beskrivelse af sammensætningen af blandet affald til deponering

Affald i læs af blandet karakter

Sorteringerne har givet et indblik i, hvilke fraktioner det blandede affald er sammensat af.

Sorteringerne har vist, at det er praktisk muligt med den anvendte sorteringsmetode i udvalgte læs at udsortere halvdelen af det blandede affald i specifikke fraktioner, mens den sidste halvdel (restfraktionen) er vanskelig at sortere yderligere. Det vurderes, at den anvendte sorteringsmetode er praktisk anvendelig som en del af den overensstemmelsestestning (karakterisering på testniveau 2), deponeringsanlæggene skal udføre ifølge direktivet.

En yderligere sortering af restfraktionen vil kræve et væsentligt større mandtimeforbrug eller en anden sorteringsmetode.

I nogle tilfælde kunne det på basis af deponeringsanlæggenes kildeoplysninger lade sig gøre at udvælge læs, som kunne være repræsentative for bestemte kilder.

I andre tilfælde viste det sig at være vanskeligt at udvælge læs med blandet affald af blandet karakter baseret på deponeringsanlæggenes kildeoplysninger, idet disse ofte kun indeholdt oplysninger om, hvilken vognmand der leverer læssene og ikke oplysninger om, hvilke kilder vognmændene henter affaldet fra. Hvis al udvælgelse af læs skulle være sket ud fra kildeoplysninger, ville det have krævet en væsentlig større indsats og mandtimeforbrug.

I de tilfælde, hvor læs ikke kunne vælges ud fra kildeoplysninger, blev indkomne læs valgt af deponeringsanlæggenes personale ud fra visuel inspektion og vurdering af, om læssene var af blandet karakter. På AV Miljø var antallet af læs med affald af blandet karakter meget lavt i projektperioden, og i stedet var de fleste læs med blandet affald af ensartet karakter.

I afsnit 7 er angivet en procedure for, hvorledes det kan undersøges (bl.a. ved brug af sortering for affald i læs af blandet karakter), om blandet affald kan optages på positivlisten for et deponeringsanlæg.

Blandet affald i læs af ensartet karakter

Registreringen af læs med blandet affald af ensartet karakter (indeholder maksimalt 3 fraktioner) blev foretaget ud fra personalets erfaringer og kildeoplysninger. En mere præcis registrering af dette kan ske ved, at personalet over en periode på f.eks. 2-3 måneder (eller længere) observerer og registrerer, hvilke fraktioner de ensartede læs består af. Det foreslås, at observationerne udføres ved tipfronten, da man på dette sted på deponeringsanlægget kan få overblik over indholdet i de pågældende læs.

4. Indledende kortlægning af affaldets udvaskningsegenskaber

Ved optagelse af en given affaldsfraktion på positivliste indgår vurdering af affaldets udvaskningsegenskaber som en meget vigtig del.

I det følgende gives en kort introduktion til udvaskningsforholdene, herunder specielt vandgennemstrømningen, på et deponeringsanlæg. Herefter omtaler testsystemer og testmetoder for affald kort, hvorefter resultater fra gennemførte udvaskningsforsøg opsummeres, og der redegøres for eksempler på perkolatdata fra deponeringsanlæg med etaper hvorpå der er deponeret relevante affaldsfraktioner. Med relevante affaldsfraktioner menes affald som i fremtiden ønskes optaget på positivlisten for et givet deponi. Afslutningsvis forsøges perkolatdata sammenstillet med resultater fra udvaskningsforsøg.

4.1 Introduktion til udvaskningsforholdene på et deponeringsanlæg

Perkolat genereres ved infiltration af regnvand gennem deponeret affald. Infiltrationen og hermed den genererede perkolatmængde på et givet anlæg afhænger af lokalspecifikke forhold som nedbør, vegetation, overfladeafstrømning m.v. Den typiske infiltration på et deponeringsanlæg i Danmark er 100-200 mm/år, /14/. Det kan bemærkes, at der ved et dansk deponeringsanlæg for affaldsforbrændingsslagger med en overdækning bestående af 1 m græsbevokset overjord over en periode på ca. 27 år er observeret en nettoinfiltration på 32 % af nedbøren, svarende til 130 – 250 mm/år, /15/.

Ved regnens infiltration gennem affaldet udvaskes forskellige stoffer fra affaldet. Jo mere regnvand, der strømmer gennem en given affaldsmængde, jo større blive den akkumulerede mængde af et givet stof, som udvaskes (og jo mindre bliver, for de fleste komponenters vedkommende, koncentrationsniveauet i perkolatet). Det er derfor ofte hensigtsmæssigt at beskrive de akkumulerede udvaskede stofmængder som funktion af mængde infiltreret regnvand/mængde affald deponeret (L/S forholdet).

Vurdering af stofudvaskningen fra en aktuel etape ud fra L/S forholdet er vanskelig i opfyldningsfasen, inden etapen er slutopfyldt. Efter slutopfyldning er mængde affald deponeret (S) konstant, og L/S forholdet er således stigende over tiden. For et givet deponeringsanlæg/en given etape vil der være en direkte sammenhæng mellem L/S og tiden.

Sammenhængen mellem tiden og L/S kan for et deponeringsanlæg med gennemsnitshøjden H (m) og densiteten d (t/m³) kan beskrives ved følgende ligning:

T = (L/S) x d x H/I_n

hvor T (år) betegner den tid, der er forløbet siden fremkomsten af det første perkolat, L (m³) er den akkumulerede mængde perkolat, der er produceret til tidspunktet T, S (t) er den samlede masse (på tørstofbasis) af det deponerede materiale, og I_n (m/år) er den gennemsnitlige, årlige nettoinfiltration af nedbør i deponiet /16/.

I tabel 4.1a er der ved hjælp af ligningen som eksempler foretaget en beregning af den tid, det for en række kombinationer af højde og nettoinfiltration for et deponeringsanlæg kan forventes at tage, inden udvaskningen har nået et punkt, der svarer til L/S-værdier på henholdsvis 0,5 m³/t og 1,0 m³/t. Der er i alle tilfælde regnet med en gennemsnitlig tørdensitet på 1,5 t/m³. I tabel 4.1b er det for de samme scenarier beregnet, hvilke L/S – værdier, der vil være opnået efter henholdsvis 30 og 50 år.

Tabel 4.1a
Sammenhæng mellem tid, L/S-forhold, nettoinfiltration og højde af deponeret affald (affaldets densitet er sat til 1,5 t/m³).

Tabel 4.1b
Beregning af de gennemsnitlige L/S-værdier, som opnås på henholdsvis 30 og 50 år for de samme scenarier, som er vist i tabel 4.1a.

Den overordnede strategi mht. affaldsacceptkriterier i vejledning for affaldsdeponering /3/ er, at det, inden affald accepteres til deponering, skal sandsynliggøres, at perkolatet fra affaldet vil være acceptabelt i områdets grundvand, senest efter 30 år. Dette skal blandt andet ved gennemførelse af niveaudelt testning af affaldet.

Af tabel 4.1a og 4.1b fremgår det, at man må regne med, at L/S for mange danske deponeringsanlæg typisk vil være mindre end 1 l/kg (= m³/t) efter 30 års forløb, og at udvaskningen derfor ikke nødvendigvis er faldet til det påkrævede lave niveau. Det er derfor muligt, at det vil være nødvendigt at underkaste affaldet en vidtgående forbehandling, inden det deponeres, og/eller at øge vandstrømningen gennem det deponerede affald gennem en forøgelse af infiltreringen af nedbør eller ligefrem gennem tilsætning af "ekstra" vand.

4.2 Niveaudelt testning

I henhold til deponeringsvejledningen /3/ og det nye EU-direktiv om affaldsdeponering /7/ skal karakteriseringen af affald til deponering foregå i henhold til det hierarkiske system, som er udviklet af CEN/TC 292, og som består af tre niveauer:

Karakteriseringstestning på niveau 1 er en grundig undersøgelse og dokumentation af en given affaldstypes sammensætning og egenskaber i relation til deponering og til specifikke krav vedrørende anbringelse på en given type deponeringsenhed. Ved karakteriseringstestningen skal den pågældende affaldstypes opførsel og udvaskningsegenskaber, samt disses afhængighed af diverse faktorer (pH, redox-potentiale, m.v.), søges belyst både på kort og langt sigt. Testning på niveau 1 vil skulle gennemføres for at få en affaldstype godkendt og placeret på en positivliste, og vil være reference for testning på niveau 2 og 3. Karakteriseringstestning skal principielt kun gennemføres én gang for en given affaldstype og behøver kun at blive gentaget, når en allerede karakteriseret affaldsstrøm ændrer egenskaber. For affaldstyper, som tilhører velbeskrevne affaldsstrømme, kan selve karakteriseringstestningen delvis erstattes af veldokumenterede litteraturdata, såfremt det kan godtgøres, at de anvendte data rent faktisk er dækkende for de pågældende affaldstyper.

Overensstemmelsestestning på niveau 2 gennemføres for at kontrollere om en affaldstype, som allerede er testet på niveau 1 og placeret på positivlisten for en given deponeringsenhed, fortsat har de egenskaber, som lå til grund for positivlistningen. Overensstemmelsestests er forholdsvis enkle procedurer, som fokuserer på egenskaber, der er fastlagt ved karakteriseringstestning. Resultatet af en overensstemmelsestest bør kunne sammenholdes direkte med et sæt acceptkriterier, som bør være fastsat på grundlag af testning på niveau 1 under hensyntagen til de i /3/ beskrevne principper. For samme affaldstype fra samme affaldsproducent vil testning på niveau 2 skulle gennemføres f.eks. én gang om året. Et læs affald vil således typisk kunne ankomme til en deponeringsenhed med en attest eller deklaration, som dels dokumenterer, at der indenfor det seneste årstid er udført en overensstemmelsestest på den pågældende affaldstype, dels angiver resultatet af denne test sammenlignet med de relevante acceptkriterier.

Verifikationstestning på niveau 3 har til formål at sikre, at ethvert læs affald, som modtages på en deponeringsenhed, svarer til beskrivelsen i den medfølgende deklaration. Testning på niveau 3 skal derfor udføres for hvert læs affald, som accepteres til deponering. Verifikationstestningen skal være hurtig og simpel og vil formentlig oftest kunne begrænses til en visuel inspektion af affaldet inden og under aflæsningen af dette.

4.3 Testmetoder

For en nærmere beskrivelse af de forskellige testmetoder kan der henvises til Miljøprojekterne 414 og 415 /6, 10/. Nogle af de ovennævnte testmetoder, herunder specielt lysimeter- og kolonneudvaskningstests samt i nogle tilfælde også batchudvaskningstests, forsøges ofte anvendt til i større eller mindre omfang at simulere de udvaskningsforløb, som forventes for deponeret affald.

For visse typer inert og mineralsk affald i monodeponier er det formentlig muligt at foretage en sådan simulering, dvs. at tilvejebringe en sammenhæng mellem resultaterne af laboratorietests udført på det tilførte materiale og kvaliteten af det dannede perkolat eller fluxen af forureningskomponenter ud af deponiet som funktion af tiden. En sammenligning af denne karakter forudsætter blandt andet kendskab til de hydrauliske forhold i deponiet, således at det gennemsnitlige L/S-forhold for det deponerede affald kan beregnes.

Som et bidrag til tolkningen af testresultater, specielt med henblik på beskrivelse af udvaskningen på længere sigt kan det ofte være hensigtsmæssigt at supplere udvaskningstestene med hydrogeokemiske ligevægtsberegninger.

I de fleste tilfælde må det imidlertid forventes at være vanskeligt eller umuligt at simulere de faktiske udvaskningsforhold i et deponi ved hjælp af forholdsvis simple laboratorietests udført på separate affaldsfraktioner. Dette skyldes dels, at det meste affald i deponier forekommer som komplekse blandinger af en række komponenter, som påvirker hinanden, dels at L/S-forholdene i mange tilfælde ikke er særligt godt beskrevet. Endvidere kan de hydrauliske forhold for et deponi variere lokalt som følge af etapevis opbygning og/eller på grund af inhomogeniteter. I stedet for at forsøge at gennemføre egentlige simuleringer af udvaskningsforløbet bør man måske i disse tilfælde snarere fokusere på de ønskede/uønskede egenskaber, som udvaskningen fra de enkelte fraktioner kan tilføre deponiet/det samlede perkolat, samt på de interaktioner og reaktioner, som kan tænkes at forekomme mellem de forskellige affaldstyper og perkolaterne fra disse.

4.4 Eksisterende udvasknings- og karakteriseringsdata for affald til deponering

Der foreligger kun i begrænset omfang danske erfaringer med miljømæssig karakterisering, herunder specielt undersøgelser af udvaskningsegenskaberne, af affald, der skal deponeres. Nogle enkelte affaldsstrømme er dog meget velundersøgte; dette gælder blandt andet en række restprodukter fra energiproduktion og affaldsforbrænding, herunder materialer som kulflyveaske og slagger fra affaldsforbrænding, som forekommer i store mængder, og som er interessante med henblik på nyttiggørelse eller anbringelse i specialdeponi uden bundmembran.

4.4.1 Oversigt over affaldstyper, for hvilke der eksisterer danske testdata

Kulflyveaske

Kulflyveaske er et forholdsvis velkarakteriseret materiale, og der foreligger data for såvel sammensætning, pH-forhold, alkalinitet, m.v. som udvaskningsegenskaber (tilgængelighed, lysimeter-. kolonne- og batchudvaskning). Flyveaskens egenskaber afhænger i nogen grad af kultype og forbrændings- og røggasrensningsteknologi, men der findes dog en række generelle træk ved flyveaske fra danske kraftværkder. De fleste danske kulflyveasker er alkaliske, og hovedkomponenterne i perkolatet er primært Na, K, Ca, SO₄^2-, HCO₃^-/CO₃^- og OH^-. For de alkaliske flyveasker udgøres perkolatats indhold af sporelementer især af Cr, Mo, Se, As og V på oxynaionform. B er også til stede på ppm-niveau. De sporelementer, som oftest findes i de højeste koncentrationer i perkolatet er Cr og Mo.

Koncentrationerne af de fleste af perkolatets indholdsstoffer er højest ved lave L/S-værdier og falder til lave koncentrationer efterhånden som udvaskningen skrider frem. Dette gælder dog ikke altid for bl.a. As, som kan være opløselighedskontrolleret. Tilsvarende vil koncentrationerne af sulfat og kalcium ofte forblive på niveauet for opløseligheden af gips over et betydeligt tidsrum. Fra de sjældnere forekommende sure flyveasker kan der i stedet for oxyanioner udvaskes bl.a. Cd, Cu og Pb. Udvaskningsdata for kulflyveaske kan bl.a. findes i /10/ og /17/.

Kulbundaske (slagger fra kulforbrænding)

Kulbundaske er altid blevet betragtet som forholdsvis harmløst med hensyn til stofudvaskning, og der findes ikke særlig mange undersøgelser heraf. En undersøgelse fra Miljøstyrelsen /18/ viste et begrænset potentiale for udvaskning af såvel salte som sporelementer for en række forskellige kulbundasker. Dette er blevet bekræftet af nyere kolonneudvaskningsforsøg med kulbundaske /10, 12/. Batchudvaskningstests udført i 1999, /12/, synes at vise, at kulbundaske vil kunne overholde de kriterier, som i Miljøstyrelsens ny bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter til bygge- og anlægsformål opstilles for kategori 2 og 3 /19/.

Gipsaffald (afsvovlingsgips og gipsplader)

Gips forekommer som en komponent i mange typer affald. De største enkeltkilder er formentlig afsvovlingsgips fra kulfyrede kraftværker og kasserede gipsplader fra husbygning. Mens den del af afsvovlingsgipsen, som ikke kan nyttiggøres, deponeres i monodeponier, findes gipsplader og stumper af gipsplader ofte i såvel blandet som "inert" affald. Der findes data for sammensætning og stofudvaskning fra begge produkter. Data for sammensætning og udvaskning fra afsvovlingsgips findes eksempelvis i /11/.

Det skal bemærkes, at afsvovlingsgips er et forholdsvis rent gips-produkt, idet hovedparten af røggassens indhold af sporelementer og tungmetaller opkoncentreres i slammet fra rensning af spildevandet fra røggasrensningsprocessen. Kolonneudvaskingsforsøg viser således, at perkolat fra afsvovlingsgips typisk består af en mættet opløsning af kalciumsulfat (600 – 700 mg/l af Ca og 1400 – 1600 mg/l af SO₄^2-), som i starten desuden kan indeholde lidt andre salte (Cl^-, Na, K, Mg) samt meget små mængder sporelementer /11/. Batchudvaskningstests udført på gipspladeaffald viser lignende resultater /6/. Gipsaffaldet, som blev nedknust før testningen, havde et indhold af TOC på ca. 5 g/kg, og 15 % af dette kunne udvaskes ved en 2-trins batchudvaskningstest ved L/S = 0-2 og 2-10 l/kg (prEN 12457-3). I /6/ findes data for sammensætning og tilgængelighed samt resultater af batchudvaskningstests (prEN 12457-3) for gipsplader.

Røggasrensningsaffald fra den semitørre proces på kulfyrede kraftværker

Hovedkomponenterne i restprodukterne fra den semitørre afsvovlingsproces på kulfyrede kraftværker er kalciumsulfit og overskudskalk. Produkterne blandes oftest med flyveaske, inden de deponeres. Stofudvaskningen fra det flyveaskeholdige røggasrensningsaffald har været undersøgt både ved laboratorie- og lysimeterudvaskningsforsøg , /11, 17/. Indholdsstofferne i perkolatet er nogenlunde de samme som i perkolat fra kulflyveaske (se ovenfor), dog normalt i noget lavere koncentrationer, men med højere indhold af NO₂^-/NO₃^- og Cl^-. Indholdet af kalciumsulfat afhænger af de lokale forhold, da der oftest vil ske en langsommere eller hurtigere oxidation af sulfitten til sulfat, og dermed en omdannelse af den meget lidt opløselige kalciumsulfit til den noget mere opløselige kalciumsulfat. De ovenfor nævnte laboratorieudvaskningsforsøg omfatter såvel kolonne- som batchudvaskningstests.

Slagger fra affaldsforbrænding

Der foreligger en lang række karakteriseringsdata, herunder også udvaskningsdata, for slagger fra affaldsforbrændingsaffald, se f.eks. /21/. De fleste udvaskningsundersøgelser på affaldsforbrændingsslagger er udført med forholdsvis friske slagger, som oftest har et højt pH. Slagger, som nyttiggøres, lagres normalt i én til flere måneder, inden de anvendes. Herved sker der blandt andet en karbonatiosering af de stærkt alkaliske oxider/hydroxider, og pH falder typisk fra værdier på 11 – 12 til værdier på 8-9. Dette har stor indflydelse på udvaskningsforholdene for nogle af de pH-følsomme sporelementer. pH-sænkningen vil normalt medføre en reduceret opløselighed af bl.a. Pb og Zn, mens der er risiko for en lille forøgelse af opløseligheden af bl.a. Cd. Det må antages, at der også sker en, om end måske mindre, sænkning af pH for slagger, der deponeres. Dette vil dog afhænge af, hvor lang tid og hvordan slaggerne lagres inden deponeringen, og hvorledes deponeringen finder sted. Der foreligger dog såvel batch- som kolonneudvaskningsdata for affaldsforbrændingsslagger, der har været lagret, og dermed har fået sænket pH /12/. Der foreligger også en 27-årig tidsserie af perkolatsammensætningen som funktion af L/S for et fuldskaladeponi med en blanding af slagger og flyveaske /12, 15, 22/. Perkolat fra affaldsforbrændingsslagger har generelt et betydeligt indhold af salte (sulfater og klorider af Na, K og Ca) og et moderat til lavt indhold af sporelementer/tungmetaller. Inholdet af opløst organisk stof, DOC eller NVOC, afhænger især af udbrændingsgraden.

Flyveaske og røggasrensningsprodukter fra affaldsforbrændingsaffald

Flyveaske og røggasrensningsprodukter fra affaldsforbrændingsanlæg er karakteriseret forholdsvis grundigt med hensyn til sammensætning og udvaskningsegenskaber /20, 21, 23, 24/. Disse restprodukter er alle klassificeret som farligt affald, og vil skulle behandles, før de kan deponeres. De er især karakteriseret ved et højt indhold af opløselige salte, specielt kalciumklorid, et betydeligt indhold af restkalk (semitørre og tørre produkter) og et betydeligt indhold af sporelementer/tungmetaller, som med få undtagelser især er associeret med flyveasken. Perkoalatet fra flyveaske og røggasrensningsprodukter er karakteriseret ved i starten at have meget høje saltindhold og betydelige indhold af en række sporelmenter/tungmetaller, herunder Pb og Zn (specielt ved høje pH-værdier).

Blandet "inert" affald fra containerplads

Blandet "inert" affald, som kom fra en containerplads og skulle anbringes på en fyldplads, er blevet nedknust og karakteriseret med hensyn til sammensætning, tilgængelighed for udvaskning og udvaskning ved en to-trins batchtest ved L/S = 0-2 og 2-10 l/kg (prEN 12457-3), se /6/. Indholdet af gipsplader i det "inerte" affald viste sig at være tilstrækkeligt til at frembringe en mættet opløsning af kalciumklorid i begge trin af batchudvaskningstesten. Sporelementerne Cr, Cu og Pb udvaskedes i moderate mængder, dog ikke mere end at affaldet vil kunne overholde de kriterier, som i Miljøstyrelsens ny bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter til bygge- og anlægsformål opstilles for kategori 3 /19/. Kravene for kategori 1 og 2 overskrides dog for sulfat, Cr, Cu og Pb. Eluatet fra udvaskningstestene har et højt pH (12,2), hvilket formentlig skyldes nedknusningen af noget af den keramik og beton, som affaldet også indeholder.

Vinduesglas

En af komponenterne fra det blandede "inerte" affald, nemlig vinduesglas, er blevet nedknust og karakteriseret særskilt med hensyn til sammensætning, tilgængelighed for udvaskning og udvaskning ved en to-trins batchtest ved L/S = 0-2 og 2-10 l/kg (prEN 12457-3), se /6/. Stofudvaskningen fra det nedknuste glas er begrænset. Dog overholder det nedknuste glas ikke kravet for bly til kategori 1 og 2, som er opstillet i Miljøstyrelsens ny bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter til bygge- og anlægsformål /19/.

Vejopfej

Der foreligger data for sammensætning, tilgængelighed for udvaskning og udvaskning ved en to-trins batchtest ved L/S = 0-2 og 2-10 l/kg (prEN 12457-3) for vejopfej fra amtsveje og motorvej, udtaget i det storkøbenhavnske område i november 1995 /6/. Udvaskningen af både salte og sporelementer er begrænset, dog overskrides kravene til udvaskning af Cu, Ni og Pb for kategori 1 og 2a i Miljøstyrelsens udkast til ny bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter til bygge- og anlægsformål, mens kravene til kategori 2b kan overholdes. Vejopfejets indhold af TOC er 1,5 – 3,0 % /w/w), og i to-trins testen udvaskes der 200 – 400 mg NVOC/kg vejopfej.

Slam fra spildevandsrensningsanlæg

I /6/ refereres en undersøgelse af indhold og udvaskning af sporelementer og visse organiske stoffer fra spildevandsslam. Stofudvaskningen er undersøgt ved hjælp af en ét-trins batchudvaskningstest ved L/S = 10 l/kg. Der udvaskes betydelige mængder P og sporelementer, herunder Cr, Cu, Mn, Ni, Pb og Zn samt i nogle tilfælde også Cd. Endvidere sker der en betydelig udvaskning af NVOC (3700 – 22000 mg NVOC/kg slam (på tørstofbasis).

Knust beton

Der er gennemført en karakterisering, som bl.a. omfatter bestemmelse af sammensætning, tilgængelighed for udvaskning og stofudvaskning (to-trins batchudvaskningstest og kolonneudvaskningstest), af knust beton, som i nogle år har været anbragt som underlag i en asfalteret vej /6/. Stofudvaskningen er meget begrænset, og materialet overskrider kun for Cr (25 m g/l mod de tilladte < 10 m g/l) kravene til kategori 1 og 2a i 2a i Miljøstyrelsens udkast til ny bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter til bygge- og anlægsformål, mens kravene til kategori 2b derfor kan overholdes.

Shredderaffald

Shredderaffald eller bilfragmenteringsaffald/skrotaffald er et meget blandet produkt, som bl.a. består af støv og fnugget materiale, metal, plast, ledningsstumper, træ, glas og sten, ofte med et mindre indhold af olie o.lign. Det er således en blanding af uorganisk og organisk materiale. DHI (dengang VKI) har i første halvdel af 1990’erne udført kolonne- og batchudvaskningstests på prøver af shredderaffald fra A/S B.K. Kristiansen og fra Stolpehuse /13, 25/. Af resultaterne fremgår det, at der udvaskes moderate mængder salte (ca. 400 mg klorid/kg affald ved L/S = 10 l/kg) og moderate mængder sporelementer/tungmetaller (Cd, Cu, Ni, Pb og Zn). Udvaskningen af NVOC er betydelig (for et produkt er der udvasket 840 mg/kg ved L/S = 10 l/kg, for et andet 1500 mg/l ved L/S = 2 l/kg). Sammen med en betydelig udvaskning af total-N og en forholdsvis høj koncentreation af Fe i eluatet fra et kolonneforsøg viser det høje NVOC-indhold, at der under udvaskningen af shredderaffald kan forekomme biologisk aktivitet. Dette kan medføre udvikling af anaerobe forhold, og disse kan påvirke udvaskningsforløbet for en række komponenter på måder, som er vanskelige at simulere ved accelererede laboratorieforsøg. I prøverne af shredderaffald er der fundet indhold af hydrocarboner (fortrinsvis rester af svær olie) på 340 – 650 mg/kg. Det kan bemærkes, at de undersøgte prøver af shredderaffald ikke vil kunne overholde kravene til metaludvaskning for kategori 1 og 2 i Miljøstyrelsens ny bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter til bygge- og anlægsformål, /19/.

Forurenet jord

Forurenet jord er et vidt begreb og kan derfor ikke beskrives generelt. Til illustration og beregning af nogle scenarier er der i denne rapport som eksempler anvendt udvaskningsdata for nogle forurenede jordprøver. En af disse er en forurenet "topjord" fra en tidligere træimprægneringsgrund i Over Jerstal i Sønderjylland. Ved kolonneudvaskningsforsøg med jorden, der kan karakteriseres som sandet muld med en pH-værdi (CaCl₂₎ på 5,3, ses en betydelig udvaskning især af As, Cu og Zn /12/.

Termisk behandlet jord

Der er udført totrinsbatchudvaskningstest på blandeprøve af termisk behandlet jord. Der ses en vis udvaskning af makroioner, og relativ høj udvaskning af arsen.

Nedenstående tabel giver en kvalitativ opsumering af forsøgsresultater for affaldsfraktioner som vurderes at være relevante i forhold til opstilling af et affaldskatalog. For samtlige affaldsfraktioner er antallet af undersøgte prøver meget sparsomt. For en mere kvantitativ vurdering af enkeltkomponenters udvaskning fra de enkelte affaldsfraktioner henvises til ovenstående tekst samt de angivne referencer.

Tabel 4.2
Opsummering af udvaskningsforsøg fra udvalgte affaldsfraktioner.

4.5 Perkolatdata fra relevante etaper på deponeringsanlæg

I et forsøg på at få en indikation af udvaskningen af salte, makroioner m.v. fra affaldsfraktioner som nu og i fremtiden forventes deponeret, er der indhentet eksempler på perkolatdata fra aktuelle etaper på eksisterende deponeringsanlæg.

Det viste sig derudover, at være meget vanskeligt, at finde etaper som opfyldte de fem første kriterier. Dette skyldes blandt andet, at der på flere deponeringsanlæg kun udtages en samlet perkolatprøve for alle etaper, samt at der på flere deponeringsanlæg tidligere er deponeret betydelige mængder brændbart affald.

Der er indhentet perkolatdata fra to etaper med shredderaffald, to etaper med blandet affald samt to etaper med mineralsk affald.

I bilag 3 ses relevante data for de enkelte etaper, samt skemaer med de indhentede perkolatdata.

Etapen med blandet affald på Stengårdens losseplads i Hvalsø udgør 23.500 m². Etapen har i perioden fra 1991 fået tilført industriaffald, gadeopfej, sorteringsrest fra genbrugsplads og jord. Etapen med blandet affald på Odense Nord har siden 1996 fået tilført industriaffald, bygningsaffald, storskrald, ristestof, jord og ca. 20 % shredderaffald. Derudover er der mellemdeponeret ca. 10 % brændbart affald på etapen på Odense Nord. Ingen af etaperne er slutopfyldt.

Perkolatdata fra etapen på Odense Nord viser tegn på, at der er deponeret noget letnedbrydeligt organisk affald. Der ses således indledningsvist høje værdier af COD og BOD, og forholdet BOD/COD falder over perioden fra 0,9-0,3. Chlorid ligger i perioden på værdier fra 1500-3000 mg/l, med en tendens til stigning over perioden. I forbindelse med den indledningsvise lavere pH værdi i perkolatet ses en større metaludvaskning end senere i perioden.

Udviklingen i perkolatet fra etapen på Hvalsø losseplads stemmer overens med, at der er deponeret affald med lavt organisk indhold /8/. COD er således forholdsvis lavt med værdier under 1000 mg/l efter 1995. pH ligger bortset fra opstartsfasen på værdier fra 7-8 og der ses en begrænset metaludvaskning. Chlorid ligger i perioden på værdier fra 500-1500 mg/l. Der ses en tendens til stigning i udvaskningen af Na og K over perioden.

Figur 4.1
COD og pH i perkolat fra Hvalsø deponeringsanlæg, blandet affald

Figur 4.2
COD og pH i perkolat fra Odense Nord, blandet affald

Etapen med mineralsk affald på Hvalsø losseplads udgør ca. 2700 m². Etapen har i perioden fra 1996 fået tilført metalforurenet jord. Etapen er ikke slutopfyldt. Etapen med mineralsk/inert affald på AVV’s miljøanlæg i Rønnovsdal ved Hjørring har siden 1990 modtaget ca. 50.000 tons inert og mineralsk affald. Etapen udgør ca. 14.000 m², og er fortsat i drift.

Overordnet stemmer udviklingen i perkolatet fra de to etapen overens med perkolat fra affald med lavt organisk indhold. Der er stor variation på klorid og ledningsevne over perioden. Den gennemsnitlige værdi for klorid er på ca. 500 mg/l for etapen på Hvalsø og på under 100 mg/l for etapen på Rønnovsdal. COD er lav med en gennemsnitsværdi for de sidste 2 år på under 200 mg/l for begge etaper. I perioden ses pH-værdier på 7-8. Endelig ses på etapen på Hvalsø en minimal metaludvaskning samt en vis udvaskning af Na og K over perioden.

Figur 4.3
Chlorid og pH i perkolat fra Hvalsø deponeringsanlæg, mineralsk affald

Figur 4.4
Chlorid og pH i perkolat fra Rønnovsdal deponeringsanlæg, mineralsk affald

Etapen på Hasselø Nor udgør 2500 m². Etapen fik i 1997 tilført ca. 3.000 tons shredderaffald. Etapen har ikke senere fået tilført affald, men er fortsat i drift. Etapen med shredderaffald på AV-Miljø udgør 5.500 m². Etapen har i perioden fra 1993 fået tilført shredderaffald, i alt ca. 31.000 tons.

Bortset fra enkelte afvigelser ses for etaperne pH værdier fra 6,8-7,8. Generelt ses en forholdsvis begrænset metaludvaskning med perkolatet, dog med udsving på op til 190 m g/l for bly, 450 m g/l for cadmium og 550 m g/l for chrom.

Figur 4.5
Pb, Cd, Cr og pH i perkolat fra AV-Miljø, Shredderaffald

Figur 4.6
Pb, Cd og pH i perkolat fra Hasselø Nor, Shredderaffald

4.6 Vurdering af udvaskningsdata

Som tidligere angivet er der betydelige forskelle på de forhold, hvorunder udvaskningsforsøgene er gennemført og de forhold hvorunder affaldet udvaskes på et givet deponeringsanlæg.

I bilag 4 ses tabel med eluatkoncentrationer efter kolonneudvaskningstest for affaldsfraktioner, hvor sådanne er angivet. Eluatkoncentrationerne er angivet for udvalgte L/S forhold i intervallet fra 0 til 2 l/kg. For udvalgte deponeringsanlæg angives desuden de nyeste perkolatdata fra relevante etaper. Da etaperne ikke er slutopfyldt er den angivne L/S værdi den minimale L/S værdi, idet kun det seneste års nettonedsivning er medtaget i beregningen af L/S forholdet.

Ud fra bilag 4 er der udvalgt data for udvaskning fra affaldsfraktioner som vurderes at være relevante for opstilling af affaldskataloget i kapitel 6. I nedenstående tabel angives eluat og perkolat koncentrationer for udvalgte komponenter fra relevante affaldsfraktioner.

Tabel 4.4
Intervaller for eluat- og perkolatkoncentrationer for udvalgte affaldsfraktioner

Se her!

Generelt indgår for den laveste L/S værdi data fra kolonneforsøg samt perkolatdata fra deponeringsanlæg. Den største L/S værdi for hver affaldsfraktion svarer til udvaskning i 30 år for en standard deponeringsenhed, jvf. bilag 4. Eluatdata fra L/S svarende til 30 år er angivet, hvor der er udført kolonneforsøg for den angivne affaldsfraktion.

Det fremgår af tabellen, at der for shredderaffald på kort sigt udvaskes en moderat mængde salte, og at der på lang sigt (efter 30 år) udvaskes en lille mængde salte. Der ses desuden en moderat udvaskning af tungmetaller, med et fald i eluatkoncentrationen efter 30 år.

De udvalgte data for mineralsk affald stammer fra kolonneforsøg på byjord, samt deponeringsenheder hvor der er deponeret mineralsk affald, hovedsagelig i form af jord. Det fremgår, at der på kort sigt ses en moderat udvaskning af salte, og at der på lang sigt (efter 30 år) ses en lille udvaskning af salte. Der ses desuden over perioden en moderat til lille udvaskning af tungmetaller.

Eluatdata for gips og knust beton stammer udelukkende fra kolonneforsøg. For gips ses på kort sigt en moderat udvaskning af salte samt en begrænset udvaskning af tungmetaller. På lang sigt ses en lille udvaskning af salte og tungmetaller. På både kort og lang sigt ses en betydelig udvaskning af sulfat. For knust beton ses over perioden en moderat udvaskning af salte, samt en moderat til lille udvaskning af metaller.

Data fra blandet affald stammer fra etaper på Hvalsø og Odense Nord, som ikke modtager organisk affald. Der er udelukkende data fra lave L/S værdier. På kort sigt ses en moderat udvaskning af salte, tungmetaller og organisk stof.

For en stor del af affaldsfraktionerne som blev udsorteret fra det blandede affald eksisterer der på nuværende tidspunkt ingen forsøgsresultater som kan anskueliggøre sammenhængen mellem L/S forholdet og den akkumulerede udvaskede mængde af en given komponent.

5. Acceptniveauer ved perkolatudsivning

I det følgende beskrives forholdene omkring frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg til det omgivende miljø.

5.1 Acceptniveauer

I forbindelse med en miljøkonsekvensvurdering ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg skal der fastsættes acceptniveauer for perkolatkoncentration før opblanding i grundvandet samt for akkumuleret flux af et givent stof til grundvandet.

På baggrund af grundvands- og recipientkvalitetskravene, som for hvert deponeringsanlæg fastsættes af de enkelte amter, estimeres acceptniveauerne ved frigivelse af perkolat fra deponeringsanlægget.

Beregningerne er lokalitetsspecifikke, idet de lokale hydrogeologiske forhold sammen med affaldstype og fyldhøjde udgør en væsentlig del af beregningsgrundlaget.

Tidshorisonten for opnåelse af de beregnede acceptniveauer for perkolatkoncentrationer og akkumulerede stofflux vurderes på baggrund af viden om udvaskningsforløbet for den pågældende affaldstype samt viden om udvaskningsgraden i affaldet udtrykt ved L/S forholdet.

Udvaskningsforløbet for forskellige affaldstyper vurderes generelt igennem udvaskningsforsøg, hvor den akkumulerede stofflux til forskellige L/S forhold bestemmes. L/S forholdet er lokalitetsspecifik og bestemmes ud fra udvaskningstid, nettoinfiltrationen samt kendskab til affaldstype og fyldhøjde.

Estimeringen af tidshorisonten for opnåelse af acceptable perkolatkoncentrationer har bl.a. til formål at bidrage til vurderingen af, om det er realistisk at behandle perkolatet inden for en tidsramme på 30 år, og om det overhovedet er realistisk at opnå acceptable perkolatkoncentration i forhold til de fastsatte grundvands- og recipientkvalitetskrav.

5.2 Grundvands- og recipientkvalitetskrav

Ved beregning af acceptable perkolatkoncentrationer i forbindelse med frigivelse af perkolat til det omgivende miljø skal grundvands- og recipientskvalitetskrav fastsættes. Kvalitetskravene skal fastsættes i samarbejde med myndighederne på baggrund af grundvandsklassifikationen for området omkring og nedstrøms for deponeringsanlægget samt målsætningen for den primære og eventuelt den sekundære recipient. Den primære recipient kan være fersk eller marin, mens den sekundære recipient pr. definition er marin.

I nedenstående tabel 5.1 er vejledende kvalitetskrav for grundvand og hhv. fersk- og marin recipient angivet for udvalgte stoffer. Herudover er vejledende udledningskoncentration for enkelte stoffer angivet.

Tabel 5.1
Kvalitetskrav og udledningskrav i m g/l medmindre andet er angivet.

Ved udledning af perkolat til en primær recipient skal den miljømæssige påvirkning vægtes i forhold til den aktuelle målsætning for recipienten, som er fastlagt af de enkelte amter og som fremgår af regionplanerne.

Der skelnes mellem 3 hovedmålsætninger: Skærpet, basis og lempet målsætning benævnt A, B og C målsætninger, der kan være opdelt i A₁, A₂ osv. Målsætningerne er fastsat på baggrund af en afvejning af naturinteresser mod andre interesser, såsom spildevandsudledning, vandindvinding osv.

Den miljømæssige effekt ved udsivning af perkolatpåvirket grundvand til en recipient vurderes ud fra en stoffluxbetragtning sammenholdt med viden om minimumsvandføring, målsætning, udløb til målsat sekundær recipient m.m.

Grundvandskvalitetskravene er generelt gældende for drikkevand i områder med særlige drikkevandsinteresser. Ved frigivelse af perkolat til grundvandet skal den miljømæssige påvirkning vurderes i forhold til den aktuelle grundvandsklassifikation i området omkring og nedstrøms for deponeringsanlægget, samt tilstedeværelse af væsentlige vandindvindingsinteresser nedstrøms for anlægget.

Det er op til de enkelte amter at fastsætte, i hvilken afstand fra deponeringsanlægget grundvandskvalitetskravene skal være overholdt ud fra en samlet vurdering af områdets generelle grundvandskvalitet, nuværende og fremtidige vandindvindingsinteresser, afstand til kysten m.m.

5.3 Modeller for frigivelse af perkolat

Perkolat fra et deponeringsanlæg bør principielt kunne frigives til det omgivende miljø senest 30 år efter, at deponeringen er afsluttet, og anlægget er slutafdækket. Kriteriet for frigivelsen af perkolat skal være defineret ved angivelse af perkolatkoncentrationer, som kan accepteres i grundvandet og ved angivelse af en maksimal akkumuleret stofflux til grundvandet.

Tidshorisonten for frigivelsen af perkolat afhænger af udvaskningsgraden og dermed af de lokale hydrologiske forhold omkring deponeringsanlægget samt af affaldssammensætningen og dermed udviklingen i sammensætning og koncentrationsniveau i perkolatet.

Ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg vil der i første omgang ske en opblanding og en fortynding i grundvandet under anlægget. Perkolatet vil herefter blive transporteret med grundvandet til den nærmeste nedstrøms beliggende recipient, defineret som den primære recipient, der kan være fersk eller marin.

For alle nyanlagte deponeringsanlæg er den primære recipient per definition marin som følge af kystnærhedsprincippet, mens den primære recipient for mange ældre deponeringsanlæg i mange tilfælde er fersk som følge af en placering langt fra kysten.

Acceptniveauerne ved frigivelse af perkolat kan beregnes ved en fortyndingsbetragtning, hvor bl.a. fortyndingsfaktoren i grundvandsmagasinet indgår.

5.3.1 Fortyndingsfaktor

Fortyndingsfaktoren er en dimensionsløs talværdi for graden af fortynding i det grundvandsmagasin, som udgør den primære recipient for udsivende perkolat. Fortyndingsfaktoren er en funktion af grundvandsmagasinets hydrauliske egenskaber og transportafstanden til en sekundær recipient, drikkevandsboring m.m.

Fortyndingsfaktoren kan beskrives ud fra en Darcy strømningsbetragtning, hvor perkolatets fortynding og spredning i grundvandet beregnes. Miljøstyrelsens risikoberegningsprogram JAGG, beskrevet i Vejledning nr. 6 og 7, 1998, fra Miljøstyrelsen, er et modelværktøj til beregning af stofkoncentrationer i grundvandet i forskellige afstande fra kilden og ved forskellige opblandingsdybder.

Risikoberegningerne er her opdelt i 3 trin, hvor trin 1 er en konservativ beregning af stofkoncentrationen i grundvandet lige under forureningskilden, trin 2 er en konservativ beregning af koncentrationen i grundvandet i en given afstand fra kilden, og trin 3 er en beregning af stofkoncentrationen som under trin 2, men regnet med stofspecifik sorption og nedbrydning.

Modelværktøjet kræver kendskab til aquiferens hydrauliske egenskaber udtrykt ved den hydrauliske ledningsevne, den hydrauliske gradient, den langsgående dispersivitet samt den effektive porøsitet.

Afhængig af den geologiske kompleksitet og den aktuelle problemstilling, f.eks. forhold omkring den regionale grundvandsklassifikation, kan det vælges at opstille en egentlig numerisk grundvandsmodel til en mere detaljeret beskrivelse af spredningsveje for perkolatet i grundvandet.

Fortyndingsfaktoren kan som en forsimplet niveauangivelse beregnes som forholdet mellem arealet af et indvindingsopland til et vandværk og arealet af et givent deponeringsanlæg.

Fortyndingsfaktoren kan alternativt beregnes som forholdet mellem afstanden fra første betydende opstrøms grundvandsskel til nærmeste marine recipient og længden af deponeringsanlægget i grundvandets strømningsretning. En nærmere beskrivelse af forskellige modeller til beregning af fortyndingsfaktorer er angivet i /1/.

Som udgangspunkt kan F i mange tilfælde sættes til 10 som en første tilnærmelse, /10/. I beregningseksemplerne er der benyttet en fortyndingsfaktor på 10 som eksempel.

5.3.2 Fortyndingsbetragtning

En forsimplet beskrivelse af den acceptable perkolatkoncentration i grundvandet samt den specifikke acceptable stofflux ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg kan opstilles ved at betragte fortyndingsfaktoren i aquiferen, /10/.

Den acceptable perkolatkoncentration C_acc ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg til grundvandet beregnes som en funktion af recipientkvalitetskrav og fortyndingsfaktoren sammen med en grundvandsprioriteringsfaktor og en infiltrationsreduktionsfaktor:

C_acc = C_krav · F · P · IR

Grundvandsprioriteringsfaktoren sættes normalt til 1 svarende til et område med særlige drikkevandsinteresser. I tilfælde, hvor grundvandet kan nedprioriteres, kan faktoren sættes højere.

Infiltrationsreduktionsfaktoren beskriver, hvor mange gange nettoinfiltrationen reduceres som følge af overfladeafstrømning, kompaktering af slutafdækning samt andre forhold, der har indflydelse på størrelsen af nettoinfiltrationen gennem affaldet.

Den akkumulerede acceptable stofflux, M_A, beregnes som en funktion af recipientkvalitetskrav, fortyndingsfaktor samt udvaskningsgrad:

M_A = C_krav · F · P · T_k · I/(d · H)

M_A er et udtryk for den akkumulerede acceptable udvaskede stofmængde i mg/kg til tiden T_k ved den kriterierelaterede L/S værdi (L/S)_k svarende til T_k:

(L/S)_k = T_k · I/(IR · d · H)

Hvert acceptniveau for akkumuleret acceptabel stofflux, M_A, sammenlignes med den akkumulerede udvaskede stofmængde, UM_A, fundet ved udvaskningsforsøg ved et givent L/S forhold. Ideelt set vil et recipientkvalitetskriteriet kunne overholdes, hvis følgende betingelser opfyldt:

UM_A < M_A

Baggrundskoncentrationen af et givent stof i grundvandet kan indgå i beregningen igennem en korrektion af grundvands- eller recipientkvalitetskravet C_krav, /10/.

5.4 Beregningseksempler

I det følgende præsenteres en række eksempler på anvendelsen af fortyndingsbetragtningerne til fastlæggelse af acceptniveauer. Beregningseksemplerne er opdelt i scenarier efter affaldstype.

Følgende parametre er fælles for alle scenarier:

I kapitel 4 gennemgås data fra udvaskningsforsøg. Som angivet er dette datamateriale på nuværende tidspunkt meget mangelfuldt. Ved de efterfølgende beregningseksempler benyttes resultater fra udvaskningsforsøg til fastlæggelse af den akkumulerede udvaskede stofmængde. De gennemførte beregningseksempler er derfor gennemført under hensyntagen til, for hvilke L/S forhold der eksisterer data.

5.4.1 Scenarie 1: Gips

Scenario 1 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af gips, hvor bulkmassefylden er sat til 0,8 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for sulfat, cadmium, kobber og zink. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.2 for et L/S forhold på 0,25 svarende til 10,5 års udvaskning samt for et L/S forhold på 0,57 svarende til ca. 24,5 års udvaskning.

Beregningsgrundlaget er som eksempel vist i tabel 5.3.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overskredet for sulfat og cadmium både efter 10,5 og 24,5 års udvaskning.

De beregnede acceptniveauer for kobber og zink overskrides ikke.

Tabel 5.2
Beregningsresultater for scenario 1. Værdier markeret med fed skrift viser en overskridelse af det beregnede acceptniveau

Tabel 5.3
Beregningsgrundlag og –resultater for scenario 1.

5.4.2 Scenarie 2: Byjord

Scenario 2 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af byjord, hvor bulkmassefylden er sat til 1,5 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for cadmium, kobber og bly. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.4 for et L/S forhold på 0,1 svarende til 8 års udvaskning samt for et L/S forhold på 0,38 svarende til ca. 30 års udvaskning.

Tabel 5.4
Beregningsresultater for scenario 2.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overholdt for alle stofferne efter 8 års udvaskning.

5.4.3 Scenarie 3: Knust beton

Scenario 3 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af knust beton, hvor bulkmassefylden er sat til 2,3 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for cadmium, chrom og kalium. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.5 for et L/S forhold på 0,09 svarende til 11 års udvaskning samt for et L/S forhold på 0,24 svarende til ca. 30 års udvaskning.

Tabel 5.5
Beregningsresultater for scenario 3. Værdier markeret med fed skrift viser en overskridelse af det beregnede acceptniveau.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overholdt for cadmium og chrom efter 11 års udvaskning, mens acceptniveauet ikke kan overholdes for kalium efter 30 års udvaskning.

5.4.4 Scenarie 4: Termisk behandlet jord

Scenario 4 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af termisk behandlet jord, hvor bulkmassefylden er sat til 1,8 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for cadmium, kobber og arsen. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.6 for et L/S forhold på 2 svarende til 192 års udvaskning.

Tabel 5.6
Beregningsresultater for scenario 2. Værdier markeret med fed skrift viser en overskridelse af det beregnede acceptniveau.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overholdt for cadmium og kobber, mens der for arsen ses en lille overskridelse af acceptniveauet efter 192 års udvaskning.

5.5 Følsomhedsvurdering

Som en del af vurderingen af de beregnede acceptniveauer er der i det følgende lavet en følsomhedsvurdering af acceptniveauberegningerne.

Følsomhedsvurderingen tager udgangspunkt i scenario 1 beregningen vist i tabel 5.3 og er udført ved at mindske eller forhøje en følsom parameter og registrere effekten på den beregnede akkumulerede acceptable stofflux. Der justeres kun på en parameter ad gangen.

Der er i følsomhedsvurderingen ændret på fortyndingsfaktoren, infiltrationsfaktoren, bulkmassefylden samt fyldhøjden. Resultaterne fremgår af tabel 5.7.

Tabel 5.7
Resultat af følsomhedsberegninger. Værdier markeret med fed skrift er større end den akkumulerede udvaskede stofmængde, UM_A, fundet ved udvaskningsforsøg.

Det fremgår af følsomhedsberegningerne, at den akkumulerede acceptable stofflux er ligefrem proportional med fortyndingsfaktoren og infiltrationsreduktionsfaktoren, hvilket betyder, at forøges f.eks. fortyndingsfaktoren med 50%, øges den akkumulerede acceptable stofflux tilsvarende med 50%.

Fyldets bulkmassefylde og fyldhøjden er omvendt proportionale med den akkumulerede acceptable stofmængde.

Følsomhedsberegningerne viser, at de valgte parametre har stor betydning for størrelsen af den beregnede akkumulerede acceptable stofflux. Parametre som bulkmassefylde og fyldhøjde er relativt nemme at bestemme med en rimelig sikkerhed og bør derfor ikke give den store usikkerhed i beregningen.

Infiltrationsreduktionsfaktoren kan sammen med nettoinfiltrationen bestemmes ud fra en vandbalancebetragtning suppleret med registreringer af den aktuelle perkolatproduktion i den aktive driftsperiode efter anlæg af slutafdækning.

Fortyndingsfaktoren er i dette tilfælde sat konservativt til 10 på baggrund af et forsigtigt erfaringsmæssigt skøn. Denne parameter giver sandsynligvis anledning til den største usikkerhed i beregningen af den akkumulerede acceptable stofflux. Den reelle fortyndingsfaktor kan søges estimeret med en af de i afsnit 5.3.1 anførte metoder, der dog stadig må betragtes som en grov konservativ tilnærmelse.

En mere præcis beregning af fortyndingsfaktoren kan ske ved en Darcy strømningsbetragtning, hvor parametre som hydraulisk ledningsevne, hydraulisk gradient, dispersivitet, sorption og nedbrydning kan indgå.

Der bør i alle tilfælde laves en så præcis beregning af fortyndingsfaktoren som muligt for at minimere usikkerheden i beregningen af den akkumulerede acceptable stofflux.

6. Foreløbigt affaldskatalog

Et foreløbigt katalog over relevante affaldstyper er opstillet. Kataloget er opstillet ud fra resultaterne fra feltforsøget samt eksisterende viden omkring de enkelte fraktioners udvaskningsforhold.

6.1 Opstilling af katalog

Et foreløbigt affaldskatalog vil blive opstillet for alle kategorier af affald til deponering (ekskl. farligt affald).

6.1.1 Forslag til opdeling af deponeringsegnet affald

Det foreslås, at affaldskataloget inddeles i følgende kategorier og fraktioner for deponeringsegnet affald (ekskl. farligt affald):

Opdelingen af kategori III er baseret delvist på opdelingen i ISAG, som er beskrevet i tabel 2.1. Ikke forbrændingsegnet affald i kategori III er opdelt i fraktionerne nr. 1-15 og 18 observeret ved sorteringerne i dette projekt (se tabel 3.3). Heri er ikke medtaget fraktion nr. 16-17 og 19-21, som er beton og træ (sammensat), linoleum, eternit/tagplader, ventilationsrør og madras. Dette begrundes med, at disse fraktioner kun er observeret i 1 læs eller for madras (observeret i 2 læs) med, at den gennemsnitlige andel ifølge tabel 3.3 er så lav som 0,1% .

Det foreløbige affaldskatalog er vedlagt i bilag 5.

I nedenstående afsnit opsummeres resultaterne i affaldskataloget, og fraktionerne vurderes for at identificere kritiske affaldsfraktioner.

6.2 Identificering af kritiske affaldsfraktioner

Der tages udgangspunkt i affaldsfraktionerne i blandet deponeringsegnet affald, som er angivet i tabel 3.3 og yderligere beskrevet i affaldskataloget i bilag 5.

6.2.1 Pap og papir

Den observerede andel af pap og papir i blandet affald er ud fra sorteringsforsøg i gennemsnit 4% ifølge tabel 3.3.