Användning av avloppsslam för tätning av deponier. RVF Utveckling. Förstudie. RVF Rapport 01:17 ISSN ISRN RVF-R--01/17--SE

Transkript

1 Användning av avloppsslam för tätning av deponier Förstudie RVF Rapport 01:17 ISSN ISRN RVF-R--01/17--SE RVF Utveckling

2 RVF Utveckling 01:17 ISSN ISRN RVF-R--01/17--SE RVF Service AB Tryck: Daleke Grafiska 2001 Upplaga: 1000 ex

3 Förord Att finna alternativa användningsområden för dagens överskott av avloppsslam är en angelägen uppgift. En alternativ användning av slam är långsiktig tätning på deponier. Kraven på material till täckningen av en deponi kommer att vara höga i framtiden. Denna förstudie syftar till att värdera potentialen för användning av slam för tätning av deponier ur tekniska och ekonomiska aspekter. Syftet är också att identifiera de frågor som behöver utredas ytterligare för att i en huvudstudie testa olika utvecklingsvägar och deras effekter, t.ex. utlakning av kväve och fosfor. Förstudien har genomförts vid Statens geotekniska institut (SGI) av Ulrika Nilsson och Elke Myrhede samt Jan Sundberg, SGI/Geo Innova AB, som också varit projektledare. Malmö november 2001 Anders Assarsson Ordf. RVF:s Utvecklingskommitté Weine Wiqvist VD RVF

4 Innehållsförteckning Förord Innehållsförteckning Sammanfattning 1 Inledning Syfte Täckning av deponier Inledning Uppbyggnad av täckning Allmänna krav Slammets egenskaper Inledning Sammansättning Konsistens, packning och tillsatser Täthet och beständighet Flerskiktskonstruktion Miljöpåverkan Ekonomi och potential Potential för användning Kostnadskalkyl Slutsatser Potential Materialegenskaper Miljökonsekvenser Fortsatt arbete...14 Bilagor: Bilaga 1: Användning av avloppsslam för tätning av deponier En litteraturstudie 2

5 Sammanfattning Ett långsiktigt överskott av slam föreligger. Ur resurssynpunkt är all användning av överskottsmaterial positiv om den kan ersätta naturliga, ändliga, materialresurser. En kraftig ökning av antalet deponier som skall avslutas förväntas inom de närmaste åren som en konsekvens av nya deponikrav. Lämpliga material till täckning och tätskiktskonstruktioner för deponier är begränsade eller en direkt bristvara, framförallt i storstadsregionerna. Föreliggande förstudie har inriktats mot att klarlägga tekniska och ekonomiska förutsättningar för en användning av slam som tätskikt på deponier. Slutsatserna visar att potentialen är stor, bl.a. är de ekonomiska förutsättningarna goda. En jämförande kalkyl mellan alternativa tätningsförfaranden uppvisar en kostnadsdifferens om 200 till 600 kr/ton till slammets fördel. Omfattande erfarenhet av slamanvändning för täckning av deponier finns i utomlands. Ett utvecklingsprogram föreslås för att närmare utveckla metodik, tekniska egenskaper och långsiktig beständighet. 3

6 4

7 1 Inledning Varje år produceras stora mängder avloppsslam. Under 1998 producerades ca ton slam (TS) varav 46% deponerades direkt (Naturvårdsverket, 2000). Det naturliga och mest tillämpade användningsområdet för slam är inom jordbruket. Farhågor beträffande slammets kvalitet hämmar dock utnyttjandet varför ett överskott bedöms finnas under åtskilliga år framöver. Ett alternativt användningsområde är som tätskiktsmaterial på deponier, där ett stort behov bedöms föreligga. Det finns emellertid tekniska och miljömässiga frågeställningar som måste klargöras innan en utbredd användning kan bli aktuell. Det rör t.ex. frågor som: - Hur beständigt är slammet, i vilken grad kommer det organiska materialet att brytas ner och innebär det att funktionen hos tätskiktet försämras? - Är det möjligt att förändra slammets konsistens så att slammet kan packas? - Hur stor är risken för torkning och sprickbildning? - Hur mycket kommer att lakas ut från slammet av närsalter, metaller och organiska föreningar? 2 Syfte Föreliggande förstudie syftar till att värdera potentialen för slamanvändning, tekniskt och ekonomisk, samt att bilda underlag för ett fortsatt arbete. 3 Täckning av deponier 3.1 Inledning Beslut om ett nytt regelverk beträffande deponier har tagits inom EU och håller på att implementeras i svensk lagstiftning. Det innebär skärpta krav på bl.a. bottentätning/geologisk barriär och täckningens funktion. Kraven innebär att omställningsplaner tas fram för Sveriges deponier och medför sannolikt att ett större antal deponier läggs ner och avslutas inom de närmaste 5 10 åren. Olika krav kommer att vara relaterade till deponin beroende på om avfallet betraktas som farligt eller ej. För en deponi med farligt avfall skall täckningen vara uppbyggd på ett sådant sätt att infiltrationen inte ens i ett långsiktigt perspektiv överskrider 5 l/m 2 /år. Om avfallet ej är farligt är motsvarande krav 50 l/m 2 /år. För deponier med inert avfall är kraven lägre. Flertalet av Sveriges deponier kommer att hamna i den mellersta klassen, ej farligt avfall. Det är inte oansenliga mängder material som åtgår vid avslutandet av en deponi. För en deponi om 10 ha åtgår mellan och ton beroende på typ av täckning och geografiskt läge i Sverige. Om materialet utgörs av naturmaterial innebär det en stor resursbelastning och på många platser kommer problem med materialförsörjningen att uppstå. Speciellt gäller detta tätskiktet där material med hög kvalitet och täthet måste användas. Det är därför både eftersträvansvärt och i flera fall nödvändigt att använda olika typer av restprodukter med lämpliga egenskaper. 5

8 3.2 Uppbyggnad av täckning Täckningen för en deponi består av följande skikt med olika egenskaper och funktion (uppifrån räknat): Växtetableringsskikt/erosionsskydd Skyddsskikt Rotspärr/Grävskydd Dränskikt Tätskikt Kapillärbrytande skikt Avjämningsskikt/skyddsskikt Skyddsskikt Tätskikt Skyddsskikt Alla skikt förekommer inte på samtliga deponier. Tätskiktet kan bestå av ett eller flera skikt och syftar till att motverka infiltration av nederbördsvatten. Det understa skyddsskiktet är till för att skapa ett byggbart och avjämnat underlag, för att utjämna sättningar samt att skydda tätningen mot föremål i avfallet. 3.3 Allmänna krav De krav som ställs på en täckning kan sammanfattas i följande punkter: Stabilitet rörelser skall motverkas Motståndskraft erosion, frysning och rotpenetration Täthet kraven skall uppfyllas långsiktigt Beständighet långsiktig beständighet för ingående material 4 Slammets egenskaper 4.1 Inledning En omfattande litteratursökning har genomförts i en rad internationella och svenska databaser. Antalet träffar i sökningen har varit relativt begränsat inom området användning av avloppsslam vid täckning av deponier. Detta antas bero på att merparten av arbetet bedrivits av olika anläggningsägare och resultaten inte publicerats. Kontakter har tagits direkt med anläggningsägare och projektet har därigenom även fått tillgång till opublicerade resultat. Vidare har litteratursökningen även inkluderat fiberslam från skogsindustrin där ett större antal referenser påträffats. Informationsinhämtningen finns sammanställd i en litteraturstudie som ligger som bilaga till denna rapport. Nedan finns en sammanfattning och utveckling av rapporten samt en diskussion av resultaten. I föreliggande rapport avgränsas användningen av slam till att avse tätskiktet. Tänkbart är emellertid att använda slam även som täckskikt för hela eller delar av en deponi samt som avjämningssikt under tätningen. Vidare talas i rapporten i huvudsak om användning av slam för topptätning. Slam är emellertid användbart även som bottentätning av deponier. 6

9 4.2 Sammansättning Rötat slam har vanligen en torrsubstanshalt (TS-halt) från ca 25% till drygt 30% beroende på typ av avvattning. TS-halter från knappt 20% till 35% kan förekomma. Innehållet av närsalter är relativt högt. I rötat slam är innehållet av totalkväve ca 3-4% och totalfosfor ca 2,5-3%. Den organiska halten uppgår till ca 50% av TS. Vid rötning bryts organiskt kväve ner och ammoniumkväve bildas som i huvudsak avgår med rejektvattnet under processen. Föroreningsinnehållet av tungmetaller och miljöfarliga organiska föreningar är i allmänhet lågt. Vid vissa reningsverk i t.ex. gruvdistrikt kan metallinnehållet vara högt. 4.3 Konsistens, packning och tillsatser Färskt rötat och avvattnat slam har en lös konsistens. Detta innebär praktiska problem vid användning av slam i tätskiktskonstruktioner. Det går t.ex. inte att köra på slammet med maskiner och det är tveksamt om slammet utan bearbetning uppfyller t.ex. aktuella täthetskrav. Möjligen kan slammet täckas med materialskiljande fiberduk och därefter försiktigt pålastas med skikt av täckmaterial för att därigenom erhålla en konsolidering. Detta är emellertid en omständlig procedur som är tveksam, inte minst p.g.a. svårighet med kontroll och verifiering av kvalitet. I slänter är det tveksamt om stabiliteten klaras. Detta är också erfarenheter man har från utläggning av fiberslam. Konsistensen kan förbättras enligt två principer: Ytterligare avvattning maskinellt alternativt genom lagring, frysning eller torkning Inblandning av annat material som förbättrar konsistensen Avvattning Ytterligare avvattning maskinellt kan eventuellt åstadkommas men kräver andra avvattningsutrustningar än de som i allmänhet används idag vid VA-verken. Genom lagring på vassbäddar bedöms TS-halter om 50-70% kunna uppnås efter lång tid. Att avvattning av finkorniga material sker när materialet fryser är känt sedan länge. Processen styrs av att vatten sugs till frysfronten i kombination med den volymutvidgning av vatten som sker vid frysning. Flera försök har utförts där naturligt fryspåverkat och lagrat slam använts. En tydlig förändring av slammets egenskaper kan ses och praktiska försök som utförts visar att bärigheten förbättrats i så hög grad att bandmaskiner kan gå på detsamma. Metoden är företrädesvis användbar i norra Sverige men även försök i Mellansverige visar på signifikanta resultat. Metoden kräver emellertid tillgång till ytor för lagring av slammet. Slam som breds ut torkar sommartid och uppvisar kraftig sprickbildning p.g.a. volymminskningen. Det är tänkbart att blanda och homogenisera torkat och färskt slam för att åstadkomma en konsistensförbättring. SÖRAB har använt slam som tätskikt vid sluttäckning av Hagbyupplaget (Brundin H., pers. komm.). Två till tre skikt (20-30 cm/skikt) lades ut med ca 0,5 års mellanrum. Innan nytt skikt lades på packades det föregående med bredbandsmaskin. Täckning skedde därefter med ca 1-1,5 m jord. Vissa problem förekom i branta slänter. Visuell kontroll vid senare provgropsgrävning tyder på bra förhållanden med liten nedbrytning och lämplig konsistens. 7

10 Inblandning Inblandning av friktionsmaterial eller reaktiva material i slammet förbättrar konsistensen och höjer det oorganiska innehållet (se avsnitt om beständighet nedan). Följande material är tänkbara: Kalk Kol- och bioaskor Stenmjöl Andra finkorniga eller reaktiva material Kalkat slam (kalkstabiliserat och kalkbehandlat) förekommer idag men var framförallt en vanlig metod förr för att stabilisera eller hygienisera slam. Stor erfarenhet av denna finns således i Sverige. Kol- och bioaskor är andra tänkbara stabiliseringsmedel. Innehåll av fri kalk och högt ph kan bidra till en ammoniakavgång och liksom vid kalkinblandning skapa luktproblem. I Tyskland används ammoniakavgång för att reducera kväveinnehållet i slammet, se miljöpåverkan nedan (Kaufung, K, pers. komm.). Konsistensförbättring sker genom att oorganiskt material blandas in i slammet (en form av utspädning) och genom att vatten binds kemiskt eller kapillärt. I Tyskland används askblandat slam för täckning av deponier. I Kristianstad pågår inblandningsförsök med bl.a. aska (Ström, H-Å, pers. komm.). Blandningen är tänkt att komplettera befintlig lertäckning och avses att både utgöra tätoch täckskikt. Blandningen har grovblandats och består av slam ca 50 vol-% (TS=16-17%), bioaska, ca 25 vol-% och gjutgrus, ca 25 vol-%. Viss lukt har registrerats i samband med blandning p.g.a. ammoniakavgång. Permeabilitetsförsök i laboratorium visar på värden lägre än 10-9 m/s. Vid Hyllstofta avfallsupplag har försök med blandning av aska, avloppsslam och behandlat fiberslam påbörjats i proportionerna 40/40/20% (Torstendahl, J, pers. komm.). Blandning görs med vertikalspridare varefter blandningen läggs ut i en sträng som får ligga ca 1 månad för att blandningen ska "mogna". Askblandningen måste läggas ut i tunna skikt för att blandningen ska reagera och bli körbar. Blandningen är avsedd att användas i temporär sluttäckning. Beräknad kostnad är grovt uppskattad ca 200 kr/ton (största kostnad är maskinkostnaden för blandning och körning). Blandningar med fiberslam och aska har vidare använts för täckning av gruvavfall. Övriga material som kan vara aktuella att använda bör ha en lämplig kornfördelning, kanske av typ sand - silt. Förutom naturliga material av denna typ finns det också en rad andra industriella material eller restprodukter som är oorganiska och har en lämplig kornfördelning. Exempel på sådana är stenmjöl, som uppstår vid krossning av berg, vissa typer av slagger mm. 4.4 Täthet och beständighet De krav som ställs på ett tätskikt är höga och långsiktiga. Tätskiktet måste skyddas med ett skyddsskikt för att motverka klimatpåverkan i form av uttorkning och frysning. Ut- 8

11 torkning kan medföra volymförändring samt sprickbildning och frysning kan påverka egenskaperna negativt. Permeabiliteten i slammet skall långsiktigt för ej farligt avfall vara mindre än ca 10-9 m/s (mindre än ca m/s för farligt avfall). Undersökningar visar att permeabiliteten för rötat avloppsslam är lägre än 10-9 m/s och minskar med ökande kompression (eller packning). Det organiska innehållet i slam är högt. Nedbrytning av organiskt material kan på sikt orsaka en porositetsökning som i sin tur orsakar en förhöjd permeabilitet. I rötat slam har den lättnedbrytbara substansen avlägsnats. Nedbrytning av resterande organiskt material kan därför antas gå långsamt, speciellt om anaeroba förhållanden föreligger. Inblandning av basisk aska kan ytterligare motverka nedbrytning, men en möjlighet för ökad löslighet av organiskt material kan då förekomma. Några undersökningar av eventuell nedbrytning av avloppsslam i t.ex. gamla slamdeponier är ej kända. Fiberslam, som består av cellulosa, har emellertid visat sig ha långsam nedbrytning i deponi. Undersökningar av tätskikt bestående av fiberslam med askinblandning på gruvdeponier, där syrenedträngning skall motverkas, visar på minskad syrenedträngning. En viss nedbrytning av organiskt material i tätskikt med avloppsslam kan vara acceptabel beroende på mäktighet och marginal i permeabilitet till krav samt om överlast i form av skyddsskikt kan förväntas motverka permeabilitetsökningen. En hög packningsgrad för slamskiktet är sannolikt nödvändig för att få hög täthet på sikt och motverka sprickbildning och nedbrytning. Vidare är en hög andel oorganisk finfraktion positiv. Rotpenetration av tätskikt är ett problem som inte alltid beaktas vid deponikonstruktioner. Eftersom tätskikt ofta binder vatten vill rötter under torrperioder söka sig dit och detta kan medföra att tätskiktet skadas och att permeabiliteten ökar på sikt. Speciellt gäller detta vissa typer av trädvegetation. Detta försöker man ibland motverka, speciellt på deponier med farligt avfall, genom speciella rotspärrar som också fungerar som grävskydd samt genom noggrant val av den vegetation som planteras. Det sistnämnda kan fördröja en invandring av olämplig växtlighet men knappast förhindra den på lång sikt. Slam i tätskikt har förutom ett stort vatteninnehåll även stort innehåll av närsalter och organiskt material. Detta kan innebära en större risk för rotpenetration än vad som är fallet för ett ordinärt tätskikt. Rotpenetration kan motverkas på minst tre sätt: Införande av rotspärr Inblandning av ph-höjande ämne Del i flerskiktskonstruktion, se avsnitt nedan Någon form av rotspärr bör finnas på alla deponier om täckningen skall kunna anses vara långsiktigt beständig och bör därför var en generell frågeställning och inte något som är specifikt för slamanvändning. Högt ph bör motverka rotpenetration. Inblandning av kalk eller aska är ph-höjande och har diskuterats ovan. Om tätskikt med slam ingår som en undre (djupare) del i en flerskiktskonstruktion minskar frågeställningens relevans, se nedan. 9

12 4.5 Flerskiktskonstruktion Konstruktioner med två eller flera på varandra liggande tätskikt (sandwichkonstruktioner) innebär generellt att en lägre permeabilitet kan erhållas och att känsligheten minskar för ofullkomligheter i ett skikt. Ibland nyttjas syntetiska geomembran, s.k. HDPE-liner, för tätning av deponier. Dessa är i oskadat skick i praktiken helt täta. Eftersom det är ett syntetiskt plastmaterial har dock frågetecken rests kring den långsiktiga beständigheten. Geomembranet är också tunt och är därför känsligt för vattentryck och skador. En horisontell reva långt ner på en sluttning kan medföra att täthetseffekten kraftigt nedsätts. I kombination med ett mäktigare underliggande tätskikt, där slam exempelvis ingår, blir effekten av en sådan reva liten. Motsvarande resonemang kan föras kring lergeomembran m.fl. material. Möjligheten att nyttja tätskikt av slam i kombination med andra typer av tätskikt är således stor. 4.6 Miljöpåverkan Den miljöpåverkan som kan förekomma vid aktuell användning är främst av typerna: Lukt Utlakning Luktpåverkan är främst relaterad till ammoniakavgång från slammet. Om inblandning av aska eller kalk utförs, sker en påtaglig ammoniakavgång vid blandningen, speciellt för rötat slam. Det borde emellertid finnas goda möjligheter till luktbekämpning. Miljökonsekvenserna av en kväveutlakning är relaterad till det enskilda upplagets geografiska läge och uppbyggnad. Kväveutlakningen från ett packat tätskikt bör minska med tiden om den är diffusionsstyrd. Utlakning av framförallt kväve från rötat slam har undersökts vid en avfallsanläggning i både laboratorium och fält. Resultaten visar att kväveutlakningen inte är försumbar och minskar inte med tiden i den takt som borde vara fallet om utlakningen sker via diffusion. Utvärderingen försvåras emellertid av att dränskiktet på den aktuella försöksytan består av slagg från avfallsförbränning som också lakar viss mängd kväve. Utlakning av kväve från ett tätskikt bedöms vara i samma storleksordning som kväveläckage från åkermark. Kväveutlakningen från deponier är i allmänhet också stor. Genom täckning med en tunn folie eller liknande av ett tätskikt av slam bör kväveutlakningen kunna sträckas ut längre i tiden och en högre initiell utlakning undvikas. I Tyskland driver man medvetet av kväve från slammet genom askinblandning, som beskrivits ovan, för att minska kväveinnehållet i slammet. Man uppger att kvävet tvättas ur och samlas upp för att säljas till gödselindustrin. Mindre mängder ammoniak avgår till luft. 10

13 5 Ekonomi och potential 5.1 Potential för användning Det finns idag ca 33 km 2 deponier, industrideponier oräknade. Om industrideponierna antas vara lika stora och att 10 % av dessa sammantagna ytor ska täckas under en 10-års period rör det sig om stora ytor och stora mängder material som krävs för tätskiktskonstruktioner. Teoretiskt skulle då i runda tal ton material åtgå, med antagen tjocklek 0,5 m hos ett tätskikt (mäktigare tätskikt kan vara nödvändigt) och densitet 1,5 ton/m 3. Med 1998 års siffra omräknat som rötat slam med TS-halt 50 %, produceras årligen runt ton slam. Allt producerat slam under en 10 års period skulle således kunna få avsättning som tätskikt på deponier. För att täcka en deponi måste det finnas material tillgängligt vid rätt tidpunkt. I dagsläget får slam lagras under maximalt tre år. Detta kan dock komma att ändras. Den samhällsekonomiska nyttan att använda slam istället för andra typer av tätskiktsmaterial varierar från plats till plats. Tillgången på lämpliga naturmaterial för tätskiktskonstruktioner varierar men är på många håll en direkt bristvara, speciellt i storstadsområden. Att använda ospecificerade schaktmassor är oacceptabelt ur kvalitets- och kontrollsynpunkt. De höga kraven på tätskiktsmaterial innebär att material måste tas från utvald täkt med god kontroll. Detta kan innebära krav på täkttillstånd samt höga transportkostnader. 5.2 Kostnadskalkyl Ett långsiktigt överskott av avloppsslam föreligger. Kostnaderna för kvittblivning på deponi uppgår till summan av deponiskatt (250 kr/ton), transportkostnad och deponeringsavgift. I kalkylen antas för enkelhetens skull totalkostnaden ca 500 kr/ton men stora variationer finns. Vidare inträder ett deponeringsförbud 2005 för organiskt avfall, dit eventuellt slam kan komma att räknas. En alternativ användning är förbränning. Nettokostnaden för detta har uppskattats till mellan 370 och 800 kr/ton, exklusive eventuell fosforåtervinning, beroende på om förbränningen sker vid egna eller utländska anläggningar. I kalkylen har vidare antagits att en inblandning av annat material är nödvändigt för att förbättra slammets konsistens. Endast den maskinella blandningskostnaden belastar kalkylen medan kostnaden för inblandat material antas vara av typ askor eller andra restprodukter. Denna kostnad kan variera påtagligt beroende på blandningsanordning och har i kalkylen antagits till 150 kr/ton. Inblandningsmaterialet antas vara belastat med samma transport- och alternativkostnader som slam och är därför kostnadsneutralt och påverkar inte kalkylen. Vidare har antagits att materialet accepteras som ett lämpligt konstruktionsmaterial varför deponiskatt ej utgår. Lertätningen skall egentligen belastas med någon form av naturresurskostnad men detta har inte gjorts eftersom en sådan kostnad är svår att beräkna i generella termer. 11

14 En jämförande kalkyl har upprättas för en lertätning och en slamtätning vid täckning av en deponi: Kostnader kr/ton Moment Tätskikt slam Tätskikt lera Kommentar Transport Bör vara lägre för slam Materialkostnad Kan variera kraftigt Blandning kr/ton Utläggning, packning Slamskikt tjockare Projektering, kontroll 10% Osäkerhet 10% Summa 330 till till 340 Alternativkostnad slam -400 till kr/ton Totalsumma -30 till till 340 Differens 190 till 610 Kostnad per m 2 deponiyta, -20 till till 150 0,5 resp 0,3 m, 1,5 t/m 3 kr/m 2 kr/m 2 kr/m 2 Skillnaden mellan kalkylerna blir således ca 200 till 600 kr/ton till slammets fördel. Skillnad i kostnad uppgår till i storleksordningen miljoner kronor för en 10 ha stor deponi. Skillnaden är stor och kan inrymma oförutsedda merkostnader i form av vissa osäkerheter i kalkylen som eventuella miljöåtgärder. 12

15 6 Slutsatser 6.1 Potential Ett överskott av slam föreligger under åtskilliga år framöver. Ur resurssynpunkt är all användning positiv av överskottsmaterial som kan ersätta naturliga ändliga materialresurser. Behovet av lämpliga material till tätskiktskonstruktioner på deponier är stort men tillgången begränsad eller en direkt bristvara. Behovet överträffar allt producerat slam under en 10 års period. Stor ekonomisk potential finns för användning av slam som tätskikt. Kostnadsdifferens till slammets fördel är ca 200 till 600 kr/ton. 6.2 Materialegenskaper Konsistensen på rötat slam behöver förbättras genom inblandning eller ytterligare vattenavgång innan användning kan ske. Lämpliga material som prövats för inblandning är olika typer av restprodukter, bl.a. basiska askor. Systematiska blandningsförsök behöver utföras och dokumenteras. Tätheten för kompakterat slam är tillräcklig och tycks vara så även vid inblandning av annat material. Avvikelser finns dock dokumenterade mellan laboratorie- och fältförsök och dessa skalfaktorer bör studeras närmare. Många försök har genomförts men brister finns i dokumentation och långsiktig uppföljning. En bättre dokumentation, större systematik och bättre uppföljning behövs för att generella slutsatser skall kunna dras och jämförelser kunna göras mellan olika material. Utlakning av kväve kan för vissa lokaliseringar vara ett problem men bör kunna bemästras genom tekniska åtgärder. Nedbrytningshastigheten av organiskt material, som kan påverka beständigheten, bör vara långsam i den relativt anaeroba miljö som ett tätskikt utgör. Användning bör begränsas till rötat slam och mäktigheten kan behöva vara större för ett tätskikt med slam jämfört med annat naturmaterial. Beständighetsproblematiken behöver studeras närmare. Inblandning av basiska restprodukter ger bättre konsistens, ökar det oorganiska innehållet, motverkar sannolikt nedbrytningen och rotpenetration men driver även av kväve. Den metodik som använts i stor skala utomlands behöver studeras närmare. Slam bedöms kunna användas i flerskiktskonstruktioner tillsammans med geomembran och det är möjligt att slam även kan vara en huvudbeståndsdel i hela täckningen. 13

16 6.3 Miljökonsekvenser Den miljöpåverkan som kan förekomma vid aktuell användning är främst av typerna lukt och utlakning. Luktproblemen bedöms kunna hanteras. Konsekvenser av utlakningen är platsberoende och bör kunna reduceras via tekniska åtgärder. Användning av ett överskott av avloppsslam istället för geologiska material är ur resurssynpunkt positiv. Transportbehovet bedöms också minska. De sammantagna miljökonsekvenserna bedöms som positiva. 6.4 Fortsatt arbete Hinder för en användning i större skala är oklarheter kring materialets egenskaper dels generellt och dels kopplat till specifika blandningar och produkter. Det gäller främst frågor relaterade till den långsiktiga beständigheten och hur andra egenskaper som täthet m.m. förändras i förhållande till denna. Ett utvecklingsprogram föreslås med målsättningen att erhålla sådana resultat att slam eller blandningar av slam och askor kan användas som högkvalitativa tätskikt på deponier. Programmets inriktas mot att ta fram blandningar med lämpliga egenskaper och beständighetsfrågor. 14

17 Bilaga 1 ANVÄNDNING AV AVLOPPSSLAM FÖR TÄTNING AV DEPONIER EN LITTERATURSTUDIE Utförd av: Ulrika Nilsson, Jan Sundberg & Elke Myrhede 1 INLEDNING Slam kommer alltid att produceras vid avloppsreningsverk. Varje år produceras stora mängder avloppsslam. Under 1998 producerades ca ton slam varav 46% deponerades direkt (Naturvårdsverket, 2000). Flera användningsområden för slam från kommunala avloppsreningsverk finns, det mest tillämpade är inom jordbruket. Farhågor om spridning av smittoämnen och föroreningar hämmar dock utnyttjandet. Ett alternativt användningsområde skulle kunna vara som tätskiktsmaterial på deponier. Det finns emellertid tekniska och miljömässiga frågeställningar som måste klargöras innan en utbredd användning kan bli aktuellt. Det rör t ex frågor som: - Hur beständigt är slammet, i vilken grad kommer det organiska materialet att brytas ner och innebär det att funktionen hos tätskiktet försämras? - Är det möjligt att förändra slammets konsistens så att slammet kan packas väl? - Hur stor är risken för torkning och sprickbildning? - Hur mycket kommer att lakas ut från slammet av närsalter, metaller och organiska föreningar? Deponering är idag belagt med deponiskatt. Det finns dock flera alternativa användningsområden för slam från kommunala avloppsreningsverk, som t ex: - gödsling (användning inom jord- och skogsbruket) - jordförbättring och jordtillverkning - energiutvinning (förbränning och rötning) Slammet innehåller närsalter och spårämnen. Det kan därför utnyttjas för gödsling (Naturvårdsverket, 1990), vilket under och 1990-talet har varit det enskilt största området för användning av slam. Ca 60% av producerat slam klarar gällande kvalitetskrav när det gäller metaller och organiska ämnen (Tideström et al., 2000). Utnyttjandet av slam inom framför allt jordbruket förknippas emellertid med farhågor för spridning av föroreningar och smittoämnen. Under användningsområdet jordförbättring och jordtillverkning faller slam för tätning och återställning av deponier och täkter. Idag används slam som inblandning i skyddsskiktet för att påskynda vegetering. Enligt EU:s deponeringsdirektiv är kraven höga när det gäller tätning av deponier. Användning av syntetiska material som tätskikt är ofta förenade med höga kostnader och tveksamheter beträffande den långsiktiga beständigheten. Naturmaterial som täta jordar kan i sin tur på många ställen vara en bristvara. Detta innebär att användning av slam som tätskikt kan vara ett alternativt. Syftet med föreliggande litteraturstudien är att få en överblick över den befintliga kunskapen och potentialen kring utnyttjandet av slam för tätning av deponier. 15)

18 2 UTFÖRANDE Litteraturstudien har utförts genom sökning i databaserna: - Agricola National Agricultural Library, - Bygg & Miljö BYGGDOK, - Civil Engineering Database ASCE, - ELIN Naturvårdsverket, - ICONDA CIB & UICB, - LIBRIS Kungliga biblioteket, - SGI-Line Statens geotekniska institut samt på Internet med olika sökord och kombinationer av ord. Vidare har projekt där slam använts eller försökt utförts som ej finns redovisade i litteraturen försökt spåras så långt som möjligt, både i Sverige och utlandet. Bl.a. har SRV återvinning GRYAAB ställt framtagna resultat till projektets förfogande. 3 BEHANDLING AV SLAM Slam uppkommer genom mekaniska, biologiska och kemiska processer vid våra avloppsreningsverk. Avloppsslammet innehåller mycket stora delar vatten och nästan allt slam från reningsverk innehåller smittoämnen. För att slammet ska bli mer hanterbart, minska volymerna och för att minska risken för smittospridning avvattnas, stabiliseras och hygieniseras slammet. Den vanligaste stabiliseringsmetoden i Sverige är rötning. Kalkstabilisering, kompostering och aerob stabilisering (luftning) är andra metoder. Avvattning är mycket viktigt för att slammet ska bli ytterligare mer hanterbart. Avvattning sker genom mekaniska eller naturliga metoder. De vanligaste mekaniska metoderna är centrifugering eller pressning. Avvattning genom mekaniska metoder eller torkbäddar ger generellt en TS-halt på 15-35% (Naturvårdsverket, 1990) men vanligen är TS-halten mellan 25 och drygt 30%. Vassbäddar är en relativt ny metod i Sverige. Slammet torkar på bäddar med bladvass. I dessa anläggningar uppnås 50-70% TS-halt efter ett antal års lagring. Det mesta av fosfor- och metallinnehållet finns kvar i slammet, medan kväveinnehållet har reducerats (Tideström et al., 2000). Andra metoder att avvattna slam är genom frysning, torkning och pelletering eller granulering, termisk hydrolys och förbränning. Genom frysning kan en TS-halt på % uppnås enligt försök utförda i norra Sverige av Kvarnstöm (1997). En kall vinter gav högre TS-halt än en varm vinter. Torkning av slam mellan maj-juni gav TS-halter på mellan % beroende på utlagd volym. Försöken visade också att ej rötat slam som får torka efter frysning skedde en minskning av organisk halt. Viktiga faktorer som påverkade detta var fullständig frysning, kontakten med luft och tiden. 16)

19 4 SLAM SOM TÄTSKIKT Endast ett fåtal referenser har framkommit i litteraturen kring användning av avloppsslam som tätskikt. Däremot har flera undersökningar utförts på slam från skogsindustrin och resultat därifrån tas därför också upp i föreliggande rapport. Slam från skogsindustrin utgörs av olika typer av slam som uppkommer i olika delar av processerna, t ex grönlutslam, fiberslam, bioslam. Skogsindustrislam påminner om slam från kommunala avloppsreningsverk med avseende på innehållet av organiskt material. Det organiska materialet i fiberslam utgörs dock av cellulosafibrer. 4.1 Tekniska egenskaper Allmänt För att använda ett material som tätskikt i en deponi måste det uppfylla vissa krav. Det måste ha tillräckligt hög täthet och vara beständigt på lång sikt. Enligt EU-direktivet om deponering av avfall måste ett bottentätskikt uppnå hydraulisk konduktivitet < m/s. Andra viktiga tekniska egenskaper för att kunna använda slam som tätskikt är packningsegenskaper, deformationsegenskaper, hållfasthetsegenskaper, risk för sprickbildning etc. Slam från skogsindustrin karakteriseras av högt vatteninnehåll, hög organisk halt och låg skjuvhållfasthet (Quiroz & Zimmie, 1998). Detta gäller även för slam från avloppsreningsverk. Ett slams egenskaper påverkas av vilka metoder som används för att stabilisera och/eller avvattna slammet. Takayanagi & Tamano (1996) redovisar t ex uppmätt hydraulisk konduktivitet hos komposterat avloppsslam, torkat avloppsslam och aska från förbränning av avloppsslam. Lägst konduktivitet visade torkat slam (<10-12 m/s), medan förbränningsaskan visade m/s. Den komposterade askan visade på en hydraulisk konduktivitet på m/s. En av de viktigaste egenskaperna hos ett material för att användas som tätskikt är hydraulisk konduktivitet. Den hydrauliska konduktiviteten hos slam från skogsindustrin påverkas av organiskt innehåll, vatteninnehåll och kompressibilitet (Moo-Young & Zimmie, 1997). Undersökningar (triaxialförsök) utförda på slamprover från skogsindustrin med organiskt innehåll på 25-73% (Moo-Young & Zimmie, 1997), visade en tendens till lägre hydraulisk konduktivitet hos prover med lägre organiskt innehåll än hos proverna med högre organiskt innehåll. Det kanske största problemet med slam är dess höga vattenkvot. Även efter avvattning är vattenkvoten ofta hög, vilket gör det svårt att packa materialet. Den optimala vattenkvoten vid packning av skogsindustrislam ligger enligt flera studier runt 40-60% (TShalt ca 63-70%) (Kraus et al., 1997; Moo-Young & Zimmie, 1997). Låga värden på den hydrauliska konduktiviteten (< m/s) kan enligt laboratorieundersökningar uppnås då slammet packas vid en vattenkvot som är % större än den optimala vattenkvoten enligt Moo-Young & Zimmie (1997) och Kraus et al. (1997). 17)

20 Den höga vattenkvoten gör det svårt att packa slammet. Försök på grönlutslam visade att hydraulisk konduktivitet < m/s inte uppnås vid vattenkvoter större än 100% (ca 50 % TS-halt). För att uppnå en hydraulisk konduktivitet lägre än m/s bör vattenkvoten vara 60-65% (ca 60-63% TS-halt) (Johansson, 2000). Om tillräckligt låg vattenkvot kan uppnås visade utförda laboratorieförsök att grönlutslammet kan vara lämpligt som tätskiktsmaterial. Försök i fält med grönlutslam som bottentätning visade dock att det i verkligheten var svårt att avvattna slammet tillräckligt för att få en tillräckligt låg vattenkvot och för att kunna packa materialet och uppnå en låg permeabilitet. Slam visar på hög kompressibilitet. Ju högre vattenkvot ett slam har desto högre blir konsolideringsgraden vid packning. Den hydrauliska konduktiviteten sjunker vid ökad belastning (Helldén & Fransson, 1994; Maltby & Eppstein, 1994; Kraus et al., 1997; Moo-Young & Zimmie, 1997; Gustavsson et al., 1999; Kamon et al., 2000). Maltby & Eppstein (1994) har utfört fältförsök med två olika slam från skogsindustrin som tätskikt i täckning av deponiceller och kunde efter sex år konstatera att slammet konsoliderat ca 28 respektive 33 %. Den hydrauliska konduktiviteten beräknades i dessa fältförsök till m/s. Den hydrauliska konduktiviteten påverkas förutom av organiskt innehåll, vatteninnehåll och kompressibilitet även av faktorer som frysning och torkning av slammet. Kraus et al. (1997) undersökte hur den hydrauliska konduktiviteten påverkades av frysning och torkning. Tre olika slam från skogsindustrin undersöktes. Torkning gjorde att slammet krympte och sprack. Även frysning/tining gjorde att två av slamtyperna sprack och den hydrauliska konduktiviteten ökade med en till två tiopotenser. Den tredje slamtypen påverkades inte av frysning/tining då provet fuktades i början och efter varje frys/töperiod, däremot ökade den hydrauliska konduktiviteten nästan två tiopotenser då ingen fuktning skedde mellan frys/tö-perioderna. Enligt bland annat Nauska & Täthtinen (2000) är slam plastiskt, vilket gör att ett tätskikt av slam klarar sättningar och deformationer som naturliga leror etc inte klarar. Mycket forskning har bedrivits kring den hydrauliska konduktiviteten hos slam. Det finns dock andra egenskaper som behöver undersökas vidare för att förstå hur ett slam beter sig i en täckningskonstruktion på en deponi. Det gäller till exempel skjuvhållfasthet och släntstabilitet. Slam har låg skjuvhållfasthet. Försök utförda av Quiroz & Zimmie (1998) visar att konsolidering ökar den odränerade skjuvhållfastheten. Ytterligare forskning kring korrelationen mellan odränerad skjuvhållfasthet och organiskt innehåll och porvolym behövs. Enligt LaPlante et al. (1999) har slam från skogsindustrin ingått i täckningen av flera deponier i New York, Massachusetts och New Hampshire. Vid en deponi där ett kompositskikt av geomembran och slam använts skedde ett brott i täckningen. Brottet berodde enligt LaPlante et al. (1999) troligtvis på att vattnet som pressas ur slammet vid kompaktering minskade friktionen i gränsytan mellan slammet och geomembranet. Försök har visat att ett rötslams bärighet förbättras genom sönderfrysning av slammet (Helldén & Fransson, 1994). Vid frysning avgår en stor del av det organiskt bundna vattnet och slammet blir mer lätthanterligt. 18)

21 I laboratorieförsök utförda både på fryspåverkat och icke-fryspåverkat rötslam redovisade i Sundberg (1996) uppmättes den hydrauliska konduktiviteten till ca m/s. Någon signifikant skillnad i hydraulisk konduktivitet kunde inte ses även om den var något lägre i det fryspåverkade slammet än i det icke-fryspåverkade slammet. Vattenkvoten var lägre i det fryspåverkade slammet (58%) (ca 63 % TS-halt) än i det ickefryspåverkade slammet (74%)(ca 57 % TS-halt). Packningsförsök kunde inte utföras då vattenkvoten i slamproverna var för höga. Cellförsök med rötslam som bottentätning under hushållsavfall redovisas av Helldén & Fransson (1994). Rötslammet hade legat ute ca ett år och utsatts för frysning och torkning. Permeabiliteten, utförd genom CRS-försök, uppmättes till m/s. I fält genom inklinometerförsök uppmättes permeabiliteten till m/s och indirekt via flödesmätning till mellan och m/s. Deformationsförsök visade att rötslammet var kompressibelt och deformationen avtog först vid 30-40% deformation. Laboratoriemätningar av skjuvhållfastheten visade på betydligt lägre skjuvhållfasthet på laboratorium än i fält. I fält kunde en bandgående grävmaskin framföras på slamlagret utan att skjuvbrott uppstod. Vid Hyllstofta avfallsanläggning har försök med fiberslam som topptätning utförts med jämförande försök på moränlera vid Filborna avfallsanläggning (RVF, 2000). Fiberslam, med TS-halt 30%, lades i en flack yta och en yta med lutning 1:3. På den flacka ytan tyder försöken på att slammet inte fungerade som tätskikt utan höga flöden genom skiktet uppmättes i samband med regn. I slänten fungerade tätskiktet däremot och lakvattnet avleddes via dräneringsskiktet ovanför tätskiktet. Laboratorieförsök i permeameter utfördes på material som togs upp ur provytan och resultaten visade på en hydraulisk konduktivitet på m/s oberoende på vilket djup det uttagna provet legat. Lägre värden erhölls vid försök på mald fibermassa och fibermassa avvattnad i fiberduk. Materialet blev också tätare om det våtpackades. Initiellt uppmättes höga flödeshastigheter under täckskiktet. Troligtvis hade fiberslammet till följd av den höga vattenkvoten avgett vatten vid pålagring av skikten ovanför. Slam med inblandning av annat material Ett slams egenskaper kan förändras genom inblandning av annat material. Mattsson & Qvarfort (1988), redovisar laboratorieförsök på blandningar av ved-/kolaska och bioslam innehållandes fiberslam. Den hydrauliska konduktiviteten varierade mellan 1, till 1, m/s med varierande blandningsproportioner (55-90% aska). Lägst hydraulisk konduktivitet uppmättes för prover med störst inblandning av slam. Bioslammets TS-halt var ca 20%. Enbart bioslammet innehållandes 30% fiberslam visade på lägst hydraulisk konduktivitet ( m/s). Även Forsius (1997) och Nauska & Tähtinen (2000) redovisar resultat som visar att den hydrauliska konduktiviteten ökar med ökad inblandning av flygaska. Enligt Forsius (1997) minskade dock den hydrauliska konduktiviteten något vid inblandning av små mängder aska (<10%). Hållfastheten ökar däremot också vid inblandning av flygaska. I laboratorieförsök på blandning av kolflygaska och avloppsslam av Cossu et al. (1997) minskade den hydrauliska konduktiviteten vid belastning på 13 kpa från 10-8 m/s (50% kolflygaska) och 10-9 m/s (90% kolflygaska) till mellan och m/s för båda blandningarna. Försöken utfördes som ödometerförsök med packning genom modifierad Proctor-packning vid optimal vattenkvot. 19)

22 Försök med blandning av slam (35 %) och flygaska (65 %), båda materialen från skogsindustrin, för täckning av gruvavfallsdeponi vid Galberget, Falun, har utförts av Granhagen (1998). I försöken jämfördes en yta täckt med blandningen med en icke-täck yta. Jämfört med den icke-täckta ytan visade resultaten på en minskning i sulfidoxidation och en ökning av ph-värdet i materialet i den täckta ytan, vilket tyder på att en anoxisk miljö hade uppstått i den täckta delen av deponin. Vid Kristianstads avfallsupplag pågår försök med inblandning av träaska i avloppsslam för att använda som tätskikt. Preliminära resultat tyder på en låg permeabilitet. I Tyskland förekommer omfattande användning av askblandat slam för täckning av deponier. Aska från slamförbränning Egenskaper hos bottenaska från avloppsslam som torkats och bränts har undersökts av Okoli & Balafoutas (1999). Den hydrauliska konduktiviteten minskar med ökad torrdensitet hos askan. En minsta hydraulisk konduktivitet på 1, m/s uppnåddes i prov med optimal vattenkvot 45% (TS-halt ca 69%). En del av proverna utsattes för nedfrysning/upptining och för torkning. Den hydrauliska konduktiviteten efter frys/töförsök ökade från 1, m/s till 8, m/s. Proverna hade en vattenkvot på 45% (optimal vattenkvot). Efter torkning och återfuktning av prover ökade den hydrauliska konduktiviteten från 1, till 2, m/s. Undersökningarna visade goda värden för egenskaper som skjuvhållfasthet och friktionsvinkel. 4.2 Utlakning av föroreningar Slam från avloppsreningsverk innehåller, förutom organiskt material, ämnen som huvudsakligen härstammar från hushåll och i en del fall också från industrier. Det rör sig om: - närsalter, - metaller, - organiska föroreningar. Hushållens bidrag till organiska föroreningar i slam är i vissa fall stort (Naturvårdsverket, 1993). Enligt Levlin et al. (1996) bedöms organiska ämnen inte innebära någon stor risk för människa och miljö, men att det kan inte uteslutas att det kan finns ämnen och risker som hittills inte kunnat bedömas. Innehållet av metaller har länge varit en fråga som väckt skapat oro. Utlakning av metaller från avloppsslam utfördes t ex 1977 av Halldin & Pettersson. undersökte Innehållet av flera metaller har under 1990-talet sjunkit i kommunalt avloppsslam, halterna varierar dock kraftigt mellan olika reningsverk (Naturvårdsverket, 2000). De genomsnittliga halterna som uppmättes under 1998 underskrider de rikt- och gränsvärden som finns och i den överenskommelse som finns mellan Naturvårdsverket, LRF och VAV om slamanvändning i jordbruket. I flera av avloppsreningsverken överskrids dock dessa värden. Lakförsöken på rötslam från SRV återvinning redovisade i Sundberg (1996) visar att kväve lakas ut från rötslammet. SRV har låtit bygga testytor med slagg och ovanpåliggande slagg för att undersöka skaleffekten. Resultaten visar att kväveutlakningen inte är oväsentlig och verifierar antagandena om att lakförsök kan överskatta utlakningen. 20)

23 Undersökning av utlakning av föroreningar från rötslam i cellförsök redovisade av Helldén & Fransson (1994) visade på högre halt kväve och fosfor i lakvattnet under slamskiktet än i lakvattnet som samlades upp ovanför slamskiktet. Troligen beror detta till en del av att porvatten med höga halter pressats ut från slammet vid komprimering pga överlasten. Av tungmetaller var även av halterna arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver och bly högre under slamskiktet än i lakvattnet som samlades upp ovanför slamskiktet, medan halterna av krom och nickel var lägre i lakvattnet under slamskiktet än ovan slamskiktet. Halterna organiska föroreningar (COD, alifater och fenol) var lägre i lakvattnet under slamskiktet än i lakvattnet ovanför slamskiktet. Enligt mätningarna reducerade skiktet med rötslam lakvattenmängden med 70-80% och de högre halterna under slamskiktet påverkar inte de sammanlagda emissionerna i högre grad. Helldén & Fransson (1994) utförde även filterförsök på det undersökta rötslammet. Halten kemiskt syraförbrukande ämnen (COD) reducerades med ca 50 %. Av metaller ökade halterna av arsenik, barium, kvicksilver, nickel och bly genom filtret. Kraus et al. (1997) refererar till NCASI (1992) som jämfört innehållet av föroreningsinnehållet i lakvatten från skogsindustrislam med innehållet i lakvatten från hushållsavfall. Koncentrationerna av metaller och organiska föroreningar i lakvattnet från skogsindustrislam översteg sällan koncentrationerna i lakvattnet från hushållsavfall. Nauska & Täthtinen (2000) har undersökt totalinnehållet av olika ämnen i fiberslam från testytor och jämfört dessa med bl a föreslagna högsta tillåtna värden i konstruktionsmaterial. Inga ämnen översteg jämförelsevärdena. Även beträffande miljömässiga aspekter påverkar inblandning av annat material egenskaperna hos slam. Laboratorieundersökning av blandning av kolflygaska och avloppsslam med vatten som lakvätska redovisade i Cossu et al. (1997) visade att utlakningen av metaller var mindre från blandning av avloppsslam och kolflygaska än från de enskilda materialen. Innehållet av metaller var dock högre i kolflygaskan än i avloppsslammet. 4.3 Beständighet Förutom tekniska och miljömässiga aspekter är beständigheten hos slam från avloppsreningsverk en viktig aspekt när det gäller utnyttjande som tätskikt. Slammet innehåller som tidigare nämnts en stor andel organiskt material. Organiskt material bryts ner förr eller senare beroende på rådande förhållanden. Undersökning av kolhalter i färskt fiberslam och fiberslam som legat i deponi 20 år redovisas i RVF (2000). Resultaten visade att cellulosafibrerna i fiberslammet inte bryts ner under minst en tjugoårsperiod, d v s att slammet inte förändras nämnvärt under denna tid. Däremot minskar karbonathalten (halten oorganiskt kol) under deponering. Nauska & Täthtinen (2000) har undersökt nedbrytning av organiskt material i fiberslam genom ph- och redoxmätningar. Redoxpotentialen visade på ökad grad av anaerobt tillstånd med djupet i tätskiktet. Författarna gör bedömningen att tätskiktet bör klara täthetskraven under minst år trots att en nedbrytning av materialet sker även i anaerob miljö, då slammet blir tätare då organiskt material bryts ner. 21)

24 Då organiskt material bryts ner i tätskikt av slam från skogsindustrin anser Quiroz & Zimmie (1998) att skjuvhållfastheten ökar i slammet till följd av den minskning av porvolym som sker. Denna ökning av skjuvhållfastheten skulle vara större än den förändring som själva nedbrytningen bidrar till. Quiroz & Zimmie (1998) slutsats är att ytterligare undersökningar behövs för att verifiera hypotesen. Andra användningsområden inom deponering Försök har gjorts med kalkstabiliserat slam från reningsverk blandat i jord för täckning av avfall (Rodney D. R., 1995). I studien studerades hur det påverkade nedbrytningen av avfallet. REFERENSER Cossu R., Lavagnolo M.C., Pilla M. Raga R., Co-disposal of coal fly ash and sewage sludge mixture in sanitary landfill lab tests. In: Proceedings Sardinia 97, Sixth International Landfill Symposium, Volume 5. Forsius K., Use of paper mill solid wastes as landfill cover material: a laboratory study. In: First International Workshop on the Use of Paper Industry Sludges in Environmental Geotechnology and Construction. Proceedings. Saarela J. & Zimmie T. (eds). Granhagen J., A fly-ash/biosludge dry cover for the mitigation of acid mine drainage. AFR-report 190. Gustavsson M., Wiberg K & Öberg-Högsta A.-L., Characterisation of pulp and paper waste materials and their field of application. In: Third International Workshop on the Use of Paper Industry Sludges in Environmental Geotechnology and Construction. Proceedings. Haavikko K., Zimmie T., Saarela J. & Tähtinen M. (eds). Halldin A. & Pettersson O., Urlakning av tungmetaller från slam. Statens Naturvårdsverk, Forskningsnämnden, Juni Helldén J & Fransson G., Rötslam som material i bottentätskikt. Reforsk FoU 115, September Johansson S., Grönlut som tätskikt. Luleå Tekniska Universitet, Institutionen för Väg- och vattenbyggnad, Avd. för geoteknik, Examensarbete 2000:280 CIV. Kamon M., Katsumi T., Rajasekaran G & Inazumi S., Waste sludges utilisation as landfill cover. In: GeoEng An International conference om geottechnical and geological engineering. Melbourne 2000, Proceedings, Vol. 2, 6 pp. Kraus J.F., Benson C.H., van Maltby C &. Wang X., Laboratory and field hydraulic conductivity of three compacted paper mill sludges. Journale of Geoenvironmental Engineering, Vol. 123, No 7, pp Kvarnstöm E., Sewage sludge dewatering by natural methods. Influence on sludge nutrient content. Licentiate thesis LIC 1997:09. Department of Environmental 22)

25 Planning and Design. Division of Sanitary Engineering. Luleå University of Technology. LaPlante C., Callahan R & Quiroz J.D., Landfill slope instability investigation: geomembrane-sludge interface. In: Third International Workshop on the Use of Paper Industry Sludges in Environmental Geotechnology and Construction. Proceedings. Haavikko K., Zimmie T., Saarela J. & Tähtinen M. (eds). Levlin E., Westlund L. & Hultman B., rening av avloppsslam från tungmetaller och organiska miljöfarliga ämnen. VAV Rapport 8, Maltby V. & Eppstein L.K., A field-scale study of the use of paper industry sludges as hydraulic barriers in landfill cover systems. In: Hydraulic conductivity and waste contaminant transport in soil. Daniel D.E. & Trautwein S.J. (eds). pp ASTM Mattsson E. & Qvarfort U., Användning av restprodukt för täckning av avfallsupplag. Värmeforsk Rapport 301. Moo-Young H.K. & Zimmie T.F., A comparison of paper sludge to clay as the hydraulic barrier in municipal landfill covers. In: Proceedings of the fourteenth International Conference on Soil Mechanics and Foundation Engineering, Vol 3. Naturvårdsverket, Slam från kommunala avloppsreningsverk. Allmänna råd 90:13. Naturvårdsverket, Slam. Innehåll av organiska miljöfarliga ämnen. Rapport Naturvårdsverket, Nauska J. & Tähtinen M., Utilization of paper industry fibre clay in earth construction. In: XIII Nordiska Geoteknikermötet, 5-7 Juni 2000, pp NCASI, National Council for the Pulp and Paper Industry, Chemical composition of pulp and paper industry landfill leachates. Technical Bulletin, No 643. Okoli R.E. & Balafoutas G., Bottom ash from sludge cake as a barrier material to pollutant miration in landfills. Waste Management & Research 17, pp Quiroz J.D. & Zimmie T.F., Field vane tests and shear strength of a paper sludge landfill cover. In: Environmental Geotechnics, Sêco e Pinto P.S. (ed.), Vol 1, pp Raghu D., Hsieh H.-N., Neilan T. & Yih C-T Water treatment plant sludge as landfill liner. In: Geotechnical Practice for Waste Disposal 87. Geotechnical Special Publication No13. Woods R. D. (ed.). Rodney D. R., Barlaz M. A., Effect of lime-stabilized sludge as landfill cover on refuse decomposition. Journal of Environmental Engineering, Vol 121, No 7, pp )