| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Livscyklusvurdering af deponeret affald - Del II

14 Omsætning af materialer i deponeringsanlæg på lang sigt

14.1 Deponeringsanlæg - udvalgte karaktertræk
     14.1.1 Definition af deponering/deponeringsanlæg
     14.1.2 Deponeringslovgivning i EU og Danmark
     14.1.3 Nyttiggørelse med deponeringslignende karakter
     14.1.4 Forhold af betydning for perkolatdannelsen i deponeret affald
     14.1.5 Vurdering af udviklingen af kildestyrken af miljøbelastningen fra et
     deponeringsanlæg med tiden
     14.1.6 Berørte miljøer
14.2 Vurdering af materialegrupper
14.3 Den videre omsætning og transport af miljøfarlige persistente kemiske stoffer i deponeringsanlæg
14.4 Sammenfatning

I dette afsnit er foretaget en vurdering af, hvad der kan forventes at ske med forskellige materialer og deres bestanddele på langt sigt i deponeringsanlæg, forudsat at anlæggene lades uberørte. Der forudsættes således reelt, at den type påvirkning, som materialerne og deres bestanddele udsættes for, handler om kemisk-biologisk påvirkning, af den type som finder sted i et deponeringsanlæg, hvor den eneste udefrakommende påvirkning er nedsivende regnvand.

De typer af materialer der især påkalder sig interesse, når det handler om omsætning på lang sigt er materialer som i større eller mindre udstrækning kan karakteriseres som inerte, der i denne sammenhæng må forstås som nærmest uforanderlige. Det handler om materialer som:

• Polymerer, herunder både plast og gummi
• Glas herunder glasuld
• Lertøj, keramik o.lign., herunder tegl
• Metaller
• Slagger og lign. restprodukter fra termiske processer
• Sten og lign., herunder stenuld, kalk og gips

Herudover kan peges på materialer, som for tiden typisk deponeres og som generelt kan betegnes som svært nedbrydelige i naturen, selvom de ikke kan karakteriseres som inerte. Det handler om materialer som:

• Forurenet jord
• Tjære og tjærebaserede materialer
• Trykimprægneret træ

I de følgende afsnit er for disse materialegrupper kortfattet gennemgået hvad der vides om

• Indholdet af miljøfarlige persistente stoffer
• Under hvilke forhold materialet vil forblive upåvirket i en ubegrænset fremtid og er sådanne forhold realistiske i praksis.
• Hvilke mekanismer vil bidrage til nedbrydningen af materialet
• Hvad er tidshorisonten for en total nedbrydning af materialet
• Hvilke restprodukter kan antages at fremkomme ved nedbrydningen af materialet

Herefter er den videre skæbne for de dannede kemiske stoffer diskuteret.

Som det fremgår lægges vægten i denne rapport på materialegrupper, som er inerte eller svært nedbrydelige i naturen. Organiske materialer, som er hovedansvarlige for det organiske indhold i perkolat, vil dog ikke nødvendigvis være fuldt ud nedbrudte indenfor de første 100 år, og kan bidrage med organisk materiale i perkolatet i en lang periode herefter. Denne type emission er ikke berørt i denne sammenhæng, da den i princippet ikke adskiller sig fra de emissioner, der finder sted i de første 100 år.

Indledningsvist er kort præsenteret lovgivningen og de væsentligste karaktertræk for deponeringsanlæg.

14.1 Deponeringsanlæg - udvalgte karaktertræk

14.1.1 Definition af deponering/deponeringsanlæg

Begrebet deponeringsanlæg dækker i denne rapport ethvert areal, hvor der sker en forventet permanent oplagring af affald og restprodukter. Det omfatter således både egentlige deponeringsanlæg, hvor formålet alene er at komme af med det pågældende affald, og forskellige former for opfyldning og anvendelser af affald/restprodukter, som klassificeres som genanvendelse. Udvaskningen af tungmetaller etc. ved denne form for genanvendelse af affald/restprodukter adskiller sig på langt sigt ikke væsentligt fra udvaskningen etc. fra de egentlige deponeringsanlæg. Det drejer sig typisk om restprodukter fra affaldsforbrænding og kulforbrænding, der anvendes/deponeres som fyld eller bundsikring/drænlag under veje, i dæmninger, i kunstige volde og bakker eller i havnemoler o.lign.

14.1.2 Deponeringslovgivning i EU og Danmark

Affaldsdeponering som sådan er reguleret på EU-plan af Deponeringsdirektivet /CEC, 1999/ fra 1999 og Rådets beslutning om opstilling af kriterier og procedurer for modtagelse af affald på deponeringsanlæg /CEC, 2003/ fra 2002.

I Danmark er Deponeringsdirektivet implementeret med Deponeringsbekendtgørelsen /MST, 2001/, som trådte i kraft den 16. juli 2001, men som inden 16. juli 2004 forventes erstattet af en ny bekendtgørelse, som også implementerer ovennævnte Rådsbeslutning.

Deponeringsdirektivet er et såkaldt minimumsdirektiv, hvilket betyder, at de enkelte medlemslande i EU i forbindelse med den nationale implementering af Deponeringsdirektivet og Rådsbeslutningen kan fastsætte strengere (men ikke mindre strenge) krav, end de der er nævnt i Direktivet/Rådsbeslutningen.

I det følgende er der givet en forholdsvis detailleret beskrivelse af de endnu ikke fuldt implementerede deponeringsregler i EU, da disse og deres kommende implementering i dansk lovgivning vil være af afgørende betydning for opbygning og drift af deponeringsanlæg de kommende årtier. Danske forhold er beskrevet på grundlag af den gældende lovgivning og den forventede færdiggørelse af implementeringen af EU-reglerne.

I EU's Deponeringsdirektiv defineres tre hovedtyper af deponeringsanlæg:

• Deponeringsanlæg for inert affald
• Deponeringsanlæg for ikke-farligt affald
• Deponeringsanlæg for farligt affald

Deponeringsdirektivet giver mulighed for på nationalt plan at etablere underkategorier af de tre hovedtyper af deponeringsanlæg. I Deponeringsbekendtgørelsen er deponeringsanlæg for ikke-farligt affald således opdelt i deponeringsanlæg for mineralsk affald og deponeringsanlæg for blandet affald.

Muligheden for underopdeling giver de enkelte medlemslande, herunder Danmark, nogle frihedsgrader i forhold til fastlæggelse af nationale deponeringsstrategier. Deponeringsdirektivet selv omfatter ingen strategi for, hvad der på kortere eller længere sigt forventes (eller ønskes), at der skal ske med det deponerede affald. Der fokuseres i direktivet på at beskytte miljøet mod uacceptable påvirkninger, men ikke på at reducere det tidsrum, hvor denne beskyttelse vil være nødvendig.

De ovennævnte deponeringsanlæg er placeret på jordoverfladen og beregnet for granulært affald. For alle tre typer anlæg kan der desuden indrettes underjordiske deponeringsanlæg og deponeringsanlæg for monolitisk affald (monolitisk affald er affald, der forekommer i store blokke eller er udstøbt i større sammenhængende enheder). Disse anlægstyper vil primært være aktuelle for farligt affald, og underjordiske deponeringsanlæg vil næppe forekomme i Danmark.

Deponeringsanlæg for inert affald
Ved inert affald forstås affald, der ikke undergår signifikante fysiske, kemiske eller biologiske forandringer, og som har et indhold af organisk kulstof (TOC) på maksimalt 5 g/kg (gælder for Danmark /MST 2001/) eller 30 g/kg (Rådsbeslutning). Inert affald må hverken være opløseligt eller brændbart eller på anden måde fysisk eller kemisk reaktivt. Det må ikke være bionedbrydeligt, og det må ikke påvirke andet materiale, det kommer i berøring med, på en måde som kan medføre en forurening af miljøet eller skade menneskers sundhed. Affaldets totale udvaskelighed og indhold af forureningskompo-nenter samt perkolatets økotokcisitet skal være ubetydeligt og må specielt ikke kunne bringe kvaliteten af grundvand og overfladevand i fare.

Eksempler på affald, der generelt anses for at være inert, er glasaffald (EWC nr. 20 02 02 00), beton, mursten, tegl og keramik, jord og sten. Både i Rådsbeslutningen og Deponeringsbekendtgørelsen er der grænseværdier for såvel totalindhold som udvaskelighed af en række forureningskomponenter for affald, som ønskes placeret på et deponeringsanlæg for inert affald. I øjeblikket ligger de danske krav til udvaskning ca. 10 gange lavere end kravene i Rådsbeslutningen. I EU-direktivet er der ikke krav om bundmembran og perkolatopsamling, mens dette som udgangspunkt er påkrævet i den gældende danske bekendtgørelse, dog med mulighed for lempelse af kravet. De danske krav vil blive revideret i forbindelse med implementeringen af Rådsbeslutnin-gen, men resultatet kendes endnu ikke.

Deponeringsanlæg for ikke-farligt affald
I deponeringsdirektivet er ikke-farligt affald defineret som affald, der ikke er omfattet af direktivet om farligt affald /CEC, 1991/ og de senere rettelser til dette. I den danske bekendtgørelse er ikke-farligt affald som nævnt opdelt i henholdsvis mineralsk affald og blandet affald.

Ved mineralsk affald forstås affald, der består af uorganisk, mineralsk materiale med et indhold af total organisk kulstof (TOC) på maksimalt 30 g/kg. Mineralsk affald må kun i begrænset omfang kunne opløses i eller reagere kemisk med vand /MST 2001/. Eksempler på affald, der typisk anses for mineralsk, er kulflyveaske, slagge fra metalsmelteværker og jord fra vask af sukkerroer. Der henvises i øvrigt til /MST 2001/.

Ved blandet affald forstås affald, der består af en blanding af organisk og uorganisk affald, som ikke er omfattet af definitionen på farligt affald i den danske affaldsbekendtgørelse /MST, 2000d/.

I Rådsbeslutningen er der generelt ikke stillet krav til stofindhold og udvaskning fra affald, som ønskes accepteret på et deponeringsanlæg for ikke-farligt affald. Der er dog opstillet kriterier for stofudvaskning for stabilt, ikke-reaktivt farligt affald med et maksimalt TOC-indhold på 50 g/kg og en minimal pH-værdi på 6.0, som, hvis det overholder kriterierne, vil kunne accepteres på et deponeringsanlæg for ikke-farligt affald. Ikke-farligt affald, som accepteres i samme deponeringsanlæg, skal overholde de samme udvaskningskrav. Man kunne eksempelvis forestille sig, at behandlet (stabiliseret) røggasrensningsprodukt fra affaldsforbrænding vil kunne placeres på en sådan enhed.

Deponeringsbekendtgørelsen indeholder en liste med affaldstyper, som vil kunne accepteres på et deponeringsanlæg for mineralsk affald. Det drejer sig p.t. om kulbundaske, kul- og tørveflyveaske, glas (EWC nr. 17 02 02 00), gipsbaserede byggematerialer, affaldsforbrændingsslagger, jernskrot fra slagger og flyveaske fra biobrændsler. Listen omfatter også en række andre affaldstyper, som vil kunne accepteres på et deponeringsanlæg for mineralsk affald, hvis de overholder de ovennævnte krav til TOC-indhold.

Affald, som ønskes placeret på et deponeringsanlæg for blandet affald må ikke være defineret som farligt affald i henhold til Deponeringsbekendtgørelsen. Endvidere skal affaldstyper, som er egnede til deponering, og som kan karakteriseres som enten inert eller mineralsk affald, frasorteres med henblik på deponering på enheder for disse.

Der stilles ikke test-specifikke krav til affald, som ønskes accepteret på enheder for blandet affald. Både i deponeringsdirektivet og i Deponeringsbekendt-gørelsen stilles der krav om bundmembran med opsamling og bortskaffelse af perkolat for deponeringsanlæg for ikke-farligt affald.

Både direktivet og bekendtgørelsen åbner mulighed for en reduktion af kravene til bundmembran og perkolatopsamling, såfremt det kan understøttes af en konkret risikovurdering.

Deponeringsanlæg for farligt affald:
Farligt affald er defineret i EU-direktivet om farligt affald og det tilhørende affaldskatalog (EWC), som er implemen-teret i den danske affaldsbekendtgørelse /MST 2000d/. I henhold til Rådsbe-slutningen skal farligt affald, som ønskes accepteret på et deponeringsanlæg for farligt affald, overholde en række krav til stofudvaskningen. Desuden må indholdet af TOC ikke overstige 60 g/kg (alternativt må glødetabet ikke overstige 10 %).

I Deponeringsbekendtgørelsen er der ingen krav til affald, som ønskes placeret på et deponeringsanlæg for farligt affald, udover at det skal være klassificeret som farligt affald. Både i EU's deponeringsdirektiv og Deponeringsbekendt-gørelse stilles der krav om bundmembran og bortskaffelse af perkolat fra deponeringsanlæg for farligt affald.

Også for deponeringsanlæg for farligt affald giver både direktivet og bekendtgørelsen mulighed for en reduktion af kravene til bundmembranen og perkolatopsamling, såfremt det kan understøttes af en konkret risikovurdering. Det er dog næppe sandsynligt, at denne mulighed vil blive taget i anvendelse.

I tabel 14.1 ses en oversigt over de forskellige kategorier af deponeringsanlæg, som indtil nu er defineret i henholdsvis EU-lovgivning og dansk lovgivning.

Tabel 14.1 Sammenlignende oversigt over typer af deponeringsanlæg defineret i EU-lovgivningen og i dansk lovgivning.

Nogle generelle træk ved såvel Deponeringsdirektivet som de danske depone-ringsregler kan få stor indflydelse på den måde, affald i en deponeringsanlæg vil opføre sig på både på kortere og længere sigt, og på den trussel, de vil udgøre for det omgivende miljø.

For det første stilles der i Deponeringsdirektivet (og dermed også i den danske implementering heraf) krav om, at kun affald, som først har været underkastet en behandling, må deponeres. Behandling defineres i direktivet temmelig bredt som fysiske, termiske, kemiske eller biologiske processer, inklusive sortering, som ændrer affaldets karakter, så dets volumen eller farlighed reduceres, håndteringen lettes eller muligheden for genvinding forbedres.

For det andet stilles der i Deponeringsdirektivet krav om, at mængden af bionedbrydelig dagrenovation, som deponeres, over en årrække skal reduceres til 35% af den mængde bionedbrydelig dagrenovation, som blev produceret i 1995. Dette er på linje med, men mindre vidtgående end det forbud mod deponering af forbrændingsegnet affald, som siden starten af 1997 har været gældende i Danmark. En række andre europæiske lande har også på eget initiativ indført betydelige restriktioner af deponering af organisk affald.

Endelig har der gennem en årrække i dansk deponeringspolitik eksisteret en praksis om, at nye deponeringsanlæg skal placeres kystnært, således at der ikke skulle kunne opstå risiko for forurening af brugbare grundvandsressourcer.

14.1.3 Nyttiggørelse med deponeringslignende karakter

Nyttiggørelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsarbejder er reguleret af Miljøstyrelsens bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000. Her opdeles materialerne på grundlag af faststofindhold og stofudvaskning i tre forskellige kategorier, hvor materialer i kategori 1 kan anvendes uden restriktioner og materialer i kategori 2 og 3 kan anvendes med tiltagende grader af restriktioner, specielt med hensyn til overdækning og gennemsivning af vand.

Bekendtgørelsen omfatter i øjeblikket bundaske og flyveaske fra kulfyrede kraftværker, slagger fra affaldsforbrænding og jord. Det er sandsynligt, at flere restprodukter efterhånden vil indgå. Udenfor bekendtgørelsens område og uden testbaserede kriterier finder der desuden en stor genanvendelse sted af bygningsaffald, f.eks. knust beton, til bygge- og anlægsformål.

Materialer i kategori 1 (som hovedsageligt omfatter visse typer ren eller kun svagt forurenet jord) kan siges at blive anvendt under forhold, der svarer til forholdene for et deponeringsanlæg for inert affald uden bundmembran. Anlægsarbejder udført med materialer i kategori 2 eller 3 vil stort set give samme miljøbelastning som hvis materialerne var placeret i et deponeringsanlæg for mineralsk affald. Der er ikke i bekendtgørelsen angivet regler for, hvordan materialerne skal håndteres i tilfælde af, at det anlæg, hvori de er anvendt, bliver renoveret eller nedlagt.

14.1.4 Forhold af betydning for perkolatdannelsen i deponeret affald

De seneste årtiers udvikling i affaldsbehandlingen i Danmark betyder sammen med den ovennævnte lovgivning om deponering, at fremtidens og til dels også nutidens deponeringsanlæg vil opføre sig meget anderledes end de ”lossepladser”, som eksisterede tidligere. Størstedelen af den indsamlede dagrenovation samt en række andre forbrændingsegnede affaldsfraktioner tilføres i dag forbrændingsanlæg. I år 2002 blev kun 2 % af dagrenovationen deponeret, mens Miljøstyrelsens sigtelinie for 2008 er ingen deponering af dagrenovation /MST 2003d/. Ved affaldsforbrænding reduceres affaldsvolu-menet væsentligt, og der dannes uorganiske restprodukter i form af slagger og flyveaske/røggasrensningsprodukter, som efterfølgende skal deponeres eller nyttiggøres, sidstnævnte ofte til formål med deponeringslignende karakter.

Mens et ”traditionelt” deponeringsanlæg med et stort indhold af bionedbrydelig dagrenovation indenfor de første 50 – 100 år vil undergå en række forskellige faser, hvorunder det organiske, bionedbrydelige affald vil blive mineraliseret, vil fremtidens (og i væsentlig grad nutidens) deponeringsanlæg i langt mindre grad være præget af biologiske processer, og stabiliseringen vil fortrinsvis ske ved udvaskning af opløselige indholdsstoffer, eventuelt kombineret med mineralomdannelser som følge af påvirkninger fra det omgivende miljø (f.eks. karbonatisering eller oxidation). Mineralske affaldstyper, som er dannet ved høje temperaturer (for eks. forskellige typer slagger), indeholder ofte mineraler, som ikke er termodynamisk stabile ved normale temperatur- og trykforhold, og som derfor med tiden vil omdannes til mere stabile former.

Det må dog forventes, at der selv i deponeringsanlæg indeholdende restprodukter fra affaldsforbrænding vil være tilstrækkeligt med biologisk omsætteligt organisk stof til at sikre, at der i en årrække efter deponeringen vil være aerobe og reducerende forhold i deponiets indre.

Den dannelse af gas (methan eller kuldioxid), som finder sted i et deponeringsanlæg for bionedbrydelig dagrenovation, vil være helt minimal i et moderne dansk anlæg (måske undtaget deponeringsanlæg for blandet affald med højt indhold af organisk stof). Derimod vil der under nogle omstændigheder (højt pH og tilstedeværelse af bl.a. aluminium) kunne dannes brint, hvilket vil bidrage til at skabe reducerende forhold i den første periode af deponeringsanlæggets eksistens.

Udvaskningsforløbet og perkolatdannelsen i et deponi afhænger af en række forhold, herunder specielt følgende:

• Sammensætningen af det affald, som er deponeret
• Indretning og drift af deponiet samt de klimatiske forhold, herunder specielt mængden af nedbør og temperaturen

Affaldets sammensætning vil være af afgørende betydning for udvasknings-forløbet. For de fleste stoffers vedkommende vil koncentrationsniveauet i starten af udvaskningsforløbet være højest for derefter gradvis at falde til et lavere niveau, efterhånden som stofferne fjernes med gennemstrømmende vand. Nogle komponenter, hvis opløselighed f.eks. kan afhænge af tilstede-værelsen af andre komponenter i affaldet, kan dog starte på et lavt niveau og siden tiltage i koncentrationsniveau, når de opløselighedshæmmende stoffer er udvasket. I de fleste tilfælde vil koncentrationsniveauet af disse stoffer dog også falde til et lavt niveau med tiden. Ændringer i det kemiske miljø, f.eks. fald i pH forårsaget af karbonatisering som følge af indtrængning af kuldioxid (f.eks. opløst i gennemsivende regnvand), iltning, mineralomdannelser mv. kan påvirke og øge eller reducere stofudvaskningen.

Indretningen og driften af et deponeringsanlæg spiller selvsagt en stor rolle for perkolatdannelsen og den deraf følgende emission af potentielt forurenende stoffer til omgivelserne på kort og langt sigt. Det er især affaldets kontakt med gennemstrømmende vand, som har betydning. Tilstedeværelsen af vand er en forudsætning for, at såvel stofudvaskning som biologisk omsætning og andre reaktioner kan forløbe.

Kontaktforholdene mellem vand og affald og gennemstrømningsforholdene, herunder også opsamling/behandling eller udstrømning af det dannede perkolat er bestemmende for effektiviteten af de reaktioner, som forløber, og for den efterfølgende borttransport af reaktionsprodukterne. Det har tidligere været almindeligt at foretage at foretage daglig afdækning med lerholdig jord og afsluttende overdækning med lavpermeable membraner, for derigennem at mindske vandmængden, som gennemstrømmer affaldet, og dermed perkolatmængden. Nu er der i hvert fald i Danmark en forståelse af, at det kan være fordelagtigt at sikre en betydelig gennemstrømning af det deponerede affald, i det mindste i deponeringsanlæggenes ”aktive” periode, dvs. den periode, hvor systemerne til opsamling og behandling/ håndtering af perkolatet fungerer. Undtaget herfra er de eksisterende deponeringsanlæg for farligt affald, som er baseret på den højest mulige (og i princippet evige) isolation fra omgivelserne. Under danske forhold vil den naturlige infiltration af nedbør gennem græsdækket overjord typisk være af størrelsesordenen 200 – 300 mm/år.

Erfaringen viser dog, at såfremt der ikke bevidst satses på, at der sker vandgennemstrømning af alle dele af det deponerede affald, kan der forekomme tørre zoner i mange deponeringsanlæg. Tørre zoner kendes fx fra traditionelle deponeringsanlæg for blandet affald, da affaldet typisk udlægges og sammenpresses lagvist, og denne sammenpresning til tider er så effektiv, at de enkelte lag bliver vandstandsende og forhindrer tilførsel af vand til dele af det udlagte affald i kraft af, at det nedsivende perkolat ledes udenom.

Fremdriften i et udvaskningsforløb beskrives ofte som forholdet mellem den akkumulerede mængde vand (målt som volumen, f.eks. i liter eller m³), som er strømmet gennem en bestemt affaldsmængde og massen af denne affalds-mængde (målt som tørvægt, f.eks. i kg eller tons). Dette forhold benævnes ofte væske-/faststofforholdet (L/S), hvor L står for liquid (væske) og S står for solid (faststof). En af fordele ved f.eks. at angive perkolatkvalitet som funktion af den ”normerede” parameter L/S er, at det (med en række forbehold) muliggør en sammenligning af resultater fra udvaskningssystemer, som fysisk set er meget forskellige, som f.eks. fuldskaladeponeringsanlæg og udvaskningstests udført i laboratorieskala. En anden fordel er, at når de fysiske forhold omkring et deponeringsanlæg er kendte, så kan en L/S-skala omregnes til en tidsskala ved hjælp af udtrykket:

t = (L/S)*d*H/I

hvor t er den tid, der er forløbet siden fremkomsten af det første perkolat, d er tørrumvægten af det deponerede affald, H er (gennemsnits)højden af deponeringsanlægget og I er den årlige nettoinfiltration af nedbør. Dette kan være nyttigt i forbindelse med fremskrivninger i tid af den forventede stofudvaskning fra et deponeringsanlæg. I tabel 2.2 ses nogle samhørende værdier af t og L/S for deponeringsanlæg med højderne 10 m og 20 m og nettoinfiltrationer af nedbør på henholdsvis 200 mm/år og 300 mm/år. Der er i alle tilfælde regnet med en tørrumvægt på 1,5 tons/m³.

Af tabellen fremgår det, at med de givne forudsætninger vil udvaskningen af affaldet i et deponeringsanlæg efter 100 år svare til en L/S-værdi på mellem 0,67 l/kg og 2 l/kg. Med de samme forudsætninger vil udvaskningen efter 10.000 år svare til en L/S-værdi på mellem 67 l/kg og 200 l/kg. En hurtigere udvaskning vil fremmes af en mindre anlægshøjde og/eller en større nettoinfiltration. Da det er vanskeligt at øge nettoinfiltrationen væsentligt, kan gennemstrømningen eventuelt øges ved at tilføre andet vand end nedbør eller ved at recirkulere allerede opsamlet perkolat.

Tabel 14.2 Samhørende værdier af tiden t og væske/faststof-forholdet L/S for deponier med forskellig højde og nettoinfiltration. Der er regnet med en tørrumvægt på 1,5 tons/m³.

14.1.5 Vurdering af udviklingen af kildestyrken af miljøbelastningen fra et deponeringsanlæg med tiden

Driften af et deponeringsanlæg kan generelt opdeles i 3 forskellige faser, som er relateret til håndteringen af perkolatet:

Deponeringsanlæg, for hvilke en risikovurdering har godtgjort, at opsamling og behandling af perkolat ikke er nødvendig, vil ikke have perkolatopsamling i fase 1 og vil i øvrigt gå direkte fra fase 1 til fase 3, når der ikke længere modtages affald. Omvendt vil man for deponeringsanlæg, som er baseret på total isolation (indkapsling), i princippet aldrig nå frem til fase 3.

Ad fase 1

Varigheden af driftsfasen vil variere fra anlæg til anlæg, men vil vel typisk strække sig over et til flere årtier. I driftsfasen vil der i de fleste tilfælde ske opsamling og behandling af perkolat. Kun for deponeringsanlæg, hvor en risikovur-dering på forhånd har vist, at perkolatet ved udsivning ikke udgør nogen uacceptabel belastning af miljøet /MST, 2001/, kan bundmembranen udelades, så det dannede perkolat siver ud i omgivelserne.

Det opsamlede perkolat tilføres i dag typisk et kommunalt spildevands-rensningsanlæg, eventuelt efter en forbehandling. Den ændrede sammensætning af det deponerede affald hen imod en mere uorganisk karakter, vil tilsvarende ændre perkolatsammensætningen hen imod et lavt indhold af bionedbrydeligt organisk stof og (i starten af udvaskningsforløbet) et højere indhold af uorganiske komponenter, herunder specielt salte.

Perkolatet kan indeholde miljøfremmede organiske stoffer i koncentrationsniveauer, som kan være problematiske, og som kræver behandling. Generelt vil de højeste koncentrationer af forureningskomponenter i perkolatet som tidligere nævnt forekomme i starten af udvaskningsforløbet, men om dette vil ske i fase 1 eller først i fase 2, afhænger af den specifikke situation, herunder hvorledes opfyldningen af deponeringsanlægget sker. I opbygningsfasen kan der ofte ske en fortynding af opsamlet perkolat med nedbør fra arealer, hvor der er etableret drænsystem, men endnu ikke er deponeret affald.

Ad fase 2

Varigheden af den aktive overvågningsfase, hvor perkolatet efter afslutningen af driftsfasen fortsat må opsamles og behandles ved hjælp af såkaldte aktive miljøbeskyttelsessystemer, dvs. systemer, som kræver pasning og tilsyn, og som i de fleste tilfælde også må tilføres energi, bør være kortest mulig.

Opsamlingen og behandlingen af perkolatet må fortsættes, indtil det har en sådan sammensætning, at det er acceptabelt i omgivelserne. Det har i en årrække været dansk deponeringspolitik, at affald kun skal kunne deponeres, hvis det kan sandsynliggøres, at perkolatet i løbet af en tidshorisont på 30 år vil få en sammensætning, så det kan accepteres i det omgivende grundvand /Christiansen et al, 1997/. På det tidspunkt, hvor perkolatet er acceptabelt i omgivelserne, siges affaldet ofte at have opnået ”final storage quality”.

Tidshorisonten på 30 år må nok siges at være temmelig optimistisk i forhold til de fleste eksisterende deponeringsanlæg, og en overholdelse af denne vil formentlig kræve en ret vidtgående forbehandling af affaldet før deponeringen og/eller en effektiv, accelereret udvaskning efter deponeringen (i fase 1 og/eller fase 2). Alle tiltag, som omfatter øget isolation af affaldet og dermed reduktion af gennemstrømningen af infiltreret nedbør, vil medføre en forlængelse af fase 2 for et deponeringsanlæg, dvs. en forlængelse af den periode, hvor deponeringsanlægget må anses for en direkte potentiel trussel mod det omgivende miljø.

Ad fase 3

Den passive fase, hvor der ikke længere kræves aktive miljøbeskyttende foranstaltninger, betegner i realiteten perioden efter, at et affaldsdeponeringsanlægget kunnet overlades til sig selv uden tilsyn og pasning. Såfremt kriteriet for afslutning af fase 2 er baseret på fluxbetragtninger (i modsætning til koncentrationsbetragtninger, se nedenfor), kan det i den passive fase være nødvendigt at anvende passive miljøbeskyttende systemer.

Sådanne systemer er i /Christiansen et al, 1997/ defineret som ”indretningselementer, der sikrer miljøet uden vedligeholdelse. Disse indretningselementer kan være voldanlæg, lavpermeable bundmembraner, slutafdækninger, overfladedræn, beplantninger og lignende. Sådanne systemer må forventes at skulle være effektive i flere hundrede år.”

Effektiviteten af passive miljøbeskyttende systemer over en længere periode vil naturligvis afhænge af, at deponeringsanlægget ikke forstyrres af menneskelig aktivitet eller udefra kommende naturfænomener i den pågældende periode. Med det forholdsvis lave indhold af bionedbrydeligt organisk materiale i deponeret affald af nyere dato og de gældende begrænsninger af deponeringen af direkte opløseligt materiale, er det ikke sandsynligt, at interne sætninger som følge af volumenændringer vil spille nogen væsentlig rolle for den fysiske stabilitet af et deponeringsanlæg på langt sigt under danske forhold.

For et deponeringsanlæg, hvor miljøbeskyttelsen i fase 3 er baseret på passive systemer, vil det derfor ofte være nødvendigt at lægge nogle restriktioner på areal-anvendelsen over en meget lang periode. Under disse omstændigheder er det ikke usandsynligt, at sådanne deponeringsanlæg kan forblive intakte i adskillige hundrede år. For deponeringsanlæg, hvor der ikke er behov for passive miljøbeskyttende systemer, kan der være færre eller slet ingen restriktioner på arealanvendelsen.

Final storage quality og accept af perkolat i omgivelserne

Kriterierne for overgang fra aktiv til passiv drift af et affaldsdeponi og definitionen på final storage quality er ikke helt entydige, hverken generelt eller i dansk lovgivning/miljøpolitik. Det er således ikke specificeret, om betingelsen om, at perkolatet skal være acceptabelt i det omgivende grundvand eller det omgivende miljø, er baseret på fluxbetragtninger eller på koncentrationsbetragtninger.

Det første er mest sandsynligt og mest realistisk, mens det sidste selvfølgelig er det sikreste. Hvis indholdet af forureningskomponenter i det perkolat, som affaldet afgiver, har et koncentrationsniveau, som svarer til eller er acceptabelt i forhold til koncentrationsniveauet i det omgivende grundvand, så udgør perkolatet ikke nogen miljørisiko, og der er ikke behov for passive miljøbeskyttende foranstaltninger. Med mindre de er sat meget lavt, vil sådanne kriterier være stedspecifikke, da kvalitet og sårbarhed af grundvand (og overfladevand) kan variere fra sted til sted.

For kriterier baseret på fluxbetragtninger, dvs. belastningen af det aktuelle grundvandsområde eller den aktuelle overfladerecipient, spiller både perkolatets sammensætning og det volumetriske flow en rolle. Det vil i nogle tilfælde måske være muligt at reducere belastningen (fluxen) til et acceptabelt niveau ved hjælp af passive, miljøbeskyttende foranstaltninger, som i fase 3 begrænser gennemstrømningen af infiltrerende nedbør og dermed det volumetriske perkolatflow, også selv om koncentrationsniveauet i perkolatet i sig selv ligger væsentligt højere end det niveau, som anses for at være acceptabelt i det omgivende grundvand.

Også i dette tilfælde vil kriterierne være stedspecifikke, og man vil ydermere være nødt til at udpege et punkt eller en lokalitet (grundvand eller overfladevand) et stykke nedstrøms for deponeringsanlægget, hvor et omgivelsesrelateret vandkvalitetskriterium skal være overholdt. Dette kriterium kunne for samme lokalitet være det samme som det, der ville være gældende i det ovenstående tilfælde, hvor kravet alene er rettet mod perkolatkoncentrationen. Et sådant krav vil udspringe naturligt fra lovgivningen om kvalitet af grundvand og overfladevand.

Den her nævnte fremgangsmåde svarer principielt til de risikovurderinger, som ligger til grund for opstillingen af kriterier for accept af affald i henhold til Rådsbeslutningen /CEC, 2003/. For fluxbaserede kriterier for overgang til passiv drift af deponier vil det formentlig af sikkerhedsgrunde være nødvendigt at supplere med nogle absolutte krav til koncentrationsniveauet af nogle potentielt miljøskadelige stoffer i perkolatet.

14.1.6 Berørte miljøer

Udvaskning vil stort set altid ske til de øverste grundvandslag. Under danske forhold skal nye deponeringsanlæg så vidt muligt anbringes kystnært, og vil normalt ikke blive placeret således, at der er mulighed for væsentlig påvirkning af grundvandsreservoirer, der er brugbare som drikkevandsressourcer. Dette betyder, at udvaskning fra deponeringsanlæg via de øverste grundvandslag altovervejende vil blive tilført enten det marine miljø eller ferskvandsmiljøer (åer og søer). Ferskvandsmiljøer er den naturlige recipient i alle tilfælde, hvor direkte afdræning til det marine miljø ikke er mulig. Påvirkning af grundvandsressourcer, der kan udnyttes til drikkevand vil i dag under danske forhold for nye deponeringsanlæg høre til undtagelsen.

Forholdene i Nordeuropa i øvrigt antages at svare nogenlunde til danske forhold med den væsentlige begrænsning, at deponeringsanlæg sjældent kan anbringes kystnært og derfor primært vil påvirke ferskvandsmiljøer.

14.2 Vurdering af materialegrupper

Polymerer
I plastmaterialer kan miljøfarlige persistente stoffer være anvendt som farvestoffer, stabilisatorer, flammehæmmere og blødgørere. Som farvestoffer og stabilisatorer er bl.a. anvendt tungmetaller. Organiske bromforbindelser anvendes som flammehæmmere og bromerede dioxiner optræder naturligt som forurening i små koncentrationer i disse sammenhænge. Klorerede paraffiner anvendes som blødgørere i fx PVC. Endvidere kan fx butyltinforbindelser og zinkforbindelser være anvendt som katalysatorer ved fremstilling af både plast og gummimaterialer.

Plast- og gummimaterialer er basalt set komplicerede organiske molekyler. Disse materialer er typisk ganske stabile overfor kemiske påvirkninger og angribes ofte kun af organiske opløsningsmidler og/eller stærke syrer og baser og ikke nødvendigvis ved stuetemperatur. Denne type påvirkninger burde ikke forekomme i almindelige deponeringsanlæg.

De må forventes at mørne og disintegrere, hvis de udsættes for varme eller solens ultraviolette stråler i længere tid. Ingen af disse påvirkninger vil dog have betydning inden i et depneringsanlæg.

Nedbrydningsmekanismer, der dog ikke kan afvises på langt sigt, er simpel mørning grundet alder (ældning) muligvis kombineret med mikrobiologisk aktivitet. Fysisk ældning er et kendt fænomen hos plast og kendetegner den egenskab, at plasts evne til at klare en bestemt belastning mindskes med tiden /Jensen et al 2000/. Der foreligger dog så vidt vides indtil videre ingen sikker dokumentation af, at disse mekanismer kan tillægges betydning, når det handler om nedbrydning af plast i deponeringsanlæg.

I et forholdsvist nyligt studie udført for EU konkluderes følgende om PVC i deponeringsanlæg /ARGUS 2000/:

• Blødgjort PVC nedbrydes i deponeringsanlæg i kraft af, at blødgøreren (phthalater) frigives.
• Det er usikkert om og i hvilket omfang PVC-polymer angribes og nedbrydes i deponeringsanlæg. En enkelt prøve af PVC-folie udsat for påvirkning under aerobe thermophile betingelser (ca. 60 C) viste tegn på påvirkning men det kunne ikke endeligt fastslås, om der var tale om mikrobiel eller temperatur påvirkning. Andre prøver viste ikke tegn på påvirkning.

Heller ikke for andre almindeligt forekommende plasttyper foreligger der viden, der dokumenterer at disse plasttyper er nedbrydelige i deponeringsanlæg. En undtagelse er dog de plasttyper, som er designet som biologisk nedbrydelige.

Et grundlæggende problem ved de undersøgelser, der hidtil er gennemført er at de repræsenterer polymerer, der i bedste fald har været deponeret omkring 25 år. Der er reelt ingen erfaring med polymerer, der har været opbevaret i deponeringsanlæg i flere hundrede år eller længere.

Som eksempel på en polymer, der bevisligt kan blive mange millioner år gammel, skal peges på rav. Rav er harpiks fra nåletræer, som er polymeriseret naturligt. Rav stammer hovedsageligt fra den øvre kridttid og det tidlige tertiær og vil typisk være 30 - 90 mio. år gammelt. Rav findes som primære aflejringer i sedimentære jordlag bl.a. sammen med brunkul. Rav kan dog også findes i sekundære aflejringer og som klumper skyllet i land på strande.

Nedbrydning er dog et velkendt fænomen for rav og er studeret ved Nationalmuseet. Både det miljø, hvor rav er fundet og opbevaringen har betydning for nedbrydningen af rav. Kun 4% af de rav genstande, der er fundet i moser viser tegn på kraftig nedbrydning, hvorimod dette er tilfældet for 40% af de genstande, der er fundet i tørre arkæologiske fund. Rav fundet i tør jord havde jævnligt en tyk bleg farvet overflade skorpe, som knækkede og smulrede. Forsøg med rav prøver har vist, at både tilstedeværelsen af ilt og udtørring har betydning for nedbrydningen af rav /Shashoua, 2002/.

I den geologiske virkelighed skal både temperatur og tryk givetvist også tillægges betydning. I /Platt, 1997/ angives, at størsteparten af den ravmængde, der findes, stammer fra tertiærtiden, mens rav fra tidligere perioder - gælder Kridt, Jura, Trias tilbage til Carbon dvs. tilbage til ca. 345 mill. år før nu - forekommer væsentligt mere sparsomt og kun i ganske små stykker. Det virker logisk at antage, at både oxidation, erosion, tryk og varme skal tillægges betydning.

Konklusionen må være, at selvom der pt. ikke foreligger nogen dokumentation for, at der sker nedbrydning af polymerer i deponeringsanlæg, er det meget vanskeligt at forestille sig, at polymere materialer med tiden ikke vil blive nedbrudt grundet ældning kombineret med iltning, mikrobiologisk aktivitet m.m. givet den meget lange tidshorisont til rådighed. Denne konklusion anses for dækkende med hensyn til deponeringsanlæg for blandet affald såvel som andre typer deponeringsanlæg. Det må dog påregnes, at deponeringsanlæg med væsentlig biologisk omsætning og dermed højere temperaturer og syredannelse m.m. giver bedre betingelser for omdannelse af polymerer end fremtidige danske deponeringsanlæg, hvor brændbare materialer stort set er frasorteret.

De præcise nedbrydningsprodukter er ikke kendt, men må antages at svare til almindelige nedbrydningsprodukter fra organisk materiale kombineret med indhold af tungmetaller på ion form. I hvilket omfang kemiske stoffer som butyltinstabilisatorer og bromerede flammehæmmere og dioxiner vil kunne genfindes alternativt er nedbrudt vides ikke.

Glas
Glas kan indeholde tungmetaller som indholdsstoffer (fx bly i helkrystal og barium i halvkrystal) og overfladebelægning på glas.

Glas vil naturligt smuldre i fugtige omgivelser i løbet af få tusinde år /Fougt 1994/. I tørre omgivelser er der omvendt så vidt vides ingen grænser for holdbarheden på nær, at glas er et meget langsomt flydende materiale. Som eksempel kan nævnes, at gamle vinduesruder altid er tykkere i bunden end i toppen.

Tungmetaller indeholdt i glas, der smuldrer, må forventes at forekomme som kemiske forbindelser fx blyoxid og at være tilgængelige for udvaskning i takt med, at de kommer frem til overfladen.

Der kan ikke forventes at være væsentlig forskel på omsætningen af glas i danske versus andre nordeuropæiske deponeringsanlæg. Derimod er det muligt at

det for meget tørre områder, fx ørkenområder, kan være relevant at regne med en nærmest ubegrænset levetid.

Lertøj, keramik o.lign.
Lertøj, keramik o.lign. vil indeholde tungmetaller i glasur, samt som farvestoffer i glasur.

Glasur må antages at opføre sig som glas, dvs. at smuldre i fugtige omgivelser givet tilstrækkelig tid, hvorved indholdet af tungmetaller må forventes at blive gjort tilgængelig for udvaskning.

Selve det brændte ler og keramikken må med tiden også forventes at smuldre. Tidshorizonten for denne forvitringsproces vil bl.a. afhænge af hvor godt materialet er brændt og tilstedeværelsen af fugt. Under tørre forhold vil genstande af god kvalitet sagtens kunne overleve i deponeringsanlæg i flere tusinde år. Lerkrukker kendes fra ca. 5500-6500 f.Kr. /Piggott 1961/ og kan således bevisligt overleve i min. 7000 år.

Metaller
Metaller dækker over såvel rene tungmetaller, fx bly, som tungmetaller anvendt som legeringselementer eller som forurening i jern og andre metaller.

Den vigtigste mekanisme til opløsning af metaller i deponeringsanlæg vil være korrosion, men også forekomst af syrer og baser kan have en betydning. Korrosion forudsætter normalt tilstedeværelsen af fugtighed og ilt, men kan også være en følge af mikrobiel reduktion af sulfat til sulfid og galvaniske reaktioner. Almindelig jordbundskorrosion kan forekomme, når metal har kontakt med blandede jordarter med forskelligt iltindhold som fx ler-sand el. blåler-rødler, hvilket bestemt vil være sandsynligt i deponeringsanlæg /Offer Andersen 1992/.

Korrosion er en mekanisme, der kan fungere for stort set alle metaller på nær de mest ædle såsom guld. Således er det tidligere dokumenteret, at metallisk bly, der efterlades i jord, langsomt vil gå i opløsning (dvs. på ionform). Blyhagl forventes at blive fuldstændig opløst i løbet af 100-300 år /Adsersen et al 1983/.

Samlet må vurderes, at der i alle typer af deponeringsanlæg såvel under aerobe som anaerobe forhold er mekanismer tilstede, der giver mulighed for korrosion og dermed opløsning af metaller.

Af situationer hvor metaller kan opbevares i en nærmest ubegrænset fremtid skal peges på tørre zoner i deponeringsanlæg. Hertil kommer anaerobe zoner med homogene jordtyper og beskedent sulfatindhold etc.

Slagger og lign. restprodukter
Denne type affaldsprodukter kan stamme fra affaldsforbrændingsanlæg, kulkraftværker o. lign anlæg for kulfyring samt metalsmelteværker, støberier og andre former for højtemperaturindustri.

De pågældende restprodukter vil typisk indeholde forskellige salte og sporelementer/tungmetaller samt typisk også dioxiner dannet ved afkølingen. Restprodukterne indeholder normalt også et stort indhold af silikater, og når det drejer sig om slagger etc. fra metalsmelteværker og støberier tillige metaloxider og andre metalforbindelser.

En stor del af indholdet af sporelementer/tungmetaller vil ofte være indlejret i silikatmatricen og vil derfor ikke umiddelbart være tilgængelig for udvaskning. Mange typer højtemperaturaffald er fra starten stærkt alkaliske, hvilket kan betyde, at perkolatet ved udvaskning i startfasen kan have et højt pH. Forsuring som følge af karbonatisering m.v. vil efterhånden sænke pH i perkolatet. Hvor hurtigt dette vil ske, afhænger dels af materialet selv og den eventuelle forbehandling, det udsættes for inden deponering, dels af hvorledes deponiet er udformet og drevet. Et højt pH kan medføre stor udvaskning af amfotere komponenter som f.eks. Pb og Zn, mens udvaskningen af andre komponenter som f.eks. Cd minimeres ved højt pH. Mange restprodukter har en bufferkapacitet, som sikrer, at pH-sænkningen foregår meget langsomt og i en lang årrække næppe vil falde under en værdi på 7 – 8.

Med tiden må forventes, at mange af disse restprodukter forvitrer og nedbrydes til lerlignende partikler. Dette gælder i hvert fald restprodukter fra affaldsforbrænding og kulafbrænding. Denne forvitring vil givetvis kunne øge den mængde sporelementer/tungmetaller, som er tilgængelig for udvaskning, men samtidig er det vist, at lermineraler dannet ved forvitring af affaldsfor-brændingsslagger og flyveaske fra kulfyring, har en stærk adsorptionsevne for en række sporelementer/tungmetaller. Samlet må påregnes at en væsentlig del - men ikke nødvendigvis 100% - af sporelementerne/tungmetallerne med tiden vil være tilgængelig for udvaskning. Tidsperspektivet for denne udvikling skal tælles i tusinder af år. Størrelsen af den tilgængelige andel vil variere fra et materiale til et andet og fra en forureningskomponent til en anden.

Mht. dioxiner gælder, at denne type forbindelser er dannet på overfladen af andre partikler. Dioxiner er dermed 100% tilgængelige for udvaskning. Til gengæld har de så lave opløseligheder, at frigivelsen via udvaskning vil ske ekstremt langsomt, med mindre der er tale om partikulær transport.

Sten og lign.
Denne type materialer indeholder sjældent væsentlige mængder miljøfarlige persistente stoffer og vil derfor ikke blive diskuteret yderligere.

Forurenet jord
Forurenet jord, der tilføres deponeringsanlæg vil typisk være forurenet med tungmetaller og eller PAH-forbindelser. I hvilket omfang disse stoffer er tilgængelige for udvaskning afhænger af bindingsmekanismer i jord jf. afs. 2.3.

Tjære og tjærebaserede materialer
Af persistente forbindelser i tjære og tjærebaserede materialer skal peges på PAH-forbindelser. Undersøgelser af træ konserveret med kreosot og anvendt til havnekonstruktioner viser, at der kan ske en langsom udvaskning eller nedbrydning af de oprindelige komponenter. En undersøgelse af 9,5 år gamle pæle anvendt til bolværk viste at ca. 7% af det oprindelige indhold af kreosot var forsvundet., men det relative forhold mellem de målte kreosotkomponen-ter var uændret. En anden undersøgelse har vist, at 20% af det oprindelige indhold af kreosot var forsvundet indenfor det første år. En tredje undersøgelse fandt at inden for en periode på 4 år viste kun 1 ud af tre pæle tegn på mindsket indhold af kreosot. /Hansen et al, 1997/.

I takt med kreosot herunder PAH-forbindelserne udvaskes eller på anden måde forsvinder fra træet må påregnes at træet udsættes for råd og dermed nedbrydes. Dette påregnes også at gælde for andre tjærebaserede eller tjærebehandlede materialer.

Trykimprægneret træ
Trykimprægneret træ må i Danmark ikke føres til forbrænding, men skal opbevares i midlertidigt deponeringsanlæg, indtil der er udviklet metoder til destruktion af materialet. Det må dog påregnes, at trykimprægneret træ i andre lande vedblivende deponeres.

Trykimprægneret træ er konserveret med tungmetaller. I dag anvendes i Danmark hovedsageligt kobberforbindelser. Tidligere er tillige anvendt arsen- og kromforbindelser. Det vides, at disse tungmetaller langsomt udvaskes fra trykimprægneret træ. Undersøgelser har vist, at over en brugsperiode på 20-40 år vil der fra CCA-imprægneret træ (CCA = kobber, krom, arsen) blive udvasket ca. 25 % af både kobber-, krom- og arsenindholdet. For CC-midler (CC = kobber, krom) udvaskes tilsvarende 30-40 % /Hansen et al, 1997/.

Trykimprægneret træ er udsat for råd og nedbrydning i takt med, at de konserverende tungmetaller udvaskes. Trykimprægneret træ deponeret sammen med andet affald må derfor antages langsomt at blive nedbrudt. Undtagelsen vil være træ, der på grund af deponeringsanlæggets opbygning ligger i tørre zoner.

14.3 Den videre omsætning og transport af miljøfarlige persistente kemiske stoffer i deponeringsanlæg.

I det omfang at tungmetaller og andre miljøfarlige persistente kemiske stoffer er kommet på opløst form og dermed er frigjort fra de materialer, som de oprindeligt var indeholdt i, vil den videre omsætning i deponeringsanlægget altovervejende være styret af sorptions- og udfældningsmekanismer.

Sorption betegner de processer, hvor de kemiske stoffer binder sig til jordpartikler o.lign. med ionbindinger, mens udfældning dækker over dannelsen af tungtopløselige forbindelser. De præcise processer vil være afhængige af det aktuelle kemiske stof.

For både sorptions- og udfældningprocesser gælder, at der er tale om dynamiske og formodentlig i princippet fuldt ud reversible processer, der styres af en balance mellem indholdet af det kemiske stof i jordvæsken og den mængde, der er bundet ved sorption henholdvis udfældet. Disse balancer afhænger igen af faktorer, som indholdet af ler, sand og organisk stof, pH, redox-forholdene og andre mineraler og kemiske stoffer i jorden/affaldet.

Sulfid bindinger under anaerobe forhold er ekstremt tungtopløselige. Der er dog stadig tale om dynamiske og fuldt ud reversible processer. Kompleksbindinger med fx humusstoffer kan omvendt medføre en hurtigere udvaskning

Det overordnede resultat af disse processer er, at de kemiske stoffer meget langsomt vil bevæge sig gennem jorden/affaldet stærkt afhængig af de vandmængder, der i øvrigt transporteres gennem jorden. Hertil kommer betydningen af sprækkezoner.

Til illustration af de vandringshastigheder der er tale om kan nævnes, at nedsivningen af cadmium, som tilhører de relativt mobile tungmetaller, gennem 1 m jordsøjle (nuværende danske forhold) er anslået at vare ca. 1000 år /MST 1980/.

Bly, som normalt betragtes som meget lidt mobilt, må under danske forhold forventes, at bevæge sig meget langsomt i jord. Der er formodentlig typisk tale om hastigheder svarende til, at det varer flere tusinde år at passere 1 m jordsøjle. I sandede jorder med lavt humusindhold og lavt pH er bly dog meget mere mobilt end i lerede jorder med højt humusindhold og højt pH /MST 1998/.

Komplicerede organiske molekyler som PAH-forbindelser og dioxiner er meget dårligt opløselige i vand og må følgelig påregnes meget langsomt at bevæge gennem jorden/affaldet i lighed med de mindst mobile tungmetaller. At de rent faktisk bevæger sig dokumenteres fx af, at der er registreret dioxin i perkolat fra deponeringsanlæg /MST 2000b/.

For PAH-forbindelser vides, at der forekommer ældningsfænomener, der betyder, at PAH med tiden bindes hårdere til organisk stof og derfor i mindre grad er tilgængelig for omsætning. Opløsning af det organiske stof vil dog frigive PAH-forbindelserne på ny /Grøn & Andersen 2003/.

De lave vandringshastigheder, der således kendetegner tungmetaller og andre miljøfarlige persistente kemiske stoffer i jord, betyder at udvaskningen udstrækkes over en meget lang periode.

De resulterende koncentrationer af tungmetaller etc. i perkolat efter lange tidsperioder og dermed høje L/S-forhold (jf. tabel 2.2) kendes ikke med sikkerhed i dag. Et typisk resultat af danske udvaskningsforsøg er, at koncentrationen af tungmetaller etc. i perkolatet ved L/S større end 10 - 20 er mindsket til et niveau lavere end drikkevandskriterierene, men at der til gengæld kun er udvasket en meget beskeden del af det samlede indhold af tungmetaller etc. i affaldet /Hjelmar 2004/. Et væsentligt problem ved udvaskningsforsøg som målestok for den fremtidige perkolatdannelse er dog, at udvaskningsforsøg generelt kun kan forventes at repræsentere udvaskningen af de ioner, der er bundet til overfladen af de deponerede materialer og dermed er umiddelbart tilgængelig for udvaskning og at udvaskningsforsøg kun i meget begrænset omfang kan afspejle naturlige mekanismer for nedbrydning af materialer i deponeringsanlæg som oxidation og forvitring.

Som en samlet vurdering, der udover nedbrydning af materialer også tager højde for sorptions - og udfældelsesmekanismer, skal her påregnes, at indholdet af tungmetaller etc. i perkolat fra deponeringsanlæg, der er flere hundrede år gamle eller ældre, i mange tilfælde vil være lavere end drikkevandskriterierne og måske nærme sig naturlige baggrundsværdier for indholdet i grundvand og andre ferskvandskilder. Det er dog på ingen måde givet at så lave koncentrationer i perkolat altid vil være tilfældet. Koncentrerede forekomster af tungmetaller kombineret med sprækkezoner i det deponerede affald kunne fx være en årsag til højere koncentrationer i perkolat.

Det bemærkes, at mens tungmetaller er grundstoffer og derfor unedbrydelige, kan persistente organiske stoffer som dioxiner og PAH-forbindelser i princippet nedbrydes givet de rette omstændigheder. Om dioxin kan dog kort siges, at alle nedbrydningsmekanismer på nær termisk nedbrydning synes at være ekstremt langsomme, samt at dioxin er registeret i naturligt ler, hvilket må opfattes som dokumentation af, at dioxin under de rette omstændigheder har evnen til at overleve i millioner af år /MST 2000b/. Om PAH-forbindelser kan generelt siges, at de under aerobe forhold klassificeres som let til svært nedbrydelige afhængig af hvilken forbindelse der kigges på, mens de under anaerobe forhold klassificeres som svært nedbrydelige, hvis der overhovedet sker nedbrydning /Jensen et al 1987/.

14.4 Sammenfatning

Deponeringsanlæg er på mange måder inhomogene og forholdene kan variere selv inden for det enkelte deponeringsanlæg. Under Nordeuropæiske forhold vil der være tilstrækkeligt vand i deponeringsanlæg til at muliggøre omsætningsprocesser samt dannelsen af perkolat. Omvendt kan der også forventes tørre zoner i mange deponeringsanlæg. I tørre zoner kan der ikke forventes væsentlig omsætning af hverken organisk materiale eller andre materialer.

Det må generelt forventes, at alle materialer, der tilføres deponeringsanlæg givet tilstrækkelig fugtighed og tilstrækkelig lang opholdstid vil kunne omsættes og nedbrydes, således at deres indhold af miljøfarlige persistente stoffer kan frigives. For alle materialer er det muligt at pege på mekanismer, der i princippet kan muliggøre dette. Det er dog i mange tilfælde ikke muligt på nuværende tidspunkt at præsentere dokumentation for at omsætningen faktisk finder sted.

Størst usikkerhed er knyttet til polymerer, idet det indtil videre for plastmaterialer såsom PVC trods flere undersøgelser ikke har været muligt at udvikle sikker dokumentation for at selve polymeren kan nedbrydes i deponeringsanlæg. Omvendt kan argumenteres for, at den praktiske erfaring med PVC og andre polymerer i deponeringsanlæg indtil nu har været så kort, at det ikke er muligt at afvise, at der på sigt sker en simpel mørning og nedbrydning af materialet. Rav, der er en naturligt forekommende polymer, som kan overleve i naturen i mange millioner år, nedbrydes tilsyneladende også med tiden. Rav er dog samtidig en klar dokumentation af, at polymere materialer under de rette forhold kan overleve i mange millioner år.

I takt med at de forskellige materialer nedbrydes i deponeringsanlæg vil deres indhold af miljøfarlige persistente stoffer blive tilgængeligt for videre omsætning og udvaskning. Der er formodentlig ingen mekanismer, der forhindrer en komplet udvaskning, men der vil ske en tilbageholdelse og forsinkelse inden i deponeringsanlæg på grund af mekanismer som sorption og udfældning.

Tidshorizonter for komplet udvaskning af miljøfarlige kemiske stoffer fra deponeringsanlæg må påregnes at være af størrelsen tusinder til mange millioner af år, selvfølgelig afhængig af det enkelte stof og anlæggets design og placering. En naturlig konsekvens af den lange udvaskningsperiode er, at koncentrationen af disse stoffer i perkolatet fra deponeringsanlæg kan være lav og at koncentrationen i mange tilfælde - men ikke nødvendigvis altid - vil ligge under drikkevandskriterierne.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 December 2004, © Miljøstyrelsen.