Metangasutsläpp från deponier och osäkerheter i beräkningsmodeller kring detta. Å sa Lindelöf

Transkript

1 Metangasutsläpp från deponier och osäkerheter i beräkningsmodeller kring detta Å sa Lindelöf Master of Science Thesis Stockholm 2012

2 TRITA-IM 2012:10 ISSN Industrial Ecology, Royal Institute of Technology

3 Åsa Lindelöf METANGASUTSLÄPP FRÅN DEPONIER OCH OSÄKERHETER I BERÄKNINGSMODELLER KRING DETTA Handledare: Josef Mácsik (Ecoloop) Monika Olsson Examinator: Monika Olsson Master of Science Thesis STOCKHOLM 2012 PRESENTED AT INDUSTRIAL ECOLOGY ROYAL INSTITUTE OF TECHNOLOGY

4

5 Sammanfattning I Sverige finns uppskattningsvis mellan 4000 och 8000 stycken deponier. De flesta av deponierna är nedlagda och år 2001 fanns det 142 stycken aktiva deponier för hushållsavfall. År 2010 hade antalet minskat till 76 stycken. Vid nedbrytning av organiskt material i deponier bildas metanhaltig deponigas som bidrar till växthuseffekten. Utsläppens omfattning prognostiseras med hjälp av beräkningsmodeller, exempelvis IPCCs. Dessa modeller fordrar att antaganden görs av exempelvis andelen gas som utvinns via gasuppsamlingsutrustningen, det organiska materialets halveringstid och avfallets sammansättning och mängd. I Sverige görs antagandet att 60 procent av deponigasen samlas upp på deponier med gasuppsamlingsutrustning. Rapportens övergripande syfte var att undersöka hur osäkerheterna i de antaganden som görs kan inverka på de prognostiserade deponigasemissionerna. Syftet var också att bedöma om metangasutsläpp från deponier utgör ett stort eller försumbart tillskott av växthusgasutsläpp i jämförelse med andra källor. Detta gjordes genom en känslighetsanalys som baserades på en litteraturstudie, IPCCprognostiserade metanmängder samt genom intervjuer med deponiägare. Prognostiserad metangasproduktion från landets deponier jämfördes med uppskattad metangasproduktion, där det senare baserades på utvunna mängder i landet och en uppskattad utvinningsgrad på 60 procent. Prognostiserad metangasmängd jämfördes med en uppskattad mängd metan, där den senare baserades på utvunna gasmängder i landet och uppskattad utvinningsgrad. Omfattningen av emissionerna gjordes genom känslighetsanalys där utvinningsgrad hos gasuppsamlingssystemets varierades mellan 30 och 80 procent. De utvunna gasmängderna har varit relativt konstanta de senaste tio åren trots att antalet deponier med gasuppsamlingsutrustning minskat från 75 till 47 stycken och att deponeringsförbud har instiftats. Den antagna halveringstiden på 7,5 år torde därför vara för lågt ansatt vilket också styrks av den dåliga nedbrytningen i flera äldre deponier, minskade mängder deponerat avfall samt att inget organiskt material deponeras sedan Sveriges huvudsakliga metankällor är jordbrukssektorn och deponier från avfallssektorn. År 1990 var de prognostiserade utsläppen från de två sektorerna ungefär lika stora. Fram till år 2010 har de prognostiserade utsläppen från deponier halverats medan utsläpp från jordbruket ligger på ungefär samma nivå som tidigare. Ur den enskilda deponins perspektiv kan det konstateras att utvinningsgraden hos gasuppsamlingssystemet varierar i både ett kortsiktigt och i ett långsiktigt perspektiv. Beroende på när en mätning utförs kommer en viss variation uppvisas i gasutvinningssystemets utvinningsgrad dvs både emitterade och uppsamlade gasmängder varierar mellan mättillfällena. Det kan konstateras att en stor osäkerhet byggs in i den beräknade årsproduktionen av metangas när metanmängderna beräknas med hjälp av medelvärden från ett fåtal mätningar utförda under korta mätperioder. Statistiska Centralbyrån har gjort beräkningar av den årliga utvinningsgraden. Dessa beräkningar har grundats på faktiska utvunna mängder som jämförts med beräknade totala mängder. För en enskild deponi kan skillnaderna mellan de beräknade och faktiska mängderna vara stora vilket medför att utvinningsgraden eller produktionen är svårbedömd både för den enskilda deponin och på nationell nivå. Potentialen för gasutvinning i deponier bedöms i det här examensarbetet vara större än vad som har prognostiserats. Perioden för gasuttag sträcker sig längre än vad man trott med anledning av att mycket av det organiska materialet i gamla deponier fortfarande inte har brutits ner, samt att gasproduktion fortfarande sker. Med anledning av de låga driftskostnaderna bör deponigasutvinning fortskrida så länge som det är tekniskt möjligt och ekonomiskt hållbart. Genom provtagningar av avfallet i kombination med mätningar som sträcker sig över längre perioder, skulle bättre kännedom om metangasproduktionen i deponier kunna fås.

6 Nyckelord: deponigas, metan, IPCC, gasutvinning, nedbrytningshastighet ii

7 Abstract There are a large number of landfill sites in Sweden. The total number is estimated to be somewhere between 4000 to 8000 landfills. In 2007 there were 142 landfill sites still operating, three years later the number of operating landfills decreased to 76. The municipalities are at present carrying out an inventory of old landfill sites in Sweden. The focus is on the location and risk classification of the landfill sites. There is a substantial uncertainty of the content and the progress of the degradation process unless the landfill is dug out. Methane containing landfill gas is produced when the organic matter in the waste is degraded. Since methane is a potent green house gas the emissions of landfill gas will contribute to the green house effect. The extent of the emissions is usually quantified using the IPCC model or similar. The models require certain estimations to be made such as the amount of gas that is extracted, the half- life of the organic matter and the composition of the waste. The aim of the report was therefore to look into these estimations and how these can effect the landfill gas production. The aim was also to evaluate whether the methane emissions from landfills is a major contributor to the green house gas emissions in comparison to other sources. The master thesis has been carried out through a literature study and interviews with landfill owners that resulted in a sensitivity analysis. The plausibility of the IPCC model was studied by carrying out a sensitivity analysis of the efficiency of the gas extraction system and how this will influence the total emissions of landfill gas. An overview of the connection between the land fill gas production and the decomposition of the organic matter could be realized by analyzing the material in the landfill through tests on different depths in the landfill when drilling new gas wells. The extracted amounts of landfill gas are also contradictive to the estimation of the half- life of 7,5 years that is assumption regularly made within the IPCC- model. This theory is supported by the inadequate decomposition of organic material in old landfill sites. The reduced amounts of waste that is landfilled and the prohibition of landfilling of organic and combustible waste in 2005 are also supporting this theory. The main methane sources in Sweden are ruminants from the agricultural sector and landfills. In 1990 the forecast of the methane emissions of the two sectors were equal. The forecast of today shows that the agricultural emissions are more or less the same but the emissions from landfill are halved. Another conclusion was that the efficiency of the gas extraction is varying in a short- term and in a long- term perspective. Depending on when a measurement is carried out there will be a variation of the efficiency of the gas extraction system. Anyhow annual values of the extracted amounts are calculated based on a few occasional measurements over very short time periods. Moreover, the yearly efficiency is determined based on real extracted values of methane and calculated total values of methane production that are non- comparable. The potential of gas extraction is probably larger than what has been predicted and the period of gas extraction is probably longer than expected. Supported by the low operation costs for the gas extraction the extraction should be carried out as long as it is technically possible and economically reasonable. Analyzing the material in the landfill site will increase the understanding of the gas production and the degradation of the waste in the landfill. Keywords: landfill gas, methane, IPCC, gas extraction, degradation rate iii

8 Tillkännagivanden Jag vill börja med att tacka Ecoloop för att jag har fått möjligheten att göra mitt examensarbete hos er. Jag vill särskilt tacka min handledare Josef Mácsik på Ecoloop för mycket bra vägledning och givande diskussioner under arbetets gång. Vidare vill jag också tacka Monika Olsson, min handledare på Industriell Ekologi, KTH, för kloka råd och värdefulla tips. Jag vill också tacka Michael Kempi, Ann- Christin Persson och Johan Fahlström för er medverkan i den enkätbaserade intervju som jag utförde i samband med examensarbetet. Jag vill också passa på at tacka Anders Lagerkvist och Magnus Lindsjö för blixtsnabb e- postkorrespondens och värdefull hjälp. Avfall Sverige, och i synnerhet Peter Flyhammar, vill jag tacka för ni gjorde detta arbete möjligt. Ett speciellt tack vill jag rikta till min opponent och tillika studiekamrat sedan dag ett på KTH, Sofhia Josborg. Slutligen vill jag tacka familj och vänner för att ni alltid har funnits där under arbetets gång. iv

9 Innehållsförteckning Sammanfattning i Abstract iii Tillkännagivanden iv 1. Inledning Bakgrund Syfte och mål Metod Tillvägagångssätt Avgränsningar 3 2. Teori Lagar och förordningar gällande deponier Utveckling av deponiernas utformning Geologisk barriär Bottentätning Täckning Äldre deponier Deponins fysikaliska tillstånd Avfallet Avfallets sammansättning Avfallsmängder Nedbrytningsprocessen Aerob nedbrytning Anaerob nedbrytning Faktorer som påverkar nedbrytningen Optimering av fysikaliska parametrar Deponigas Modeller för beräkning av metangasemissioner IPCCs modell Antaganden och osäkerheter i IPCC- modellen Metangaspotential Inventering Situationen idag Verklighet, modell och antaganden Sammafattning av intervjuer med deponiägarna Tillämpningar av IPCC-modellen Kopplingar mellan IPCC- modellen, fältmätningar och årliga utvunna metanmängder Den antagna halveringstidens rimlighet Känslighetsanalys av gasuppsamlingssystemet Ett konkret exempel Underhåll av gasutvinningssystemet Jämförelse med andra källor Diskussion Bakgrunden till de antaganden som görs i IPCC-modellen Osäkerheterna i modellen Deponiers klimatpåverkan i jämförelse med andra källor 34 2

10 4.4 Miljön i deponin och faktorer som påverkar metangasbildningen Utvinningsgradens betydelse för den prognostiserade metanproduktionen Möjliga kontroll- och skyddsåtgärder Slutsatser 35 Referenser 37 Bilaga 1 Utvunna energimängder 40 Bilaga 2 Enkät till deponiägare 41 Bilaga 3 Sammanställning av intervjuerna med deponiägarna Atleverket, Örebro Blåberget, Sundsvall Energi, Sundsvall Flishults avfallsanläggning, Vetab, Vetlanda 45 Bilaga 4 Fördelning mellan utvunna mängder och uppsamlad gas 47 Bilaga 5 Konceptuell beräkningsmodell 48 3

11 1. Inledning Denna rapport behandlar osäkerheterna i de antaganden som görs i samband med modellberäkningar av metangasutsläpp på svenska deponier. En jämförelse har gjorts av metangasutsläpp från deponier och andra metanproducerande källor i Sverige. Studien har utförts i form av ett examensarbete som är den avslutande delen i civilingenjörsprogrammet i kemi och kemiteknik på Kungliga Tekniska Högskolan, KTH, i Stockholm. Examensarbetet har finansierats av Avfall Sverige och det har utförts under sommaren och hösten 2011 i ett samarbete mellan Industriell Ekologi, KTH och Ecoloop. 1.1 Bakgrund Deponering betraktas som det sista steget i materialhanteringen i det svenska samhället. I den bästa av världar ska materialutbytet mellan samhälle och natur ske utan belastning av den sistnämnda. I dagens samhälle ligger dock verkligheten långt ifrån idealet då avfallet kapslas in och isoleras vilket mer eller mindre leder till att avfallet konserveras istället för att brytas ned. I deponin råder syrefattiga förhållanden och i samband med den anaeroba nedbrytningen bildas metangas som avgår till atmosfären via punktutsläpp och diffusa utsläpp vilka är svåra att kvantifiera. På flertalet deponier tas deponigas ut via gasuppsamlingsutrustning vilket möjliggör mätning av både sammansättning och mängd. Med anledning av komplexiteten i utsläppssituationen ligger svårigheten i att med säkerhet kunna fastslå hur mycket metan som egentligen släpps ut till atmosfären. Uppskattningen som görs idag är att 60 procent av metangasen samlas upp på de deponier som har gasuppsamlingsutrustning. (Naturvårdsverket, 2004) Deponering är en bortskaffningsmetod för avfall som har använts sedan långt tillbaka i tiden. En rad lagar och ekonomiska styrmedel har drivit utvecklingen mot att reducera mängden deponerat avfall. Implementeringen av lagarna har dessutom bidragit till bättre kontroll över det avfall som deponeras. Dokumentationen om vad och hur mycket som egentligen har deponerats i äldre avfallsupplag är ofta dålig eller i vissa fall obefintlig. År 2010 fanns det 76 aktiva deponier som tog emot kommunalt avfall. Av dessa deponier hade totalt 40 stycken gasuppsamlingsutrustning. Deponiytorna är stora och det finns skillnader inom själva deponiområdet vilket gör det svårt att bedöma utsläppens egentliga omfattning. Olika modeller har utformats för att beräkna metanavgången från deponier där vissa parametrar måste uppskattas till följd av osäkerheter i indata. I dagsläget bygger statistiken därför på en rad antaganden som i många fall saknar förankring och transparens. Exempelvis antas en konstant nedbrytningshastighet av det organiska materialet och somliga rapporter redovisar varken indata eller motiverar gjorda antaganden i tillräcklig omfattning. En längre halveringstid skulle exempelvis innebära att det finns potential att utvinna deponigas längre än vad som antas idag. Enligt de prognoser som tagits fram av Naturvårdsverket (2001) med hjälp av IPCC- modellen skulle metanemissionerna från landets deponier halveras mellan år 2001 och Ytterligare minskningar förutspåddes ske fram till år 2020 då utsläppen skulle reduceras med 80 procent i jämförelse med år Både utvunna mängder gas, men framför allt de emitterade mängderna metangas förväntades minska kraftigt. Idag har de 2

12 utvunna mängderna metangas förvisso minskat, men samtidigt har antalet anläggningar för gasutvinning också har minskat. I IPCCs beräkningsmodell som anpassats för svenska förhållanden uppskattas att halveringstiden av det organiska materialet uppgår till 7,5 år (Naturvårdsverket, 2001). Utgrävningar av gamla avfallsupplag har dock visat att mycket av materialet fortfarande inte är nedbrutet efter flera decennier (Tyréns, 2011). Den ofullständiga nedbrytningen i deponierna beror på att förhållandena för anaerob nedbrytning ofta inte är ideala. Följden blir att nedbrytningshastigheten försämras och halveringstiden för det organiska materialet därmed blir längre än vad som antagits. Eftersom det inte finns några långtidsobservationer av deponier är det svårt att veta hur lång tid det tar innan metangasproduktionen helt har upphört (Avfall Sverige, 2009). 1.3 Syfte och mål Många antaganden ligger till grund för de beräkningar av metangasutsläpp från deponier, som görs med IPCC- modellen. Rapportens övergripande syfte är därför att undersöka osäkerheterna i dessa antaganden (uppsamlade gasmängder och det organiska materialets halveringstid) och hur de i sin tur påverkar deponigasproduktionen. Syftet är även att bedöma om metangasutsläpp från deponier utgör ett stort eller försumbart tillskott av växthusgasutsläpp i jämförelse med andra källor. Följande målformuleringar har satts upp för att uppnå syftet: Identifiera de parametrar som påverkar metangasbildningen. Undersöka hur emissionerna av metangas från deponier sker. Identifiera vilka antaganden som görs i IPCC- modellen och vad som ligger till grund för dessa. Beräkna hur metanemissionerna kan variera beroende på vilka antaganden som görs gällande gasuppsamlingsutrusningens utvinningsgrad. Inventera antalet deponier med och utan gasuppsamlingsutrustning i Sverige och identifiera eventuell potential för vidare utvinning. Undersöka vilka metanproducerande källor som finns i Sverige och uppskatta om deponier utgör en stor eller liten metangaskälla. 1.4 Metod Examensarbetet initierades med en litteraturstudie över vad som tidigare gjorts inom området för att på så sätt skapa en bild och referensram. Rapporter från bland annat Naturvårdsverket, Avfall Sverige, doktorsavhandlingar och examensarbeten har varit en viktig informationskälla samtidigt som litteratur och vetenskapliga artiklar har ökat förståelsen för den teoretiska bakgrunden. Avslutningsvis gjordes en enkät, vilken återfinns i Bilaga 2, som följdes upp med en intervju med tre deponiägare. Enkäten skickades ut per e- post och en uppföljande intervju gjordes därefter. 1.5 Tillvägagångssätt I arbetets initialskede studerades deponiers uppbyggnad samt hur den tekniska utformningen har varierat med tiden. Därefter studerades nedbrytningsprocesserna i en deponi och de faktorer som påverkar nedbrytningshastigheten identifierades. IPCCs beräkningsmodell undersöktes, vilken typ av system den är avsedd för samt vilka indata 2

13 som krävs. Efter att en tydlig bakgrundsbild erhållits utformades en enkät som skickades till ett antal deponiägare i syfte att erhålla mer detaljerad information för att undersöka om modellantagandena är rimliga. Slutligen kopplades den teoretiska modellen till empiri genom en jämförelse av modellen med nedbrytningsförloppet i deponierna och deponiägarnas erfarenheter. 1.6 Avgränsningar Studien har inriktat sig på svenska förhållanden vilket innefattar faktorer som klimat, avfallets sammansättning och deponikonstruktion. Endast sju deponier har studerats närmare, samtliga med gasuppsamlingsutrustning. Inga egna mätningar har gjorts, all data och information är hämtade ur befintlig litteratur. Information är huvudsakligen hämtad från litteratur från talet och framåt. 2. Teori I detta kapitel beskrivs de lagar och förordningar som reglerar en deponis utformning. Deponins uppbyggnad beskrivs liksom avfallets sammansättning och deponerade mängder. Kapitlet innefattar också en översiktlig beskrivning av nedbrytningen av det organiska materialet. Viktiga fysikaliska parametrar som styr nedbrytningen och hur dessa kan optimeras behandlas också. Därefter beskrivs IPCC- modellen, dess ingående parametrar och de antaganden som görs i denna. Slutligen beskrivs förändringen av antalet deponier i Sverige de sedan början av 200- talet. 2.1 Lagar och förordningar gällande deponier Sedan början av talet har ett antal lagar och förordningar instiftats för att få bättre kontroll över vad och hur mycket som deponeras. Deponiskatten introducerades år 2000 i syfte att reducera den mängd avfall som deponeras. Deponeringsförordningen (2001:512) trädde i kraft år 2001 i syfte att minska deponiernas negativa effekter på miljön och på människors hälsa. Strängare krav ställdes på deponiernas tekniska utformning såsom geologisk barriär, täckning och lakvattenuppsamling. För att ha möjlighet att uppfylla alla krav och rutiner hade verksamhetsutövarna en anpassningsperiod som sträckte sig fram till slutet av De deponier som vid detta datum inte uppfyllde kraven kunde ansöka om avsteg för fortsatt verksamhet. Många deponier var dock tvungna att stänga eftersom de inte uppfyllde ställda krav (Naturvårdsverket, 2010). Deponeringsförbud mot brännbart avfall infördes 2002 vilket indirekt har bidragit till minskade mängder deponerat avfall. År 2005 förbjöds även deponering av organiskt avfall (Naturvårdsverket, 2010). Eftersom det är det organiska materialet som i huvudsak bildar metangas innebär förbudet även en minskning av den potentiella mängd metangas som kan bildas per ton avfall. Idag får det avfall som läggs på deponi innehålla maximalt fem viktsprocent organiskt avfall (Naturvårdsverket, 2004). Enligt Deponeringsförordningen (2001:512) ställs krav på att de deponier som tar emot biologiskt nedbrytbart avfall ska samla upp den bildade deponigasen. 2.2 Utveckling av deponiernas utformning Fram till mitten av talet hade inte kommunerna någon skyldighet att tillhandahålla avstjälpningsplatser för avfall åt allmänheten. I vissa fall kördes avfallet till gårdar där det användes för utfyllnad av gropar eller att det deponerades på obrukbar mark (SÖRAB, 3

14 2011). Förr anlades deponierna vanligtvis i utkanten av städer. I takt med befolkningsökningen planeras i allt större utsträckning bebyggelse på eller i närheten av gamla avfallsupplag. Exploatering på gamla deponiområden kräver både en bedömning av eventuell fortsatt metangasbildning och risker med denna men även omfattande vattenprovtagningar är nödvändiga (Tyréns, 2011). För att minimera lakvattenbildning och gasemissioner från avfallsupplag gick utvecklingen till en början mot att kapsla in upplagen och därmed minimera materialutbyte med omgivningen. Att isolera avfallet från sin omgivning stävjar det positiva i materialutbytet mellan deponi och samhälle. Idag drivs utvecklingen istället mot behandling av avfallet istället för isolering. I deponeringsförordningen (2001:512) specificeras de krav som måste uppfyllas och tillika rapporteras till reglerande myndighet. De fysiska skyddsskikten är uppdelade i geologisk barriär, bottentätning och täckning Geologisk barriär Den geologiska barriären återfinns underst i deponin och kan antingen vara naturlig eller konstrueras artificiellt. Barriärens syfte är att hindra lakvattenspridning och därmed minimera föroreningarnas åverkan och spridning i närmiljön. I Sverige används ofta artificiella barriärer eftersom naturliga geologiska barriärer som uppfyller kraven är svåra att hitta (Avfall Sverige, 2006) Bottentätning Ovan den geologiska barriären återfinns en bottentätning. Som tätningsmaterial används leror, bentonitmattor eller geomembran. Genomsläppligheten för vatten i deponins bottentätning måste vara minimal. För optimal funktion behövs ett ordentligt dräneringslager ovan bottentätningen för att säkerställa att vattentrycket mot botten inte ska bli för högt. Mellan dräneringsskiktet och bottentätningen måste det dessutom finnas ett skyddsskikt som hindrar det grova materialet i dräneringsskiktet från att skada plastmaterialet i tätskiktet. Dräneringsskiktet har högst belastning innan sluttäckning av deponin har gjorts eftersom regnvatten dessförinnan kan tränga igenom avfallsmassorna. Grövre inert avfall läggs på dräneringsskiktet för att hindra slam och finkorniga massor från att sätta igen detta. (Avfall Sverige, 2006) Täckning Begreppet sluttäckning innebär att deponins drifttid nått sitt slut och inga fler åtgärder vidtas efter att sluttäckning skett. Täckningen består av flera olika skikt vars huvudsakliga syfte är att hindra vatten från att tränga ner i avfallet och därmed minska risken att laka ut och sprida föroreningar till närliggande omgivning (Naturvårdsverket, 2007). De minskade mängderna lakvatten innebär reducerade kostnader för lakvattenrening för deponiägarna. Täckningen minskar tillika gastransporten in och ut ur deponin och reducerar därmed också störande luktemissioner till omgivningen. Temperaturen i deponin blir högre när deponin täcks eftersom täckskiktet verkar isolerande. Sluttäckningen minskar också läckaget av metan till atmosfären. Luttäckningen gör det möjligt att använda ett större undertryck vilket kan öka gasutvinningen (Lagerkvist, 2012). Täckskiktet består av följande lager nerifrån sett (Avfall Sverige, 2006): 4

15 Utjämningsskikt: för att säkerställa rätt lutning för optimal vattenavrinning och utjämning av sättningar. Skiktet får inte vara för tätt om organiskt material finns i deponin eftersom deponigasen ska kunna passera genom lagret. Gasdräneringsskikt: möjliggör uppsamling av deponigasen. Tätskikt: förhindrar vatten och syre från att tränga in i avfallsmassorna. Tätskiktet ska dessutom fungera som ett skydd mot mekanisk åverkan exempelvis frost. Dräneringsskikt: För att avleda regnvatten och liknande från att tränga ner genom täckningen. Materialet som används är vanligtvis makadam eller grovt grus Skyddsskikt: Skyddar tätskiktet mot olika mekaniska påfrestningar såsom rotpenetration och uttorkning. Materialet som används är vanligtvis schaktmassor eller morän med inblandning av slam för att förbättra förutsättningarna för växtetablering Äldre deponier Deponier som är sluttäckta år 2000 eller tidigare kan betraktas som äldre deponier. Kraven på sluttäckningen var innan denna tidpunkt inte desamma som de som beskrivs i kapitel I äldre deponier är det större risk för infiltrering av regnvatten vilket innebär att förutsättningarna för nedbrytning av det organiska materialet är bättre än i nyare deponier där det finns risk att avfallet blir torrt. De tidigare deponikonstruktionerna har inte heller samma bottentätning eller krav på geologisk barriär. 2.3 Deponins fysikaliska tillstånd Deponier är ofta inhomogena i sin uppbyggnad och avfallets sammansättning varierar på olika platser i deponin. Allt organiskt material har ofta inte brutits ner när sluttäckning sker. I takt med att avfallet bryts ned minskar dess volym och det bildas sättningar. Förekomsten av sättningar ökar risken att topptätningen ska förlora sin isolerande förmåga (Persson, 2005). Med anledning av detta ökar risken för sprickbildning och att syrerikt regnvatten tränger ner i deponin. Om torra områden i deponin plötsligt blir blöta blir förutsättningarna för nedbrytning av organiskt material bättre och metangasproduktionen kan därmed ta fart igen. Deponins vatteninnehåll skiljer sig mellan olika platser i deponin vilket beror på att olika avfall innehåller olika mängd vatten men även på att det bildas kanaler som kan transportera vatten och därmed påverka vattenflödet inne i deponin. Fukthalten ändras också med deponins djup, mätningar på Högbytorps deponi visade att avfallet innehåller procent vatten i de översta 10 metrarna och procent på djup större än 10 meter (Östman, 2008). Temperaturen ökar också med deponins djup. (Williams, 2005) Med ökande djup finns mer kvarvarande organiskt material, högre metallhalter och högre svavelinnehåll. Med anledning av variationerna i både avfallssammansättning, fukthalt och temperatur har nedbrytningsprocessen fortskridit olika långt på olika platser i deponin. Det är därför svårt att ta representativa prover på det fasta materialet i deponin, istället tas ofta prover på lakvattnet (Östman, 2008). 2.4 Avfallet Avfall kan kategoriseras beroende på innehåll eller ursprung och sammansättning. De vanligast förekommande avfallsslagen som deponeras är industriavfall, rötslam, hushållsavfall, gallerrens, bygg- och rivningsavfall. Olika avfallstyper är olika lättnedbrytbara vilket leder till olika halveringstid i nedbrytningsprocessen. DOC- innehållet varierar för de olika avfallsfraktionerna. Hushållsavfall genererar mest metangas av alla 5

16 avfallsslag (Lagerkvist, 1995). Med anledning av detta beskrivs dess sammansättning mer utförligt än de andra deponerade avfallsfraktionerna Avfallets sammansättning I början av seklet var andelen organiskt nedbrytbart material i avfallet större än vad det är idag. Varor inhandlades ofta i lösvikt och förpackningar användes inte i samma utsträckning som de gör idag. Det materiella kretsloppet kunde nästan betraktas som slutet med anledning av att den ätbara delen av avfallet användes som föda till grisar, latrin och annat organiskt avfall maldes ner och användes som gödsel och metaller och glas togs omhand (Östman, 2008) Efter andra världskriget har andelen förpackningar i avfallsfraktionen ökat. I och med att andelen material som inte kunde komposteras ökade sjönk komposteringsvärdet i avfallet. Den uppåtgående konsumtionstrenden under och 1970 talet förändrade avfallets sammansättning och avfallsmängderna ökade. Idag tillförs nya komplexa material men även restprodukter från olika reningsprocesser vilket bidrar till inhomogeniteten i avfallsströmmen. Den utökade kontrollen om vad och hur mycket som deponeras samt deponeringsförbuden mot organiskt och brännbart avfall har ändrat det deponerade avfallets sammansättning. Hushållsavfall innefattar sopor, grovsopor såsom uttjänta möbler och dylikt, använda batterier, målarfärgs- och oljerester, slam, köksavfall och latrin. Till hushållsavfall räknas avfall från hushåll men även avfall med liknande sammansättning men som härstammar från andra verksamheter (Naturvårdsverket, 2008). Hushållsavfall innehåller procent organiskt material. Den organiska delen består huvudsakligen av papper, plast, trädgårdsavfall, trä, mat, textil och övrigt organiskt material. Hushållsavfall har ett vatteninnehåll mellan procent (Återvinningscentralen, 2007). 6

17 2.4.2 Avfallsmängder Sverige tillhör idag de länder som deponerar minst hushållsavfall i hela Europa. I Sverige deponerades år 1995 knappt 40 procent av allt avfall, tolv år senare, 2007, deponerades endast 5 procent av de totala avfallsmängderna (EEA, 2009). Mängden hushållsavfall som deponeras har minskat från ungefär 1380 kton år 1994, till endast 205 kton 2005(Börjesson, 2009). Idag deponeras en nästintill obefintlig mängd hushållsavfall (Avfall Sverige, 2010) Hushållsavfall i Sverige kg/person,år Figur 1: Hushållsavfall per person och år i Sverige (Avfall Sverige, 2010) Mängden hushållsavfall i Sverige har generellt sett ökat men en avtagande trend har kunnat observeras de senaste åren vilket illustreras i Figur 1. Ökningen gäller både återvunnet material och biologisk återvinning. Idag går den största delen av avfallet energiåtervinning, exempelvis avfallsförbränning, och endast 1,4 procent deponeras (Avfall Sverige, 2010). Samtidigt som avfallsmängderna har minskat har återvinningen ökat. Återvinningen kan medföra ett effektivare materialutnyttjande men i vissa fall innebär återvinning en större miljöbelastning till följd av långa transportsträckor av materialet som ska återvinnas (Lagerqvist, 1995). 2.5 Nedbrytningsprocessen Nedbrytningen av organiskt material kan delas in i en aerob och en anaerob fas. Det första skedet i nedbrytningen är aerobt, denna fas är betydligt kortare än den följande anaeroba fasen. I en deponi fortgår alla faser samtidigt beroende på inhomogeniteterna i deponin. Sammansättningen av den bildade deponigasen och lakvattnet förändras i takt med att de kemiska och biologiska processerna i deponin varierar. Populationerna av mikroorganismer förändras med deponidjup men påverkas även av temperaturvariationer, vattentillgång, ph, oxidationsmedel och tillgång på substrat. (Rihm, 2011) Aerob nedbrytning För att den aeroba nedbrytningen ska kunna ske måste syre finnas tillgängligt i avfallsmassorna. Syrehalten i deponin varierar beroende på hur väl kompakterat och täckt avfallet är (Williams, 2005). I den anaeroba nedbrytningen oxideras det organiska 7

18 materialet under kraftig värmeutveckling vilket medför att temperaturen i deponin höjs. Värmeutvecklingen medför att det vatten som finns i avfallet förångas och avfallet torkar, därmed blir lakvattenmängden ofta liten. När avfallet är torrt transporteras luft lättare genom avfallets porer, men i ett alltför torrt avfall stävjas den mikrobiella aktiviteten. Avfallet kan också innehålla metaller som har katalytisk verkan som gör att risk finns att avfallet självantänds i och med temperaturökningen. För att undvika självantändning måste avfallet täckas ordentligt och kompakteras. Den aeroba nedbrytningen ger en god stabilisering av avfallet samt relativt rena lakvatten. (Lagerkvist, 1995) En nackdel med den aeroba nedbrytningen är att den producerade värmen inte kan nyttiggöras på samma sätt som det energiinnehåll som kan tas tillvara i uppsamlad deponigas. Den aeroba fasen karaktäriseras av hög mikrobiologisk aktivitet (Östman, 2008) Koldioxid som bildas i samband med nedbrytningen löser sig delvis i vattnet och bildar kolsyra vilket leder till att ph sjunker. De parametrar som reglerar den aeroba nedbrytningen är syretillgång och nitrat. Deponigasen som bildas i denna fas innehåller i huvudsak bara kvävgas (N 2) och koldioxid (CO 2) men även lustgas Anaerob nedbrytning Eftersom syre förbrukas i den aeroba delen av nedbrytningsprocessen fortgår resterande del av nedbrytningen under syrefria förhållanden. I svenska deponier sjunker temperaturen till C. Den anaeroba delen av nedbrytningsprocessen kan liknas vid en näringskedja där olika typer av mikroorganismer livnär sig på varandras nedbrytningsprodukter (Lagerkvist, 1995). Till skillnad från den kortvariga aeroba delen av nedbrytningen sträcker sig den anaeroba fasen sig närmare hundra år (Östman, 2008). Syrabildande fas I den anaeroba nedbrytningens första fas bildas lättflyktiga fettsyror ur sockerarter och aminosyror. Somliga av de bildade fettsyrorna, exempelvis smörsyra, har karaktäristiska lukter. ph sjunker med anledning av de bildade syrorna och lakvattnet i denna fas karaktäriseras av ett högt BOD- innehåll och kvoten av BOD/COD är också hög. Ättiksyrabildande fas I den ättiksyrabildande fasen bildas från högre fettsyror, huvudsakligen ättiksyra, vätgas och koldioxid vilka utgör substratet för de metanogena bakerierna i den anaeroba fasens tredje steg. Metanbildande fas Den metanbildande fasen påbörjas först en tid efter det att nedbrytningen initierats. Det kan innebära att det dröjer mellan 6 månader till några år innan metangas börjar bildas. Den metanbildandefasen kan fortgå upp till hundra år beroende på vattentillgången i deponin. I denna fas bildas förutom metan, även koldioxid och vatten ur föreningar innehållande en till två kolatomer (Lagerqvist, 1999). ph stiger och stabiliseras till ungefär 8 och lakvattnet innehåller låga halter av BOD och COD (Rihm, 2011) Humusfas I humusfasen återstår i princip enbart svårnedbrytbart organiskt material. Humusfasen utgör den sista fasen i nedbrytningsprocessen som uppskattas fortlöpa under ungefär 1000 år. Det bildas mer komplexa och framför allt stabila organiska föreningar. (Östman, 2008) 8

19 2.6 Faktorer som påverkar nedbrytningen Nedbrytningsprocesserna i en deponi påverkas av den mikrobiologiska aktiviteten. Temperaturen är en faktor som har mycket stark inverkan på alla biologiska processer. Högre temperaturer ökar nedbrytningshastigheten men leder också till att lakvattnets COD- och ammoniuminnehåll ökar vilket kräver mer en mer omfattande lakvattenbehandling (Wang & Pelkonen, 2009). Temperaturen påverkar också metanoxidationen där syre och metan omvandlas till koldioxid. Metanoxidationen sker huvudsakligen i deponins ytskikt. Den optimala temperaturen för metanoxidationen ligger kring C men viss oxidation kan ske ner till temperaturer kring 1-2 C Mätningar har visat att metanavgången genom diffusa utsläpp och punktutsläpp är betydligt högre under vinterhalvåret eftersom metanoxidationen är låg eller obefintlig (Scheutz et al, 2009). Vattentillgång är också en viktig faktor som påverkar mikroorganismernas aktivitet men som även fungerar som transportmedium för näringsämnen och nedbrytningsprodukter i deponin (Scheutz et al, 2009). Lagerkvist (2011) påpekar att vattenfördelningen i deponin kan vara ojämn vilket innebär att vattenfördelningen kan ändras i samband med att deponin sätter sig, Därmed kan nya delar av deponin fuktas och nedbrytningen kan ta ny fart. Olika sorters avfall bryts ner olika lätt, exempelvis bryts matavfall ned betydligt fortare än vad textil, läder och trä gör vilket återspeglas i materialens halveringstid. Avfallets storlek är också av betydelse för nedbrytningen, malt eller sönderdelat avfall bryts snabbare ned (Lagerkvist, 1995). 2.7 Optimering av fysikaliska parametrar Vid återcirkulering av vatten genom avfallet kan nedbrytningshastigheten öka. Detta har exempelvis gjorts på SÖRABs anläggning i Hagby där recirkulation av uppvärmt lakvatten bidrog till att metangasproduktionen ökade (Lagerkvist, 1995). Avfallet kan också malas ner i syfte att öka kontaktytan och därigenom öka angreppsytan för mikroorganismerna vilket främjar nedbrytningen. I samband med att produktionen av deponigas ökar ställs högre krav på gasuppsamlingssystemet samt ett lakvattenreningssystem som klarar av att rena större mängder lakvatten. Den optimala temperaturen för gasproduktion ligger mellan C (Williams, 2005). Temperaturen i deponin hålls högre och mer konstant med hjälp av isolering och täckning. (Lagerkvist, 2012) De kvantitativa förhållandena gällande hur omvandlingsprocesserna samt gasemissionerna påverkas av temperatur och fuktinnehåll är inte helt kända (Wang & Pelkonen, 2009) Genom att kompaktera avfallet minskar risken för sättningar. Olika material sätter sig olika mycket men generellt sett sker merparten av sättningarna initialt och avklingar med tiden. (Lagerkvist, 2012) Avfallet får inte kompakteras för mycket eftersom visst syreinnehåll är nödvändigt för den aeroba delen av nedbrytningen. 2.8 Deponigas Deponigasen består huvudsakligen av metan och koldioxid. Metan är en luktfri gas men deponigasens innehåll av både svavelväte och merkaptaner ger gasen en karaktäristisk lukt (Östman, 2008). Gasens energiinnehåll beror på metanet varvid en hög metanhalt är önskvärd. På anläggningar som har gasuppsamlingsutrustning görs det mätningar av gasens sammansättning regelbundet. 9

20 Metanhalten i deponigasen ligger vanligtvis mellan 50 och 60 procent. Vanligtvis används en metanhalt på 50 procent som ett schablonerat värde i beräkningar. Metanhalten är relativt konstant men en långsam förändring kan ske i takt med att deponin åldras. Om gasuttaget ökar kan metanhalten sjunka i den utvunna gasen till följd av att mer syre har sugits in i deponin. Metanhalten han också sjunka om gasutsuget är större än metanproduktionen. Vid gasutvinning är det ofta metanhalten som ligger till grund för inställningarna av hur mycket gas som ska sugas ut med hjälp av gasutvinningsutrustningen (Lindsjö, 2012). Metanproduktionen varierar mellan olika brunnar i deponin. Detta kan bero på om de sitter i eller i närheten av avfall som producerar eller genomleder deponigas eller på mer ställen med mer täta jord- och avfallslager. Årstid och väderförhållanden inverkar också på deponigasproduktionen. Den momentana variationen av gasrörelserna i en deponi har exempelvis visats genom mätningar av resistiviteten på Filbornadeponin där 12 mätningar per dygn visade stora oregelbundenheter i gasrörelserna på ett avgränsat område (Rosqvist et al, 2011). Variationerna innebär att metangasproduktionen är svårberäknad för en längre tidsperiod eftersom mätningarna endast ger en ögonblicksbild. Att göra beräkningar som baseras på enstaka mättillfällen ger därför inte representativa resultat för en hel deponi. Deponigasen avgår till atmosfären genom punktutsläpp, diffusa utsläpp samt lateral migration genom marken vilket illustreras i Figur 2. En del av deponigasen lagras inne i själva deponin och i deponins ytskikt sker oxidation av delar av det bildade metanet varpå koldioxid bildas. I deponier med gasuppsamlingsutrustning tas viss del av gasen upp med hjälp av gasuppsamlingsutrustning (Avfall Sverige, 2009). Massbalans för den metan som bildas i en deponin ges enligt följande: CH 4 producerad = CH 4 uppsamlad +CH 4 emitterad +CH 4 oxiderad +CH 4 lateral + CH 4 lagrad [1] Där emissionerna innefattar punktutsläpp och diffusa utsläpp. Ekvation [1] förenklas ofta till CH 4 producerad = CH 4 uppsamlad +CH 4 emitterad +CH 4 oxiderad = P = U + E + M [2] 10

21 Figur 2: Massbalans för metan i en deponi. Förenklad bild efter Scheutz et al, 2010 Läckage av deponigas till atmosfären påverkas mycket av väderförhållanden, atmosfäriskt tryck samt tryckförhållanden inom själva deponin (Lindsjö, 2012). Scanning över deponiytorna har visat hur läckage kan öka, minska eller till och med upphöra under obestämd tid. De områden på en deponi där deponigas ofta kan detekteras är i slänter, släntkrön och släntfot. Gas emitteras också i skarvar mellan olika pallar och via gasuttagssystemet orsakad av eventuella defekter i detta. Kombinationen av mätningar med laser och IR har visat att de diffusa utsläppen är större än punktutsläppen. (Avfall Sverige, 2009) Deponigas började utvinnas i början av talet. Först med anledning av energiinnehållet i deponigasen och därefter beroende på ökad medvetenhet om gasens klimatpåverkan (Avfall Sverige, 2010) Gasuppsamlingsutrustningen utgörs av borrade gasbrunnar och/eller horisontella dräner som är kopplade till en reglerstation. Ett kompressorsystem eller fläktsystem skapar ett undertryck vilket möjliggör uppsugning av deponigasen. För att gasutvinningen ska fungera på bästa möjliga sätt måste gasuppsamlingsutrustningen bytas ut och underhållas med jämna mellanrum. Problemen uppstår till följd av igensättningar och vattenlås som försvårar gasutvinningen och gasen tar efter en tid nya vägar (Thedéen, 2007). Utvinningsgraden hos gasuppsamlingssystemet uppskattas vanligtvis vara kring procent (Börjesson, 2009). Deponigasen kan användas till uppvärmning för anläggningen och eller för närliggande lokaler. Viss del av gasen genererar elektricitet (Energimyndigheten, 2010). Gasen kan i vissa fall facklas av vilket innebär att metan oxideras till koldioxid som har mindre klimatpåverkan och som dessutom räknas som klimatneutral. För att kunna använda gasen som fordonsbränsle krävs att gasen upprenas i syfte att avlägsna exempelvis korrosiva föreningar och minska gasens fukthalt. I Sverige utvinns årligen deponigas motsvarande ungefär kwh, se Bilaga 1. De utvunna mängderna har legat på en jämn nivå sedan

22 Deponigasen är även förenad med vissa risker eftersom gasen kan vara explosiv även vid låga halter. Gasen är dessutom lättrörlig och transporteras i marken, exempelvis i husgrunder med god dränering. (Tyréns, 2011) 2.9 Modeller för beräkning av metangasemissioner Det finns flera modeller för beräkning av metanavgång från deponier. I en jämförelse mellan sex olika modeller av första ordningen granskades av Schaff & Jacobs (2006). Samma indata användes men resultatet varierade mellan procent. Jämförelsen mellan modellerna visade att det förekommer för och nackdelar med varje modell (Bergström & Fråne, 2011). I uppskattningarna av metanavgång från deponier i Sverige används en modell framtagen av IPCC, Intergovernmental Panel on Climate Change. Modellen har till viss del modifierats för att bättre passa de förhållanden som råder i Sverige. I beräkningarna har uppgifter om deponerade avfallsmängder från 1952 och framåt använts. (Naturvårdsverket, 2004) IPCCs modell IPCC har utvecklat en modell för att kvantifiera metanavgången från deponier på nationell nivå. Modellen har använts av bland annat Naturvårdsverket vid uppskattning av metanavgången från deponier i Sverige. Beräkningarna kan i sin tur användas i jämförande statistik internationellt men även vid jämförelse mellan olika metankällor i Sverige. Indata som används kan antingen vara nationella data eller defaultvärden framtagna av IPCC. Genom att ange vilket land beräkningen avser anpassas IPCCs defaultvärden för den aktuella regionen (IPCC, 2006). Det finns två varianter av IPCC- modellen för uppskattning av metangasbildning i deponier, Standardmetoden (Default) och First Order Decay (FOD). I Standardmetoden förutsätts all metanproduktion äga rum samma år som avfallet deponeras, metoden fungerar vid steady- state förhållanden vilket innebär att avfallsmängder och dess sammansättning ser likadana ut från år till år. Enligt FOD- metoden antas metanen bildas enligt en exponentiellt avtagande funktion och det producerade metanet fördelas mellan deponeringsåret och efterföljande år. Enligt FOD- metoden skattas den producerade mängden metangas för året T från mängder av n deponerade avfallsslag enligt [3]: Gasprod T = 16 T n F DOC 12 f MCF MSW Xt DOC Xt t t [3] t =t 0 X =1 16/12 Förhållandet mellan molvikterna för metan och kol. (NV, 2001) kolla källa F Andel av deponigasen som utgörs av metan DOC f Andel av upplöst organiskt kol som omvandlas till deponigas. (NV,2001) MCF Korrigeringsfaktor som beror på mottagningspraxis vid deponin MSW Xt Deponerad mängd av avfall av avfallsslag X för år t DOC Xt Innehåll av lösligt organsikt kol för avfallsslag X för år t 16/12 Förhållandet mellan molvikterna för metan och kol. (NV, 2001) kolla källa Där t t ges av e 0,5ln 2 t 1/2 (t 0,5) e 0,5ln 2 t 1/2 för t=1,2,,t- 1 [4] 12

23 Halveringstiden t 1/2 är den tid som krävs för att halten av ett visst ämne sjunkit till hälften av dess ursprungliga värde. Halveringstiden definieras enligt [5] där k är hastighetskonstanten. t 1/ 2 = ln2 k [5] Vid känd halveringstid kan hastighetskonstanten lösas ut enligt [5]: k = ln2 t 1/ 2 [6] Insättning av [6] i [4] ger uttrycket för t t : För t=1,2,,t- 1: För t=t: 0,5k(t 0,5) 0,5k(t 0,5) ( e ) 1 e ( ) [7] ( 1 e 0,5k ) [8] Uttrycken för t t insätts därefter i [3] Antaganden och osäkerheter i IPCC- modellen I IPCC- modellen görs bedömningar och uppskattningar av ett flertal parametrar. Exempel på antaganden som görs omfattar avfallsmängder, fördelning av avfallet på olika typer av deponier, innehåll av organiskt material som kan omvandlas till metan, metanhalt i deponigasen, andel av den producerade metanen som oxideras till koldioxid samt hur fort avfallet förväntas brytas ned. De defaultvärden som rekommenderas presenteras i Tabell 1. Tabell 1: Default- värden angivna i IPCC- modellens riktlinjer. Parameter Default Kommentarer MCF 1-0,4 0,6 rekommenderas DOC f 0,77 Temperaturberoende F 50 % k 0,05-0,4 Ingen info om av k-värden baseras på OX (**) 0 10 % rekommenderat värde t 1/2 (***) 4-10 år 7 år: tropiskt klimat; 10 år: tempererat klimat De defaultvärden som ansätts i IPCC:s modell har till viss del anpassats till svenska förhållanden av Naturvårdsverket. De värden som används i de nationella beräkningarna redovisas nedan i Tabell 2 för år 2001 samt 2011 (Naturvårdsverket). Det är bara ett värde som har förändrats sedan år

24 Tabell 2: parametrar anpassade för svenska förhållanden vid IPCC beräkningar. Parameter Värde (2001) Värde (2011) Motivering MCF (-1979) 0,6 0,6 IPCC Default MCF (-1980)(*) 1 1 IPCC kompakta deponier F 50 % 50 % IPCC Default DOC f 0,7 0,5 Nationell OX (**) 10 % 10 % Nationell t 1/2 (***) 7,5 år 7,5 år Nationell (*)Naturvårdsverket, 1999; (**) Naturvårdsverket, 1997; (***) Naturvårdsverket, 1993 Enligt Naturvårdsverket (2011) beränas konfidensintervallet för beräkningarna ligga runt 50 procent. Störst osäkerheter i beräkningarna uppskattas vara kring år MCF- metankorrigeringsfaktorn Metankorrigeringsfaktorn, MCF, beror på mottagningspraxis vid deponin. MCF kan maximalt ha värdet 1 vilket innebär att kontroll görs av inkommande avfall, att avfallet har kompakterats ordentligt, att deponin är tillräckligt djup, att lakvatten systemen är väl fungerande samt att gasuppsamling finns. Naturvårdsverket (2011) anger att information saknas för att anpassa MCF- värdet för svenska deponier. Avfall som deponerats före 1980 antas enligt Naturvårdsverket ha en metankorrigeringsfakor på 0,6. För avfall deponerat efter 1980 antar Naturvårdsverket en maximal kontroll och ett värde på 1 antas. Fröiland Jensen et al (2001) föreslår ett högsta värde på metankorrigeringsfaktorn på 0,95 med motiveringen att det alltid förekommer områden som är aeroba även på moderna deponier. De prognostiserade utsläppen blir 30 procent högre med standardmetoden vid användande av en MCF- faktor på 0,8 istället för 0,7 om övriga parametrar är konstanta (Frøiland Jensen et al, 2001). Hur en liknande ändring influerar beräkningar med FOD- metoden redovisas inte. k - metanbildningens hastighetstant Hastighetskonstanten för nedbrytningsprocessen, k, beror på avfallets sammansättning och förutsättningarna på själva deponin. Enligt IPCC:s riktlinjer anges värden på hastighetskonstanten mellan 0,005 och 0,4 vilket motsvarar halveringstider mellan 138,6 och 1,73 år enligt ekvation [5]. Enligt Frøiland Jensen et al (2001) finns ingen förklaring av vad dessa värden på hastighetskonstanten baseras på. DOC avfallets innehåll av organiskt kol DOC är avfallets innehåll av organiskt nedbrytbart kol vilket kan beräknas från ekvation [9] med default- värden. I Tabell 3 anges exempel på defaultvärden från IPCC. Sammansättningen på det svenska avfallet skiljer sig från detta enligt Naturvårdsverkets (2011) uppgifter avseende 2004 där matavfall var den dominerande avfallskällan i hushållsavfall. DOC = 0,4 (A) + 0,17 (B) + 0,15 (C) + 0,3 (D) [9] Tabell 3: Defaultvärden för beräkning av avfallets DOC- innehåll Beteckning Förklaring Default-värde; viktsprocent i vått avfall A Papper och textil 40 B Trädgårdsavfall 17 C Matavfall 15 D Trä 30 14

25 Den totala summan av A+B+C+D ska inte uppgå till 100 procent eftersom även annat material såsom metaller, plast sten etc ingår i avfallet. Avfallets sammanlagda DOC- innehåll multipliceras sedan med den totala massan av avfall. Om detaljerade uppgifter gällande olika avfallsmängder av olika fraktioner finns, kan beräkningarna göras enligt ekvation [3]. Avfallsmängderna i Naturvårdsverkets prognostisering utgår från år 1952 och framåt vilket innebär att osäkerheter förekommer i både avfallsmängder och avfallsslag med anledning av att krav på dokumentation av detta tidigare inte fanns. Förändringar i DOC- innehållet inverkar på de totala utsläppen med uppskattningsvis procent enligt vad som kan utläsas från Naturvårdsverkets modell (2001). DOC f upplöst organiskt kol som kan realiseras i metan DOC f värdet påverkas av temperaturen, T, i deponin. DOC f- värdet kan beräknas med Tabasarans ekvation enligt [10]: DOC f=0,014t+0,28 [10] Enligt Frøiland Jensen et a (2001) antas T ligga mellan 10 C till 50 C. Motsvarande DOC f- värden presenteras i Tabell 4. I de svenska beräkningarna antas en temperatur på 30 grader med hänvisning till nationell expertis (Naturvårdsverket, 2001). Värdet på DOC f som används i de nationella beräkningarna i Sverige är således 0,7. Enligt Lagerkvist (1996) ligger temperaturen i de svenska deponierna mellan C. År 2011 hade DOC f - värdet i de nationella beräkningarna korrigerats till 0,5 som motsvaras av en temperatur på ungefär 17 grader enligt ekvation [10]. Tabell 4: Avfallets DOC f beroende av temperaturen (T) enligt Tabasarans ekvation Temperatur 10 C 20 C 30 C 40 C 50 C DOC f 0,42 0,56 0,7 0,84 0,98 OX- oxidationsfaktorn Det defaultvärde som angivits av IPCC för metanoxidation är 0 men ett oxidationsvärde på 10 procent rekommenderas. I Sverige används det rekommenderade värdet. Frøiland Jensen et al, (2001) anger ett värde mellan 0-30 procent som lämplig oxidationsfaktor. t 1/2 - halveringstid I de svenska beräkningarna antas en halveringstid på 7,5 år enligt Naturvårdsverkets rekommendationer med hänvisning till det ganska blöta klimatet i Sverige (Naturvårdsverket, 2011). Enligt IPCC:s defaultvärden är 7 år ett rimligt värde för tropiska klimat, 11 år anges som riktvärde i tempererade zoner. I Norge antas en halveringstid för hushållsavfall på 9,5 år (Frøiland Jensen et al, 2001) Beroende på halveringstiden erhålls en kurva som illustrerar utsläppens fördelning i ett tidsperspektiv. En kort halveringstid ger en brant kurva som fördelar utsläppen över kort tid medan en längre halveringstid ger en plattare kurva som fördelar utsläppen över en längre tid. Enligt Lagerkvist (2003) är halveringstiden för matavfall 2-3 år, papper 7-10 år och textil, trä och läder år. R- utvunna gasmängder Efter att ha beräknat totalproduktionen av metan subtraheras mängden metangas från denna. Den utvunna mängden kan antingen baseras på uppmätta värden eller prognostiseras. År 2001 antogs en genomsnittlig utvinningsgrad på ungefär 60 procent i landets deponier med gasuppsamlingsutrustning. Denna siffra ansattes efter en 15

26 arbetsgruppsdiskussion i februari år 2001 (Naturvårdsverket, 2001). Samma år deponerades 79 procent av det deponerade avfallet till deponier med gasutvinning vilket ledde till slutsatsen att 47 procent av deponigasen samlades in (0,6*0,79=0,47). I samma rapport uppskattades det att allt deponerat avfall läggs på deponier med gasuppsamlingsutrusning år 2008 och därmed skulle en utvinningsgrad på 60 procent erhållas (0,6*1=0,6). Dessa antaganden ligger till grund för den prognos av utvunna gasmängder som gjordes av Naturvårdsverket år 2001 vilket illustreras i Figur 3 där också verkliga utvunna gasmängder återfinns Gasmängder (ton/år) Gasuttag (ton) Naturvårdsverket 2001 Figur 3: Prognostiserade utvunna mängder metan (ton) och verkliga utvunna mängder metan (ton) år för Sveriges samtliga deponier. Enligt naturvårdsverkets prognoser skulle utvinningsgraden minska successivt från Metangaspotential Den mängd metan som kan bildas beror på avfallets DOC f, det vill säga dess organiska innehåll som kan omvandlas till deponigas. Hur fort avfallet bryts ner beror på det organiska materialets halveringstid som bland annat skiljer sig mellan olika avfallsslag. Hushållsavfall innehåller i regel en betydande mängd lättnedbrytbart organiskt material i form av matrester och liknande vilket gör att det bryts ner relativt fort (Naturvårdsverket, 2010). Eftersom mängden hushållsavfall som deponeras idag är betydligt mindre än för tio år sedan och förbudet mot deponering av organiskt och brännbart material infördes, innehåller det material som deponerats sedan 2005 en mindre mängd lättnedbrytbart material. Enligt Energimyndighetens bedömning är storleken på utvinningspotentialen för deponigas okänd och dess storlek uppskattas inte ens i den senaste rapporten (2010) Inventering Det finns inte någon entydig siffra över det totala antalet deponier i Sverige. Östman (2008) anger att antalet deponier för hushållsavfall kan uppgå till så många som 8000 stycken medan Avfall Sverige (2004) uppskattar antalet deponier till I den inventering som påbörjats av landets kommuner och länsstyrelser har hittills 3652 stycken avfallsdeponier identifierats, en tredjedel av dessa deponier är riskklassade (Naturvårdsverket, 2011). 16

27 Rambölls (2011) inventering av deponier i Stockholmsområdet visade att osäkerheter ofta förekommer i såväl lokalisering som innehåll i äldre deponier. Det största antalet av landets deponier utgörs av deponier som anlagts innan krav på deponins tekniska utformning eller innehåll fanns. Det är således näst intill omöjligt att skatta hur mycket material som finns lagrat i de svenska deponierna. Antalet deponier för hushållsavfall har minskat kraftigt under talet vilket illustreras i Figur 4. De kommunala deponier som tog emot hushållsavfall uppgick till 230 stycken år År 2008 var totalt 142 deponier för hushållsavfall i drift. I samband med införandet av deponeringsdirektivet sträckte sig en anpassningsperiod fram till slutet av 2008 vilken medförde att flera deponier var tvungna att stänga. År 2010 hade det totala antalet kommunala deponier för hushållsavfall minskat till 76 stycken (Flyhammar, 2012). Naturvårdsverket (2003) anger införandet av deponiskatten och deponeringsdirektivet som en anledning till att flera deponier avslutat sin verksamhet under En uppskattning som gjordes vid denna tidpunkt var att 15 procent av deponierna skulle avslutas till år 2008 (Naturvårdsverket, 2003) vilket visade sig vara en kraftig underskattning Antal aktiva hushållsdeponier i Sverige Antal deponier Figur 4: Förändringen av antalet aktiva deponier mellan 1994 till 2010 (Flyhammar, 2012) Liksom det totala antalet deponier har antalet deponier med gasuppsamlingsutrustning minskat. År 2001 hade 75 stycken deponier gasutvinningsutrustning, information om hur dessa fördelades på aktiva och avslutade deponier har inte hittats. Antalet deponier med gasuppsamlingsutrustning uppgick år 2010 till totalt 57 stycken. Av dessa var 40 stycken placerade på aktiva deponier och 17 stycken var placerade på deponier som avslutats vilket visas i Figur 5. Enligt Avfall Sverige (Flyhammar, 2012) samlas endast uppgifter in från 115 av landets deponier som tar emot hushållsavfall. Flyhammar påtalar också att det kan finnas en möjlighet att gas dessutom samlas in från andra anläggningar än de som lämnar in uppgifter om deponering och statistik till Avfall Sverige. 17

28 80 Antal deponier Utan gasutvinning Gasutvinning 0 Aktiva deponier Nedlagda deponier (år 2000) Figur 5: Antal deponier med gasutvinningsutrustning samt fördelning av dessa på antalet aktiva deponier (Flyhammar, 2012) 2.12 Situationen idag Nästan hälften av alla aktiva deponier som tar emot hushållsavfall saknar gasuppsamlingsutrustning. I Energimyndighetens rapport (2010) påtalas möjligheten till gasutvinning vid just dessa deponier. I samma rapport belyses även problemet med det stora antalet äldre deponier som sannolik källa till metangasutsläpp med anledning av att dessa deponier anlades innan förbuden mot deponering av organiskt samt brännbart material instiftades. Deponiägarna drabbas idag inte av några kostnader vid utsläpp av deponigas, däremot kan uppsamling av gasen vara lönsam med tanke på dess energiinnehåll. Genom att med ekonomiska styrmedel kostnadsbelägga utsläpp av deponigas skulle en förlängning av drifttiden vara möjlig enligt Energimyndigheten (2010) Problemet med äldre deponier beaktas vanligtvis inte förrän planer på bebyggelse i närheten av eller på ett gammalt avfallsupplag dyker upp. Först då undersöks föroreningar och eventuell metangasavgång i marken främst i syfte att identifiera potentiell explosionsrisk. En svårighet ligger i att bedöma hur mycket de äldre deponierna bidrar till utsläppen med tanke på den ytterst bristfälliga informationen om dessa deponiers egentliga storlek och innehåll. Naturvårdsverket har tagit fram ett underlag som är avsett för kommuner och länsstyrelser för inventering, undersökning och riskklassning av nedlagda deponier. Enligt Naturvårdsverkets föreskrifter om den kommunala avfallsplanens innehåll ställs krav på att inventering av de nedlagda deponierna i kommunen ska ske. Inventeringen ska innefatta deponins namn, plats och typ av avfall som deponerats. Hälso- och miljörisker ska bedömas och planerade åtgärder ska redovisas. Inventeringen har påbörjats i vissa kommuner men är än så länge inte klar. Det kommer även efter inventeringen att återstå osäkerheter till dess att deponin grävs ut och det därmed visar sig hur långt nedbrytningsprocessen har fortskridigt samt volym och typ av avfall som finns i deponin. 18

29 3. Verklighet, modell och antaganden I detta kapitel sammanfattas först resultatet av de intervjuer som gjordes med de tre deponiägarna i Sundsvall, Vetlanda och Örebro. Därefter presenteras hur IPCC- modellen används i Sverige och hur den i vissa fall kopplas till mätdata. Sist i kapitlet presenteras den konceptuella beräkningsmodell som gjordes med utgångspunkt från intervjuresultaten och den information som inhämtats genom litteraturstudien. I modellen visas tre olika scenarion, skillnaden mellan dessa scenarier utgörs av gasuppsamlingsutrustningens uppskattade utvinningsgrad. 3.1 Sammafattning av intervjuer med deponiägarna Syftet med de enkätbaserade intervjuerna var att få en bild av deponierna ur deponiägarnas perspektiv. En anledning var att se om deponiägarnas erfarenheter överensstämmer med de nationella antaganden som görs samt om en genomsnittlig utvinningsgrad på 60 procent. Vidare undersöktes också hur deponierna går tillväga för att bedöma utvinningsgraden på sina anläggningar. Gällande den antagna halveringstiden i IPCC- modellen på 7,5 år var syftet att ta reda på om det görs några kontroller av de deponerade avfallet ute på deponierna. De deponier som valdes ut är alla i drift och i metanproducerande fas. Samtliga deponier har gasuppsamlingsutrustning. Enkäterna skickades ut per e- post ett par dagar innan intervjuerna utfördes. Enkätfrågorna återfinns i Bilaga 2 och fullständiga sammanställningar av intervjuerna återfinns i Bilaga 3. Resultatet visade att det inte görs några mätningar för att avgöra gasuppsamlingsutrustningens utvinningsgrad. I Sundsvall och i Örebro har beräkningar av metanemissionerna gjorts med IPCC- modellen. Gasuppsamlingsutrustningens utvinningsgrad bedöms som svåruppskattad i Vetlanda medan de andra två anläggningarna baserar sina uppskattningar av utvinningsgraden på erfarenheter och/eller de modellberäkningar som tidigare gjorts. Kunskapen om deponiernas utformning och avfallets sammansättning skiljer sig mellan deponierna men gemensamt är att vetskapen om vad och hur mycket som har deponerats innan den hårdare lagstiftningen drevs igenom är sämre. Provtagningar av deponigasens sammansättning görs kontinuerligt men inga analyser av avfallet eller temperaturen i deponin görs på någon av de tre anläggningarna. Gemensamt för alla deponier är att gasutvinningen planeras att fortgå så länge det är ekonomiskt hållbart. Eftersom kostnaderna är låga för gasutvinning är det möjligt att ha utvinningsutrustningen i drift även om endas små gasmängder utvinns. Det varierar mellan anläggningarna hur ofta underhållet av gasutvinningssystemet sker. 3.2 Tillämpningar av IPCC- modellen I den nationella inventeringen av växthusgasutsläpp beräknas metanavgången från de svenska deponierna med både standardmetoden och enligt FOD 1 - modellen. Resultaten från beräkningen med standardmetoden som gjordes 2006 visar snabbt avtagande utsläpp och utsläppsmängderna är till och med negativa från år 2007 och framåt vilket visas i Figur 6 (Naturvårdsverket, 2011). Negativa värden på metangasutsläppen skulle kunna tolkas som att deponierna tar upp metan eftersom ett negativt värde i fråga om utsläppsmängder inte är realistiskt. Detta innebär också att modellberäkningar med standardmetoden inte överensstämmer med de verkliga utsläppen eftersom gas fortfarande utvinns från landets deponier. 1 First Order Decay 19

30 Standard FOD Figur 6: Emissionerna från Sveriges deponier mellan åren 1990 till 2009 med IPCCs standardmetod samt FOD- metoden i Gg metan (Naturvårdsverket, 2011) FOD- modellen har också använts på enskilda anläggningar i ett flertal examensarbeten. Thedéens (2007) beräkningar av gasproduktionen på Atleverket relaterades till de uttagna gasmängderna vid halveringstider mellan 4,5-15 år. Resultatet visade på en utvinningsgrad mellan procent. En halveringstid på närmare 15 år uppskattades vara ett mer rimligt antagande för avfall som deponerats på senare år med anledning av att det innehåller en större mängd svårnedbrytbart material. För samma anläggning gjorde Willén (2010) beräkningar med hjälp av IPCC- modellen, utvinningsgraden uppskattades då ligga mellan procent vid en antagen halveringstid på 7,5 år Kopplingar mellan IPCC- modellen, fältmätningar och årliga utvunna metanmängder Det finns fall där fältmätningar på deponier har använts till grund för nationell statistik. Att räkna om mätningar från enstaka mättillfällen kan komma att leda till osäkerheter vars storlek beror på när mätningen utfördes. Detta kan visas genom att skillnaden mellan den beräknade utvunna mängden och den verkliga utvunna mängden skiljer sig åt. I avsnittet nedan beskrivs hur Börjesson et als fältmätningar har använts för statistiska beräkningar samt jämförts med IPCC- modellen och vilka osäkerheter detta medför. Börjesson et al gjorde mellan 2001 till 2003 mätningar av metanavgången (emissioner och uppsamlad gas) vid sju deponier i Sveriges. Vid mättillfället fanns totalt 75 stycken deponier med gasutvinning i landet vilket innebär att de undersökta deponierna motsvarade en knapp tiondel av Sveriges deponier. Den totala metanproduktionen ges enligt ekvation [4]: P = E + U + M [kg/h] [4] I Tabell 10, Bilaga 4 redovisas emissioner, uppsamlad gasmängd, uppskattad metanoxidation och totalproduktion för samtliga anläggningar och mättillfällen. Antalet mätningar varierade mellan 1-7 stycken per deponi och mätningarna är utförda under olika årstider och ibland också under olika år. Börjesson et al uppskattar den uppmätta gasproduktionen som tillförlitlig med en precision på ± 4,2 procent. Utvinningsgraden, UG, 20

31 beräknas enligt [11] genom att dividera de utvunna mängderna, U, med den totala produktionen P, för respektive deponi och mättillfälle. UG = U P [- ] [11] Medelvärdet av utvinningsgraden uppskattades till 51 procent för anläggningar med gasproduktion, men variationerna mellan anläggningarnas utvinningsgrad låg i ett spann mellan procent. Dock har de driftsstörningar som inträffade i samband med två mätningar förbisetts vid beräkning av medelvärdet. Börjesson et als mätningar har tillsammans med data från RVF (2003) använts som utgångspunkt för statistiska beräkningar av Adolfsson (2005). I Figur 7 visas kopplingarna mellan Börjessons et als (beteckning β) mätningar, Avfall Sveriges (beteckning RVF) och Adolfssons skattade värden (beteckning α). Börjessons mätningar är gjorda under perioden 2001 till 2003 och uppgifterna från Avfall Sverige avser år 2002 (RVF, 2003). Figur 7: koppling mellan mätdata, beräkningar och skattningar Börjesson et al (2009) räknade fram utvinningsgraden vid respektive deponi genom att vid samma tidpunkt mäta den faktiska utvunna gasmängden, U β, den faktiska emitterade gasmängden, E β, samt den uppskattade oxiderade metanmängden, M β. UG togs fram för respektive mättillfälle enligt ekvation [11]: 21

32 UG β = U β U = β P β (E β + M β +U β ) [kg/h] Adolfsson (2005) gjorde statistiska beräkningar av den årliga totala metanproduktionen, P α, från Börjessons uppmätta värden per timme, P β vilket gjordes genom att medelvärden från mätningarna på respektive deponi multiplicerades med 8760 h/år. En beräkning av utvinningsgraden har därefter gjorts genom att jämföra den årliga faktiska utvunna gasmängden, U RVF (RVF, 2003), med den beräknade totala metanproduktionen P α för respektive deponi. Detta innebär att den beräknade utvunna årliga mängden U α har bytts ut mot U RVF vid beräkning av utvinningsgraden för respektive anläggning vilket innebär att utvinningsgraden, UG α, ges enligt ekvation [11]: UG α = U RVF U = RVF P α (E α + M α +U α ) = U RVF 8760 (E β + M β +U β ) där U RVF U α = 8760 U β [ton/år] [ton/år] Den beräknade metanproduktionen P α, den utvunna metanmängden U RVF och den beräknade utvinningsgraden UG α redovisas nedan i Tabell 5 där även den utvinningsgrad som skattades av Börjesson vid mätningstillfället (UG β ) redovisas. Tabell 5: Uppmätta mängder, utvunna mängder och effektivitetsskattningar på sju av landets deponier. Antal Beräknad utvinningsgrad Utvinningsgrad mätningar (Börjesson et UG α UG β al) per Avfallsdeponi (Adolfsson, 2005) (Börjesson, 2009) anläggning Blåberget 73 % 59 % 1 Härslövs ängar 67 % 63 % 1 Filborna 63 % % 7 Visby 55 % % 4 Högbytorp 48 % % 3 Hagby 48 % % 3 Heljestorp 38 % % 2 Slutsatsen av detta är att det i Adolfssons beräkningar antas en konstant metanproduktion per timme för hela året vilket medför att den beräknade utvunna metanmängden U α skiljer sig från den årliga utvunna metanmängden, U RVF, beroende på mättillfälle vilket illustreras i Tabell 6. Vidare har Adolfsson jämfört de årliga utvunna metanmängderna, U RVF med Börjessons uppmätta värden U β som räknats om till årlig mängd utvunnen metan, U α, per anläggning. Skillnaderna är i flera fall påtagliga varvid jämförelser mellan verkliga utvunna mängder U RVF och beräknad metanproduktion, P α, inte bör göras, dels med anledning av att dessa värden har helt olika ursprung samt för att undvika ytterligare osäkerheter i de beräknade värdena. 22

33 Tabell 6: Skillnader mellan faktiska utvunna mängder och beräknade utvunna mängder. Beräknad Utv. Mängder Skillnad utvunnen mängd U RVF (RVF, 2001) [ton/år] ΔU=U RVF -U α Avfallsdeponi U α [ton/år] [ton/år] Blåberget % Härslövs ängar % Filborna % Visby % Högbytorp % Hagby % Heljestorp % Skillnad i procent: ΔU/U RVF Eftersom mätningarna är få påverkar mättillfället den årliga beräknade utvunna mängden i större eller mindre utsträckning, dels på grund av att gasuppsamlingsutrustningens funktion varierar samt att metanproduktionen är beroende av temperatur, vattentillgång och en rad andra fysikaliska parametrar. Skillnaden mellan de beräknade utvunna mängderna U α och de utvunna mängderna U RVF visar att de i de flesta fall är så stora att skattningar av utvinningsgrad, UG, lämpligtvis inte bör göras ur den beräknade produktionen, P α, och de utvunna mängderna, U RVF. Variationen mellan den totala metanproduktionen vid olika mättillfällen och tillika en varierande utvinningsgrad som kan observeras i Börjessons mätningar styrker det faktum att en enstaka mätning endast ger en ögonblicksbild av utsläpp och utvinningsgrad. Detta visas tydligt i de konduktivitetsmätningar på Filbornadeponin där gasrörelserna varierar beroende på plats tidpunkt för mätningarna (Rosqvist et al, 2011). Figur 8 illustrerar hur mätningar vid olika tidpunkter har fått representera ett medelvärde för år 2002 som i sin tur har använts vid jämförelse med Avfall Sveriges uppmätta värden för Figur 8: Beräkning av medelvärde från mätningar av Börjesson et al, utförda under har fått ligga till grund till jämförelsen med RVFs värden per deponi för år 2002 (2003). [principskiss] 23

34 Börjesson et al (2009) har också gjort en jämförelse mellan den årliga beräknade totala metanproduktionen, P β, och metanproduktionen modellerad enligt IPCC- modellen, P IPCC. I IPCC- modelleringen har avfallets DOC f innehåll anpassats ur Börjesson et als mätningar och multiplicerats med det uppskattade DOC- innehållet per anläggning utifrån antagna avfallsmängder. Skillnaden mellan beräknad årsproduktion P β, och modellerad årsproduktion P IPCC ligger i ett spann mellan - 20 procent och 107 procent för de enskilda anläggningarna i studien vilket illustreras i Tabell 7. I IPCC- beräkningarna inkluderas endast avfall som deponerats mellan 1994 och Genom att endast inkludera avfall från denna period är antagandet indirekt att allt organiskt material som deponerats innan 1990 är nedbrutet. Att detta är ett tveksamt antagande illustreras exempelvis av Tyréns (2011) utgrävningar samt genom det faktum att gas fortfarande utvinns på Atleverket där ingen deponering skett på mer än trettio år. Vad som också strider mot IPCC- modellens riktlinjer är att den är avsedd att inkludera avfallsmängder från 1952 och framåt vilket inte har gjorts i Börjesson et als modellberäkning. Tabell 7: Skillnad mellan beräknad mängd och modellerad mängd vars DOC f- innehåll har anpassats ur Börjessons mätvärden. Beräknad årlig Modellerad total Skillnad med anpassad Antal metanproduktion, IPCC, P IPCC (P IPCC -P β ) mätnin Avfallsdeponi P α [ton/år] [ton/år] [ton/år] Skillnad gar Blåberget % 1 Härslövs ängar % 1 Filborna % 7 Visby % 4 Högbytorp % 3 Hagby % 3 Heljestorp % 2 De stora variationerna mellan modellerade värden och uppmätt metanproduktion innebär att både överskattningar och underskattningar förekommer. Eftersom den beräknade totala metanproduktionen, P α, är baserad på ett fåtal mätningar per timme, P β, innefattas även dessa av en osäkerhet. Den uppsamlade gasmängden, U, är den parameter som kan bestämmas med störst säkerhet. Den enda osäkerheten i de uppsamlade gasmängderna beror på vilken omvandlingsfaktor som används vid omräkning från energi till metanmängd. 3.3 Den antagna halveringstidens rimlighet Det finns ett antal indicier som talar för att halveringstiden är längre än de 7,5 år som antas i IPCCs modell. En längre halveringstid innebär, förutom en långsammare nedbrytningshastighet att utsläppen fördelar sig under en längre period. Detta talar även för att potentialen för gasutvinning sträcker sig längre rent tidsmässigt. Att avfallets nedbrytningshastighet tenderar vara längre kan antas eftersom: 24

35 1. Utgrävningar av gamla deponier har visat att mycket av materialet fortfarande inte är nedbrutet efter flera decennier. I vissa fall har materialet till och med konserverats. 2. De utvunna mängderna deponigas har inte minskat i samma takt som förväntat. Vid en halveringstid på 7,5 år bör det mesta av det organiska materialet, som deponerades innan deponeringsförbuden trädde i kraft, redan ha brutits ner och de utvunna gasmängderna bör av denna anledning också ha reducerats. 3. Antalet deponier som har gasutvinning har minskat men inte de utvunna mängderna gas. Trenden för gasutvinningen bör dessutom avta med högre hastighet. En kurva som avtar svagare indikerar längre halveringstid. I jämförelse med Lagerkvists halveringstider, som sträcker sig mellan 2 till 30 år beroende på material, ter sig ett antaget medelvärde på 7,5 år också lågt. Lagerkvist (2011) påtalar även möjligheten att fördela avfallet på lätt-, medel-, och svårnedbrytbart och på så sätt använda flera olika halveringstider vid beräkningarna av metangasbildningen. I IPCC- modellen finns möjlighet att modifiera halveringstiden men halveringstiden på 7,5 år är det som oftast används. Enligt IPCC- modellen beskrivs gasproduktionen som en exponentiellt avtagande funktion. En lång halveringstid innebär en flackare kurva vilket motsvaras av kurva A i principskissen i Figur 8. Om halveringstiden är kortare fördelar sig den största delen av metangasutsläppen till i ett tidigt skede och avtar snabbare än fallet med en längre halveringstid vilket illustreras av kurva B i Figur 9. Figur 9: Gasproduktionens avtagande som funktion av tiden vid A: lång halveringstid respektive B: kort halveringstid. [principskiss] 3.4 Känslighetsanalys av gasuppsamlingssystemet För att undersöka hur en varierande utvinningsgrad (UG) påverkar de totala utsläppen utformades en konceptuell beräkningsmodell, se Bilaga 5. Utsläpp innefattar uppsamlade gasmängder samt emissioner. I examensarbetet har utvinningsgrader av den uppsamlade 25

36 gasen på 30, 60 respektive 80 procent antagits vilka presenteras i tre olika scenarion. Valen av utvinningsgraderna är delvis baserade på deponiägarnas uppskattningar, men också på den utvinningsgrad på 60 procent som antas i Naturvårdsverkets rapporter. En omvandlingsfaktor, som representerar förhållandet mellan utvunnen energimängd och utvunnen gasmängd, har antagits vara 4,8 vilket är ett medelvärde av Thedéens (2007) beräkningar på Atleverkets gasproduktion. Volymen är beräknad i normalkubikmeter, Nm 3, vilket innebär 1 m 3 gas vid atmosfärstryck. Densiteten för metan är 0,7175 kg/m 3. Energimängderna som beräkningarna baseras på härrör från gas utvunnen vid deponier med gasuppsamlingsutrustning. År 2001 uppgick antalet deponier med gasuppsamling till 75 stycken medan det på senare år endast utvinns gas från 47 stycken anläggningar. Det finns ytterligare ungefär 30 stycken aktiva kommunala deponier utan gasutvinningsutrustning samt 234 stycken deponier som avslutades mellan år 2007 och Det totala antalet deponier uppgår någonstans mellan 4000 till 8000 stycken. Med övriga deponier avses aktiva utan gasutvinning, avslutade per den 31 december 2008 samt äldre deponier. I beräkningsmodellen har metanoxidation exkluderas ur den övergripande massbalansen, ekvation [4] med anledning av att metanoxidation utgör en förhållandevis liten del i jämförelse med utvunnen gas och emissioner. Emissionerna innefattar lateral migration, punktutsläpp och diffusa utsläpp. Totalutsläppen utgör summan av utvunnen gas och emissioner (Uttag + emissioner). För att illustrera hur en varierande utvinningsgrad hos gasuppsamlingsutrustningen påverkar emissionerna har emissioner och tillika totalutsläpp plottats för respektive scenario. Den utvunna gasmängden (Gasuttag (ton)) är konstant i alla tre scenarion. Beräknade värden har, i alla scenarion, jämförts med Naturvårdsverkets prognostiseringar av Sveriges metanemissioner vilka har gjorts med IPCC- modellen 2001 respektive De prognostiserade emissionerna betecknas IPCC (2001) samt IPCC (2011) i figurerna. I IPCC modellen har värdet på avfallet DOC f ändrats mellan 2001 och De prognostiserade emissionerna har ökat sedan år 2001 vilket illustreras i Figur Vid 80 % utvinningsgrad Metan [ton] År IPCC (2001) Emissioner IPCC (2011) Emissioner Gasuttag (ton) Emissioner (ton) Uttag+emissioner Figur 10: Emissioner vid en antagen utvinningsgrad hos gasuppsamlingsutrustningen på 80 procent. 26

37 En utvinningsgrad på 80 procent vilket illustreras i Figur 10, innebär att knappt hälften av de prognostiserade utsläppen kommer från deponier med gasuppsamlingsutrustning. Scenariot antyder att det finns potential att utvinna gas i övriga deponier. Fortfarande innebär skattningen att metanutsläppen fördelade på övriga deponier är förhållandevis lågt med tanke på det stora antalet deponier som finns i Sverige. En utvinningsgrad på 80 procent är möjligt för enstaka deponier under vissa perioder men det knappast ett troligt medelvärde för landets deponier. Detta styrks av Börjesson (2009) som uppmätt 78 procents utvinningsgrad på Filbornadeponin i Helsingborg. Den höga utvinningsgraden har dessutom observerats i samband med optimering av gasuppsamlingssystemet. Effekterna av optimeringen håller i sig ett halvår ungefär innan effektiviteten avtar. Generellt ligger utvinningsgraden mellan procent (Börjesson, 2009). I Börjessons bedömning av effektivitetsintervallen i studien bortsågs dock effektivitetsvärdena från Hagbytippen som i samband med mätningarna hade problem med gasutvinningssystemet. Problem med gasutvinningsystemens funktion är dock vanligt förekommande på landets deponier. Vid 60 % utvinningsgrad Metan [ton] År IPCC (2001) Emissioner IPCC (2011) Emissioner Gasuttag (ton) Emissioner (ton) Uttag+emissioner Figur 11: Emissioner vid en antagen utvinningsgrad hos gasuppsamlingsutrustningen på 60 procent. Vid antagandet av en uppsamlingsgrad på 60 procent som illustreras i Figur 11, utgörs mer än hälften av de prognostiserade emissionerna av gas från anläggningar med gasuppsamlingsutrustning. I jämförelse med de prognostiserade värdena finns därmed viss potential för vidare gasutvinning. I detta scenario bidrar övriga deponier till knappt hälften av utsläppen sedan Detta scenario ligger också strax över Börjessons bedömda medelvärde för deponier med gasuppsamlingsutrustning. I jämförelse med de värden som beräknats med IPCC- modellen utgör gasen från deponier med gasuppsamlingsutrustning, från 2008 och framåt, mer än hälften av landets metangasutsläpp från deponier vilket inte heller kan anses vara rimligt eftersom den uppsamlade gasen endast kommer från 47 deponier vilket är en mycket liten del av det totala antalet deponier i landet. 27

38 Vid 30 % utvinningsgrad Metan [ton] År IPCC (2001) Emissioner IPCC (2011) Emissioner Gasuttag (ton) Emissioner (ton) Uttag+emissioner Figur 12: Emissioner vid en antagen utvinningsgrad hos gasuppsamlingsutrustningen på 30 procent. Vid antagandet av en utvinningsgrad på 30 procent som visas i Figur 12, utgör utsläppen av metangasen från deponier med gasuppsamlingsutrustning en dominerande del av de totala prognostiserade emissionerna. Enligt detta scenario överskrids de prognostiserade utsläppen sedan Eftersom deponier med gasuppsamlingsutrustning endast utgör en bråkdel av det totala antalet deponier i Sverige innebär scenariot att Naturvårdsverkets prognos är en underskattning av metangasutsläppen. En utvinningsgrad motsvarande 30 procent är förekommande på vissa anläggningar där Börjesson et al har gjort mätningar. En utvinningsgrad på 30 procent överensstämmer med de skattningar som Willéns gjort på Atleverket där utvinningsgraden beräknades ligga mellan procent enligt IPCCs modell Ett konkret exempel På deponin Venan i Örebro slutade deponering ske år Deponin är av intresse eftersom gasutvinning fortfarande sker trots att den halveringstid som vanligtvis antas i IPCC- modellen, har passerat för länge sedan. Gasproduktionen har stabiliserat sig men det utvinns fortfarande gas motsvarande 159 ton metan per år (Örebro kommun, 2011). Vid en utvinningsgrad mellan procent uppgår den totala mängden metan som produceras, P, i Venan till mellan 199 och 530 ton metan vilket illustreras i Tabell 8. Tabell 8: Konceptuell modellering av totalutsläpp [ton/år] för Venadeponin. Venan [ton/år] 80% utvinningsgrad [ton/år] 60% utvinningsgrad [ton/år] 30% utvinningsgrad [ton/år] Uppsamlad (U) Total (P) i.u Emission (E) i.u Vid antagandet av en utvinningsgrad på 60 procent i Venan uppgår den totala metanproduktionen till 265 ton. De emissioner som prognostiserats med IPCC- modellen för 28

39 hela landet, uppgick till ton metan år 2009 (NV, 2006). Emissioner från deponier med gasuppsamlingsutrustning vid en verkningsgrad på 60 procent uppgår till ton för år 2009 enligt den konceptuella beräkningsmodell som gjordes i avsnitt 3.4. Kvarvarande emissioner att fördela på landets övriga deponier är därmed ton metan. Detta innebär att kvarvarande emissioner skulle kunna fördelas på 186 stycken deponier utan gasutvinningsutrustning med en gasproduktion motsvarande Venans. Fördelas ton metan på 4000 deponier innebär det att varje deponi i landet i medeltal emitterar drygt 12 ton metan per år. Är det totala antalet deponier i landet 8000 innebär detta att medelvärdet skulle halveras. Eftersom Venan avslutades år 1978 är det följande som bör noteras: 1. Halveringstiden på 7,5 år har passerats för länge sedan, men tillräckligt mycket gas produceras fortfarande på Venan för att utvinning fortfarande ska vara lönsam. 2. Om en deponi som avslutats 1978 ännu producerar så pass mycket gas att utvinning fortfarande är motiverad bör det även finnas mer potential för nyare deponier utan gasuppsamlingsutrustning. 3.5 Underhåll av gasutvinningssystemet Utvinningsgraden (UG) varierar dels mellan landets anläggningar och inom den enskilda anläggningen beroende på hur väl gasuppsamlingssystemet fungerar. I ett väl fungerande gasuppsamlingssystem kan utvinningsgraden momentant vara hög men i takt med att gasen tar nya vägar avklingar effektiviteten. Att mäta effektiviteten kan vara svårt eftersom gasproduktionen och emissionerna till atmosfären kan variera momentant. För att upprätthålla ett väl fungerande gasutvinningssystem måste detta underhållas och med jämna mellanrum måste nya brunnar borras för att optimera gasutvinningen. På en anläggning kan gasproduktionens nedåtgående lätt trend tolkas som att deponins organiska avfall bryts ner och det är allt mindre nedbrytbart organiskt material som finns kvar. Denna trend kan visas med hjälp av exempelvis IPCCs modell. Nackdelen med att helt förlita sig på modellen är att nedgången tolkas som att gasproduktionen är på nedgång utan hänsyn till att gasutvinningssystemets effektivitet avtar med tiden. Den nedgående trenden är ofta en kombination av att det är organiskt material som producerar deponigasen har allt längre halveringstid och att gasuppsamlingens effektivitet avtar med tiden. Generellt kontrolleras inte avfallets metangaspotential med hänvisning till stor inhomogenitet. Den kvarvarande nedbrytningspotentialen är därmed svårbedömd. I Figur 13 visas de gasmängder som utvunnits på Blåbergets deponi i Sundsvall de senaste tolv åren. Gasutvinningssystemet installerades 1996 och den nedåtgående trenden är tydlig. År 2002 sattes nya brunnar i drift och produktionen gick upp innan den återigen avtog. På anläggningen görs bedömningen att gasproduktionen är på nedgång med hänvisning till att gasproduktionen verkar följa de skattningar som gjorts med IPCCs modell. Denna bedömning baseras på lokal kännedom om gasutvinningssystemets effektivitet i kombination med skattningarna som gjorts med modellen. 29

40 '$" '#" '!" &" %" $" #"!" '((&" '(((" #!!!" #!!'" #!!#" #!!)" #!!$" #!!*" #!!%" #!!+" #!!&" #!!(" #!'!" Figur 13: Utvunna gasmängder (MWh) från Blåbergets deponi mellan åren (Sundsvalls kommun, 2011) Gasuppsamlingssystemets behov av underhåll styrks också av Svenssons (2011) erfarenheter bl.a från anläggningen i Kristianstad där gasproduktionen ökade i samband med förbättringar av gasutvinningssystemet. Detta styrks även i Avfall Sveriges rapport (2009) där resultat av mätningar visat att nya gasutvinningssystem i regel fungerar bra medan äldre gasutvinningssystem kräver både övervakning och uppgradering. 3.6 Jämförelse med andra källor De huvudsakliga metangaskällorna i Sverige bedöms vara jordbruk och deponier. Från jordbrukssektorn är det främst idisslande djur som bidrar till metangasutsläppen medan det i avfallssektorn huvudsakligen är deponierna som genererar metan. Enligt Naturvårdsverkets nationella inventering (2011) av metangasutsläpp var det utsläppen från avfallssektorn som har minskat mest vilket illustreras i Figur 14 och Figur 15. År 1990 var de prognostiserade metanutsläppen för jordbruk och avfall ungefär lika stora. År 2000 var prognosen att avfallssektorn bidrog till landets metangasutsläpp med 2706 kton CO 2 ekvivalenter, jordbruket uppskattades släppa ut 3131 kton CO 2 ekvivalenter, detta visas i Figur

41 Utsläpp av metan i Sverige år 2000 El- och värmeproduktion Diffusa utsläpp Bostäder, lokaler etc Inrikes transporter Industri Jordbruk Avfall Figur 14: Utsläpp av metan i Sverige år 2000 uppdelat per sektor (Naturvårdsverket, 2011) År 2010 hade de prognoserade utsläppen från avfallssektorn minskat till 1578 kton CO 2 ekvivalenter. Utsläppen från jordbruket uppskattades vara 3008 kton CO 2 ekvivalenter. Fördelningen av de prognostiserade metangasutsläppen år 2010 visas i Figur 15. Utsläpp av metan i Sverige år 2010 El- och värmeproduktion Diffusa utsläpp Bostäder, lokaler etc Inrikes transporter Industri Jordbruk Avfall Figur 15: Utsläpp av metan i Sverige år 2010 uppdelat per sektor (Naturvårdsverket, 2011) Sedan 1990 har de prognostiserade utsläppen från jordbruket legat på en konstant nivå, strax över 3000 kton CO 2 ekvivalenter per år. De prognostiserade metanutsläppen från avfallssektorn har nästan halverats under samma tidsperiod, de har minskat från 3166 kton CO 2 ekvivalenter till 1578 kton CO 2 ekvivalenter (Naturvårdsverket, 2011). De totala metanutsläppen till luft från landets samtliga metankällor uppskattades uppgå till ungefär ton år 2008 enligt Naturvårdsverket. Statistik från SCB (2008) som baseras på beräkningar med IPCC- modellen, bidrar jordbruksverksamheten med ton metan och avfallssektorn uppskattades bidra med ton metan. 31