RAPPORT F2009:08. Uppföljande undersökning av dioxin i rester från svensk avfallsförbränning ISSN

RAPPORT F2009:08 Uppföljande undersökning av dioxin i rester från svensk avfallsförbränning ISSN 1103-4092

Förord Under mitten av 80-talet blossade dioxindebatten som starkast i Sverige och avfallsförbränningens pekades ut som en av de största källorna. Myndigheterna införde då betydligt striktare gränsvärden för dioxin och dessa har sedan skärpts ytterligare med införandet av EUs avfallsförbränningsdirektiv. Under perioden som har gått har mycket arbete lagts ner på att öka kunskapen kring dioxiner och deras bildning och nedbrytning. Branschen och myndigheterna har arbetat tillsammans för att lösa problemen. Avfall Sverige har varit en av de parter som aktivt varit med och arbetat med frågan i genom olika projekt och har också publicerat ett antal rapporter och kunskapssammanställningar inom området (RVF Rapporter 01:13,01:14, 2003:03, Avfall Sverige rapport F2009:03). Under 2001 gavs den mest ambitiösa undersökningen hittills ut där mätningar hade gjorts av dioxin i askorna vid 21 av de då 22 svenska avfallsförbränningsanläggningarna (RVF rapport 01:13). Kunskapen som har tagits fram genom åren har också kommit till praktisk tillämpning i form av bättre utformade anläggningar och bättre reningstekniker, vilket i sin tur har lett till att dagens emissioner gränsar mot detektionsgränsen för analysmetoderna. För att följa upp arbetet som gjorts beslutade Avfall Sveriges arbetsgrupp Avfallsförbränning 2006 att göra nya mätningar av dioxininnehållet i slagg och aska. Provtagningsmetodiken togs fram i samråd med professor Stellan Marklund vid Umeå Universitet och analyserna har också genomförts vid Umeå Universitet. Rapporten har sammanställts av Åsa Lindskog på konsultbolaget Tyréns. Malmö oktober 2009 Håkan Rylander Ordf. Avfall Sveriges Utvecklingssatsning Avfallsförbränning Weine Wiqvist VD Avfall Sverige

Summary As a consequence of a debate in the late 1990 s, a major study of the residues from waste incineration was performed in Sweden. In 1999, samples were collected from 21 of the 22, at the time, exciting plants. Focus of the study was to analyse dioxin in flue gas treatment residue. A few analyses were also done on slag/bottom ash. A new follow-up study was decided to be carried out after some years. The prevailing report present the result from the follow-up study from 2006 where 24 out of 29 waste incineration plants participated. Between 1999 and 2006 a number of changes have taken place in the waste incineration industry. A few new plants have been built, a few have been closed, a new and stricter law has come into force and the technical development has continued. These changes have together led to a positive development for waste incineration. As a result, the dioxin content in the flue gas residues has decreased, when the results from the two studies are being compared. The decrease is even larger for slag/bottom ash. In the 1999 study the dioxin content in the flue gas treatment residues varied from 0,2 ng/g to 18 ng/g (I-TEQ) with an average of 2 3 ng/g. The total amount for all plants was 160 g. The variation between the dioxin content in the flue gas treatment residues in the later study is smaller, the lowest value is 0,3 ng/g and the highest 5 ng/g. The average is 1,6 ng/g and the median is 1,2 ng/g, both lower that the values from 1999. The total dioxin amount for 2006 is larger than for 1999, 185 g. Although, it must be considered that the amount of incinerated waste has almost doubled during the same period. The dioxin content in the slag/bottom ash has decreased since the former study was performed. At 1999, samples of slag/bottom ash from only seven plants were analysed. The median was 0,03 ng/g and the total dioxin amount from all plants was approximated to 10 g. In the 2006 study the median amounted to 0,005 ng/g and the total amount to 9 g (calculated on wet weight). Using the same model for transforming into dry weight as in 1999, the amount equals to 7 g

Sammanfattning Som en följd av en debatt i slutet av 1990-talet genomfördes en omfattande undersökning av resterna från avfallsförbränningen i Sverige. År 1999 togs prover vid 21 av de då totalt 22 anläggningarna. Undersökningen fokuserade på att analysera dioxin i rökgasreningsresterna men även ett fåtal prov på slagg/ bottenaska analyserades. Redan då beslutades att en uppföljande undersökning skulle genomföras efter ett antal år. Detta skedde 2006 och 24 av de då totalt 29 anläggningarna deltog. Mellan 1999 och 2006 har flera förändringar i branschen skett. Ett antal anläggningar har kommit till, några har lagt ner, en ny och delvis strängare lagstiftning har införts och den tekniska utvecklingen har fortsatt. Allt detta har medfört en positiv utveckling av avfallsförbränning. Ett av resultaten är att dioxin halten i rökgasreningsresterna har minskat, då halterna från de båda undersökningarna jämförs. För slagg/bottenaska är minskningen ännu mer påtaglig. I 1999 års undersökning varierade dioxinhalten i rökgasreningsresterna mellan 0,2 ng/g och 18 ng/g (I-TEQ) och genomsnittliga halten uppskattades till 2 3 ng/g. Den totala årsmängden var cirka 160 g. Variationen i dioxinhalten i rökgasreningsresterna är mindre i den senare undersökningen med ett lägsta värde på 0,3 ng/g och det högsta på 5 ng/g. Medelvärdet är 1,6 ng/g och medianvärdet 1,2 ng/g, vilket är lägre jämfört med 1999 års värden. Den totala årsmängden blir större än för 1999, cirka 185 g. Detta ska dock ställas i relation till att mängden avfall som förbrändes nästan fördubblats under denna period. Dioxinhalten i slagg/bottenaska har minskat sedan förra undersökningen. År 1999 var det endast sju anläggningar som analyserade slagg/bottenaska. Medianvärdet var 0,03 ng/g och den totala årsmängden uppskattades till 10 g (räknat på torr vikt). I den senaste undersökningen var medianvärdet 0,005 ng/g. Vid omräkning till torrvikt, med samma schablon som användes 1999, uppgick årsmängden i slagg/bottenaska i 2006 års undersökning till 7 g. Analysmetoderna i de båda undersökningarna skiljer sig något åt. I den senare undersökningen uttrycks mängden dioxin enligt WHO-TEQ (2005). Den vedertagna metoden i undersökningen 1999 var I-TEQ. WHO-TEQ (2005) inkluderar även så kallade PCBer och värdena blir ungefär 10 % högre jämfört med I-TEQ.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 De tidigare dioxindebatterna 1 2 Kort om svensk avfallsförbränning 2 3 Dioxiner i allmänhet och från avfallsförbränning i synnerhet 5 3.1 Vad är dioxiner? 5 3.2 Var finns och hur bildas dioxiner? 6 3.3 Lakning och nedbrytning av dioxiner i askor 6 3.4 Avskiljning av dioxiner vid avfallsförbränning 7 4 Utveckling av avfallsförbränning sedan undersökningen 1999 8 4.1 Miljöpåverkan och lagstiftning igår och idag 8 4.2 Miljö- och förbränningsteknik igår och idag 9 5 Undersökningen år 2006 10 5.1 Provtagning och analysmetod 10 6 Jämförelse av resultaten från 2006 och 1999 års undersökningar 12 6.1 Dioxiner i rökgasreningsrester 12 6.2 Dioxiner i slagg/bottenaska 16 7 Slutkommentar och fortsatt arbete 19 8 Referenser 20 Bilagor Bilaga 1. Prefix, enheter, förkortningar, beteckningar Bilaga 2. Metodöversikt

1 De tidigare dioxindebatterna I mitten på 1980-talet uppmärksammades miljöproblem som en följd av ökad förbränning av avfall. Fokus riktades framför allt mot dioxinutsläpp till luft, som på den tiden var höga. De dåvarande anläggningarna släppte tillsammans ut nästan 100 g dioxin till luften. Med anledning av detta skärptes reglerna för utsläpp till luft dramatiskt. Avfallsförbränningsanläggningarna i Sverige byggdes om och kompletterades med avancerad rökgasrening. Åtgärderna riktades framförallt mot att begränsa utsläpp till luft av dioxiner, tungmetaller och försurande ämnen. Under tiden som förbättringarna pågick låg ett förbud mot ytterligare utbyggnad av kapacitet för avfallsförbränning. Förbudet togs bort då utsläppen från anläggningarna hade minskat till betydligt lägre nivåer. Efter detta följde ett flertal år då avfallsförbränning inte tillhörde debattfrågorna längre ända till 1999. Då blossade debatten upp igen och det handlade återigen om dioxin. På Expressens löpsedel påstods att avfallsförbränning förgiftade samhället. Debatten leddes av Greenpeace som menade att avfallsförbränning var en dålig metod att behandla avfall med. Fokus hamnade på resterna från rökgasreningen och till viss del på den obrännbara delen som återstår efter förbränningen, slagg eller bottenaska. På samma sätt som på 1980-talet enades branschen om behovet av att öka kunskapen kring dioxiner. Man beslutade om en gemensam undersökning av framförallt rökgasreningsresterna, som utpekats som problemet, men även slagg/bottenaska skulle undersökas. I undersökningen ingick dioxinanalyser av prover från anläggningarna samt litteraturstudier av andra dioxinkällor och dioxiners lakbarhet och nedbrytbarhet. En liknande undersökning hade inte gjorts tidigare, varken i Sverige eller i något annat land. Det fanns, och finns fortfarande, inga krav på att analysera dioxin i rester från förbränning. Av denna anledning fanns mycket begränsade möjligheter att jämföra dioxinhalter i rester från svenska anläggningar jämfört med rester från anläggningar i andra länder. Redan 1999, då dioxinutsläppen till luft hade minskat till 3 g, ansåg man att det var rimligt att inom några år minska utsläppen till 1 g, trots en prognos med ökade förbränningsmängder. Detta har också skett. Man trodde också att den tekniska utvecklingen skulle fortsätta, vilket även det har skett. Debatten 1999 medförde en ökad medvetenhet om vikten av att hantera framförallt rökgasreningsresterna optimalt och man ansåg att utvecklingen av detta behövde fortsätta. Det har den gjort och det har varit, och är fortfarande, ett område som branschen satsar mycket på. Då förra undersökningen var genomförd beslutade branschen att följa upp utvecklingen efter ett antal år. Detta påbörjades 2006 och resultaten presenteras i föreliggande rapport, tillsammans med en kort överblick av svensk avfallshantering. Rapporten fokuserar på jämförelsen mellan resultaten från 1999 och 2006. 1

2 Kort om svensk avfallsförbränning Den totala mängden hushållsavfall i Sverige uppgick till 4,5 miljoner ton 2006. Mängdmässigt dominerade energiutvinning genom förbränningen med energiutvinning som behandlingsmetod, vilket den gjort under en längre tid. Mängden avfall till förbränning har ökat kontinuerligt och presenteras i diagrammet nedan. Mängden hushållsavfall till förbränning har dock minskat något jämfört med 2005. I det övriga avfallet ingår också importerat hushållsavfall. Andelen hushållsavfall i förhållande till den totala mängden förbränt avfall har minskat. Andelen importerat hushållsavfall är förhållandevis liten. (Senare års statistik presenteras på www.avfallsverige.se). Figur 1. Mängd avfall till förbränning mellan 1999 och 2006 uppdelat på hushållsavfall, övrigt avfall samt total mängd avfall. Vid en jämförelse av mängden avfall som förbrändes vid tiden för respektive undersökning bör man ha i minnet att förbudet att deponera brännbart avfall införts vid den senare undersökningen. Vid förra undersökningen, 1999, fanns 22 avfallsförbränningsanläggningar som förbrände hushållsavfall 1. Den sammanlagda förbränningen uppgick då till 1,9 miljoner ton avfall, varav 1,3 miljoner ton var hushållsavfall. Totalt deltog 21 stycken anläggningar i undersökningen 1999. Då den senaste undersökningen genomfördes, 2006, hade antalet anläggningar ökat till 29 stycken. Sammanlagt förbrände dessa 4,1 miljoner ton avfall, varav 2,1 miljoner ton var hushållsavfall och 2 miljoner ton var övrigt avfall. Fördelningen per anläggning visas i diagrammet nedan. Av de 2 miljonerna övrigt avfall var cirka 200 000 ton importerat, främst från Norge. Av den importerade mängden var 80 000 ton hushållsavfall, vilket innebär att totalt förbrändes cirka 2,2 miljoner ton hushållsavfall. 1 Avfall Sveriges statistik omfattar de avfallsförbränningsanläggningar som förbränner hushållsavfall och annat avfall. Utöver dessa finns anläggningar som bränner avfall som inte är hushållsavfall. I statistiken ingår dessutom Södertäljes anläggning som inte bränner hushållsavfall utan enbart annat avfall. 2

Totalt deltog 24 av anläggningarna i den senaste undersökningen 2006. De anläggningar som var helt nya 2006, jämfört med 1999, var Borås, Finspång, Hässleholm, Jönköping, Ljungby och Norrköping. Samtliga dessa ingår i den senaste undersökningen. Förutom de helt nya anläggningarna hade anläggningarna i Avesta, Halmstad, Linköping, Malmö, Stockholm, Umeå och Uppsala byggt nya pannor. Övriga anläggningar hade gjort mer eller mindre ombyggnationer då 2006 jämförs med 1999. Ombyggnaderna syftade framförallt till att klara ökade miljökrav. Figur 2. Förbränd mängd avfall per avfallsförbränningsanläggning 2006. Under 2006 producerades drygt 10 TWh värme och 1,2 TWh el. Jämfört med 1999 har produktionen av el ökat i förhållande till värme. Sett över ett längre tidsperspektiv har anläggningarna kontinuerligt blivit effektivare och energiutvinningen har ökat flerfalt. Den nuvarande värmeutvinningen motsvarar ungefär 20 % av det totala fjärrvärmebehovet i Sverige. Energiproduktionen presenteras i nedanstående diagram. Figur 3. Energiproduktion (värme och el) per avfallsförbränningsanläggning 2006. (Uppgifterna avser de pannor som förbränner avfall). 3

Under 2006 resulterade förbränning av avfall i 176 000 ton rökgasreningsrester, vilket motsvarar cirka 4 viktprocent av avfallet. Efter förbränningen återstår den icke brännbara fraktionen slagg eller bottenaska (beroende på förbränningsteknik). Från de 4,1 miljoner ton avfall som förbrändes 2006 återstod knappt 600 000 ton i form av slagg/bottenaska, vilket är cirka 15 % av tillförd mängd avfall. (Mängduppgifterna gäller för samtliga anläggningar tillsammans, även de som inte deltog i undersökningen). För den som vill veta mer om avfallsförbränning finns broschyren Svensk Avfallsförbränning Bäst i Världen, som en ger en aktuell bild över dagens anläggningar. 4

3 Dioxiner i allmänhet och från avfallsförbränning i synnerhet Allt avfall innehåller dioxiner. Vid förbränningen bryts 90 95 % av dioxinerna ner och en mindre mängd följer med partiklar och återfinns i slagg och bottenaska. I förbränningsanläggningarna bildas också dioxin. Det sker vid nedkylningen av rökgaserna efter själva förbränningen. Rökgaserna leds till rökgasreningen och där avskiljs det bildade dioxinet och binds in i rökgasreningsresterna. Dessa deponeras slutligen som farligt avfall. 3.1 Vad är dioxiner? Dioxiner tillhör gruppen persistenta (stabila) organiska miljögifter (POP) och förekommer och bildas i många olika verksamheter och processer. Dioxiner är ett samlingsnamn på 210 olika så kallade klorerade dibenso-p-dioxiner och dibensofuraner. Några av dessa föreningar är mycket giftiga, medan andra är nästan ofarliga. Totalt 17 av de 210 dioxinerna har i varierande grad klassificerats som giftiga. Av dessa är 2.3.7.8-TCDD den allra giftigaste och den bedöms vara 1000 gånger giftigare än den minst giftiga i gruppen. 2 3 1 9 O O 4 6 8 7 3 2 1 9 8 o 4 6 7 Dibenso-p-dioxin Dibenzofuran Figur 4. Kemisk struktur på dibenso-p-dioxiner och dibensofuraner. Dioxinernas giftighet eller toxicitet anges i så kallade TCDD-ekvivalenter (TEQ). Det finns ett antal olika mått på TCDD-ekvivalenter men det är idag vedertaget att ange giftigheten i WHO-TEQ (20005). Den vedertagna metoden vid undersökningen år 1999 var I-TEQ. I förra undersökningen presenterades även resultaten med en äldre metod, Eadon. Resultaten av de olika metoderna skiljer sig endast marginellt. I föreliggande rapport används WHO-TEQ (2005), som även inkluderar så kallade PCBer. Värden som anges i WHO-TEQ (2005) blir ungefär 10 % högre jämfört med I-TEQ. En kort beskrivning av analysmetoden och även provtagning presenteras i kapitel 6 och en mer utförliga beskrivning av analysmetoderna och beräkningar finns i bilaga 2. Bromerade dioxiner och dibensofuraner har liknande egenskaper som de klorerade motsvarigheterna med skillnaden att de inte är lika stabila i solljus. Nedbrytningshastigheten för de bromerade är dessutom betydligt snabbare. Bromerade dioxiner och dibensofuraner ingår inte i WHO-TEQ. 5

3.2 Var finns och hur bildas dioxiner? Dioxiner har aldrig framställts i kommersiellt syfte utan bildas vid termisk förbränning, vid hantering av kemikalierester och genom naturlig bildning. Hur mycket dioxiner som bildas från de olika källorna finns det endast mycket osäkra uppgifter på. På 1990-talet gjordes en stor kartläggning men osäker heten i resultaten var stora och man konstaterade stora kunskapsluckor. Enda undantaget var, och är fortfarande, avfallsförbränning, där forskning och miljökontroll har pågått under många år och resulterat i ett omfattande dataunderlag. I kartläggningen konstaterades att industrin var en stor dioxinkälla. Industrier som järn- och stålverk, aluminium- och kopparverk, gjuterier, cementindustri, kalkbränning samt skogsindustrier nämndes. En annan stor källa var energianläggningar med andra bränslen än avfall, främst vedeldade spisar. Den källa man ansåg vara mest osäker var olika former av bränder. Troligen ser bilden ungefär likadan ut i dagsläget, dock med lägre utsläpp åtminstone från industrierna. Det är fortfarande magert med analysdata från olika dioxinkällor. Senare års arbete har mer varit inriktat på att titta på nedfall istället för källor bland annat genom matematiska modelleringar. I en rapport från Naturvårdsverket har man konstaterat att tillförsel till Östersjön främst sker via atmosfären vilket kan innebära både sekundär spridning från gamla källor och direkt spridning från nya källor. Ett nytt projekt som ska fortsätta att utreda dessa frågor är under förberedande 2. Stora insatser har gjorts under senare decennier för att begränsa dels själva användningen av klorerade organiska miljögifter, och dels för att reducera utsläppen av dioxiner och andra organiska miljögifter. Sverige var till exempel det första land i världen som under 1970-talet förbjöd användning av klorfenoler och hormoslyr. I slutet på 1980-talet infördes skärpta krav på avfallsförbränning. Kraven, tillsammans med den tekniska utvecklingen, resulterade i att utsläpp till luft av dioxiner från avfallsförbränningsanläggningarna i Sverige minskade från nästan 100 g år 1985 till dagens 0,8 g 3, samtidigt som avfallsförbränningen ökat mångfalt. Man anser numera att dioxinutsläppen till luft inte längre är något problem, vilket det var då dioxindebatten startade i början av 1980-talet. Fokus idag ligger istället på att minska bildningen, att optimera avskiljningen samt att omhänderta resterna från förbränningen på bästa sätt. 3.3 Lakning och nedbrytning av dioxiner i askor För att få underlag till fortsatt utveckling av hanteringen av resterna från förbränning undersökte man 1999 även kunskapsläget gällande nedbrytnings- och lakningsegenskaperna hos dioxiner i rester från avfallsförbränning. Man konstaterade då att dioxiner i rökgasreningsrester, och i ännu högre grad i slagg och bottenaska, är hårt bundna till partiklar. Under förutsättning att rökgasreningsresterna hanteras korrekt, det vill säga separat samt inte kommer i kontakt med lösningsmedel, sker praktiskt taget inte någon utlakning. Man konstaterade också att dioxiner i rökgasreningsrester bryts ner, om än mycket långsamt. 2 Muntlig information från Niklas Johansson, Naturvårdsverket. 3 Svensk Avfallshantering 2009, Avfall Sverige 6

3.4 Avskiljning av dioxiner vid avfallsförbränning Avfallsförbränningens syften är att utvinna energi och behandla brännbart avfall på bästa sätt med en minimal miljöpåverkan. Trots en kraftigt ökad förbränning har miljöpåverkan minskat avsevärt jämfört med den förbränning som skedde under 1980-talet. Det räcker dock inte med att konstatera att miljöpåverkan är liten. Det är också viktigt att ha en god kunskap om hur påverkan sker för att inte föroreningarna ska spridas och orsaka skador på människor och i miljön. I avfall som förbränns, liksom i avfall som behandlas på annat sätt, finns varierande mängder av dioxiner. Den allra största delen av dioxinerna i det inkommande avfallet bryts ned vid förbränningen till koldioxid, vatten och klorväte. De små mängder dioxiner som inte brutits ned följer med partiklar ner i slagg och bottenaska. Dioxinerna är, som konstaterats, hårt bundna i dessa material och någon risk för utlakning föreligger inte. Vid nedkylning av de heta rökgaserna sker en viss bildning av dioxiner under förutsättning att tre villkor är uppfyllda. Det måste finnas tillräckligt med klor i rökgasen för att en klorering av kolskeletten ska kunna ske. En katalysator i form av till exempel koppar måste finnas tillgänglig i rökgasen. Temperaturen i gasen ska uppgå till lägst 200 oc och högst 600 oc. Dessa villkor uppfylls vanligen i den så kallade konvektionsdelen där rökgaserna kyls ner och avger värme som utnyttjas för fjärrvärmeproduktion eller som ånga för elproduktion. Bildning av dioxiner sker därför vid avfallsförbränning, men variationerna är stora mellan olika anläggningar, bland annat beroende på skillnader i teknisk utformning och avfallets sammansättning. Efter rökgasreningen ska halten dioxin i utgående rökgaser ligga under EU:s gränsvärde på 0,1 ng/m3 räknat vid 11 % O2. Avfall med höga halter av dioxiner och andra föroreningar är klassade som farligt avfall. Deponering av farligt avfall sker på deponier som är godkända för farligt avfall. Det innebär att bland annat krav på att dessa rester ska deponeras avskilt från annat avfall och att särskilda skyddsåtgärder ska vidtas för att förhindra utlakning av dioxiner, tungmetaller och andra föroreningar. Vid flera av anläggningarna sker också någon form av stabilisering av dessa rester genom blandningar av olika material och tillsats av stabiliseringsmedel. I vissa fall kan farligt avfall också återvinnas. Detta görs med en del av rökgasreningsresterna från avfallsförbränningen. Återvinningen sker genom återfyllnad på Langøya i Norge. 7

4 Utveckling av avfallsförbränning sedan undersökningen 1999 Arbetet med att ytterligare förbättra avfallsförbränningen som behandlingsmetod för hushållsavfall och andra avfall samt att öka energiproduktionen har fortsatt sedan den förra undersökningen gjordes 1999. Då menade branschen att det fanns goda förutsättningar för att avfallsförbränningen skulle kunna bli ännu effektivare på att reducera flödet av dioxiner genom samhället och reducera förekomsten av de hälso- och miljöproblem som detta kan orsaka. Utbyggnader, moderniseringar och förbättrat miljöskydd har mycket riktigt gett resultat. Bildningen av dioxiner har minskat och de redan låga utsläppen till luft har reducerats ytterligare, trots att en betydligt större mängd avfall förbränns. Branschen har också arbetat med att utveckla och ytterligare säkerställa en effektiv långtidsförvaring av rester från avfallsförbränningen. 4.1 Miljöpåverkan och lagstiftning igår och idag Som ett resultat av teknisk utveckling och strängare lagstiftning har en utveckling mot en allt mindre miljöpåverkan skett. Från de första dioxinlarmen på 1980-talet, då utsläppen till luft från avfallsförbränning var en av de stora utsläppskällorna med nivåer på 100 g, minskade dioxinutsläppen till 3 g 1999. Därefter har utsläpp av dioxin till luft minskat ytterligare till 0,8 g år 2006. Under samma period ökade mängden avfall med 90 %, det vill säga nästan en fördubbling. Samma utveckling har även skett av andra utsläpp. Den minskade miljöpåverkan är ett resultat av både en kontinuerlig strävan från branschen och av en lagstiftning där kraven ökat. Efter dioxinlarmet på 1980-talet fick Sverige en lagstiftning som var avsevärt strängare än övriga länder, såväl inom EU som internationellt. Utsläpp av dioxiner till luft var en av de parametrar där kraven ökade betydligt. Av denna anledning var det inte så stor omställning för de svenska avfallsförbränningsanläggningarna då EU:s direktiv 2000/76/EG om förbränning av avfall infördes i svensk lagstiftning. EU:s direktiv är infört genom Förordning (2002:1060) om avfallsförbränning samt Naturvårdsverkets föreskrifter om avfallsförbränning; NFS 2002:28. Flertalet av dessa krav var dock en stor omställning för övriga länders avfallsförbrännings-anläggningar. Ett av de krav som skärptes som även fått stora följder för de svenska anläggningarna är kravet på kolmonoxid (CO). Dessutom ökade bland annat kraven på mätningar av utsläppsparametrarna. De nya reglerna gällde direkt för nya anläggningar medan äldre fick en viss tid för anpassning. 8

4.2 Miljö- och förbränningsteknik igår och idag I de allra flesta avfallsförbränningsanläggningar förbränns avfallet på ett rörligt roster i förbränningsugnen. Vid ett fåtal anläggningar används istället fluidiserad förbränning (FB). Samtliga anläggningar är försedda med omfattande utrustning för rening av rökgaserna. Reningstekniken kan antingen vara torr eller våt eller en kombination. Den våta reningen består ofta bland annat av rökgaskondensering, vilken har den dubbla funktionen att både rena rökgaserna och att höja verkningsgraden på anläggningen. Utrustning för reduktion av kväveoxider är installerad vid samtliga anläggningar. Det fanns på nästan alla anläggningar redan vid förra undersökningen. Effekten av den nya lagstiftningen blev att tre mindre anläggningar upphörde att förbränna avfall då förordningen trädde i kraft och miljökraven genom detta ökade. Övriga anläggningar gjorde de anpassningar som krävdes för att uppfylla kraven. Det var främst kravet på CO som många anläggningar hade svårigheter att klara, i synnerhet FB-anläggningarna. Kolmonoxid kan ses som en indikator på hur fullständig förbränningen är och fungerar därmed också som en indikator på förekomsten av oförbrända kolväten i rökgasen. För att få en fullständig och effektiv förbränning måste avfallet syresättas optimalt. Avfallsförbränningsdirektivet medförde ökade krav på den så kallade utbränningsgraden i bottenslagg, vilket innebär att förbränningen av avfallet ska vara så fullständig som möjligt. Detta påverkar både miljö och verkningsgrad positivt. Nästan alla befintliga anläggningar har gjort någon form av ombyggnad eller uppgradering. De vanligaste åtgärderna har varit att optimera fördelningen av primärluft i eldstaden och att säkerställa att omblandningszonerna i eldstaden är optimala. I vissa anläggningar har höjden på eldstaden ökat och flera anläggningar har även förbättrat regleringsutrustningen. 9

5 Undersökningen år 2006 Som tidigare nämnts togs beslutet om undersökningen för 2006 redan 1999 då den första dioxinundersökningen hade genomförts. Syfte med undersökningen år 2006 var främst att följa upp hur den snabba utvecklingen som präglat branschen sedan 2001, då avfallsförbrännings-direktivet infördes, hade påverkat dioxinhalterna. Syftet var också att ytterligare öka kunskapen om resterna från avfallsförbränning, inte minst gällande slaggen/bottenaskan, som endast analyserades på ett fåtal anläggningar vid den första undersökningen. Undersökningen 2006 omfattade fler anläggningar jämfört med den som genomfördes 1999. Detta plus att många anläggningar utökat sin kapacitet medförde att den förbrända mängden, och därmed även resterna, ungefär dubblerats. Mer information om de deltagande anläggningarna i respektive undersökning presenteras ovan i kapitel tre och sju. 5.1 Provtagning och analysmetod Provtagning En brist i undersökningen 1999 var provtagningsmetoden. Vid den tidpunkten fanns inge vedertagen provtagningsmetod vilket medförde skillnader i provtagningen och därmed en sämre representativitet. I undersökningen år 2006 skedde provtagningen enligt ett bestämt förfarande både gällande tid och också metodik. Provtagningen pågick i 5 veckor under hösten 2006. På detta sätt ökade representativiteten i proverna betydligt jämfört med undersökningen år 1999. Under hösten 2006 tog alla anläggningar ut prov av både rökgasreningsrest samt slagg/bottenaska för analys. För att proverna skulle bli representativa togs samlingsprover under fem enskilda veckor, utspridda över cirka sex månader. På detta sätt minimerades inverkan av både snabba och långsamma variationer. Under provveckorna togs 3 prover per dag under 5 dagar av rökgasreningsresterna. Varje prov förvarades separat i en plasthink. Under en av veckorna togs även prov på slaggen. Provtagningsveckorna valdes för att spegla en normal drift vid både kall och varm väderlek samt både torrt och vått bränsle. I de fall en provtagningsvecka sammanföll med, eller låg direkt efter ett planerat stopp, valdes veckan före stoppet som provtagningsvecka istället. Provtagningspunkten för rökgasreningsresterna valdes till det ställe där materialet lämnar anläggningen vilket innebar att resterna var stabiliserade för de anläggningar där detta gjordes. Prov på slaggen/ bottenaskan togs på det färdigt slaggrus, det vill säga sorterat. I annat fall valdes material med styckestorlek <5 cm, utan uppenbara metallstycken. Båda proven togs i fallande ström, cirka 0,5 l per provtagningstillfälle. Under provtagningen samlades också in vissa mätdata till exempel panneffekt, temperatur samt CO, O 2 och H 2 O i rågasen. 10

Samtliga analyser genomfördes vid Umeå Universitet och omfattade följande POPs, som EU har definierat som miljöstörande ämnen från förbränning: Klorerade dioxiner och dibensofuraner (PCDD PCDF) Klorerade bifenyler (PCB) Hexaklorbensen (HxCBz) Dekabrombifenyleter (DeBBPE) Analysmetod Samtliga prover registrerades vid ankomsten till Miljökemi (laboratoriet). För att få representativ prover med jämnare konsistens torkades en del av proverna, främst slagg/bottenaska, före fortsatt bearbetning. Nästa steg i analysen var att tillsätta så kallade isotopmärkta standarder till provet som därefter extraherades med organiska lösningsmedel. Anledningen till att man använder isotopmärkta standarder är att de klorerade aromatiska föreningarna oftast finns i mycket låga halter i det prov som ska undersökas. Genom att använda internstandarder på detta sätt fås en kompensation för eventuella förluster vid upparbetningen. Extraktionsmetoden bygger på organiska miljögifters goda löslighet i organiska lösningsmedel. Efter extraktionen togs lösningsmedlet bort genom förångning och därefter bearbetades provet genom så kallad upprening och fraktionering för att avlägsna potentiellt störande ämnen. Den instrumentella delen av analysen utfördes sedan med hjälp av en gaskromatograf kombinerad med en masspektrometer. Analyserna genomförs alltid i enlighet med ett flertal olika internationella standarder. Idag och i 2006 års undersökning anges dioxin i WHO-TEQ (2005), som även inkluderar så kallade PCBer. I undersökningen som genomfördes 1999 användes en tidigare metod med enheten I-TEQ. Värden som anges i WHO-TEQ (2005) blir ungefär 10 % högre jämfört med I-TEQ. 11

6 Jämförelse av resultaten från 2006 och 1999 års undersökningar Utvecklingen inom avfallsförbränningen har, som tidigare nämnts, inneburit att utsläppen av dioxiner, tungmetaller och andra föroreningar till luft har minskat mycket kraftigt sedan mitten av 1980-talet. Det har skett framförallt genom utbyggnad av en mycket effektiv rökgasrening. De flesta föroreningarna i det inkommande avfallet bryts ner under förbränningen eller binds in i rökgasreningsresterna. Avfallsmängderna samt energiproduktionen i diagrammen nedan motsvarar i stort sett inrapporterade uppgifter till Avfall Sveriges statistik. I några fall har anläggningar som även förbränner annat än avfall angett de totala mängderna bränsle. Provtagning av aska och slagg/bottenaska har dock enbart gjorts i de pannor där avfall förbränns. Av denna anledning har i vissa fall mängden annat bränsle tagits bort så att beräkning av årsmängd dioxin enbart avser förbränning av avfall. I diagrammen visas ett summatecken,, efter några anläggningar. Detta anger de anläggningar där analyser på rester gjorts från olika pannor. Resultaten är sammanräknade och visas som ett totalresultat. När det gäller jämförelsen mellan de båda undersökningarnas resultat bör man ha i minnet att flera omständigheter skiljer sig. Som nämndes ovan, har provtagningen förbättrats och en nyare analysmetod har använts i 2006 års undersökning. Samtliga analysresultat är angivna per torrsubstans av proven. Restmängderna är dock inte lika konsekvent angivna i torr vikt. Majoriteten av proverna på rökgasreningsrester lämnades in som torra prov medan variationen var större gällande slagg/bottenaska. I undersökningen från 1999 användes en schablon på drygt 20 % vatteninnehåll för samtliga rester. I 2006 års undersökning används istället genomgående de mängder som anläggningarna redovisat oavsett torr eller våt vikt för samtliga rester. Detta medför visserligen att vissa årsmängder blir för höga, främst för slagg/bottenaska. Å andra sidan garanteras på detta sätt att inga värden blir för låga per anläggning. Den totala mängden beräknas på både torr och våt vikt med samma schablon som vid förra undersökningen. I några fall har prover från flera pannor inom en anläggning analyserats. De värden som presenteras i dessa fall är resultat av en viktad beräkning. 6.1 Dioxiner i rökgasreningsrester Resultaten från 1999 visade att dioxinhalterna varierade inom relativt vida gränser. Det lägsta värdet för rökgasreningsresterna var 0,1 ng/g och det högsta 10 ng/g enligt Eadon, motsvarande värden enligt I-TEQ var 0,2 ng/g respektive 18 ng/g. Man konstaterade att variationerna mellan anläggningarna bland annat berodde på skillnader i teknisk utformning, driftförhållanden, avfallets sammansättning och andra anläggningsspecifika förhållanden. Även osäkerheten i de enskilda proverna ansåg man ha påverkat resultatet. Osäkerheten för enskilda prov uppskattades till ± 50 %, eller mer i vissa fall. Man ansåg att det mest kritiska var att provet var representativt för driftförhållandena under en längre period. Eftersom provtagningarna då skedde under någon eller några dagar fanns det en klar risk proven inte var representativa för verksamheten under en årscykel. 12

Samma risk gäller även den senaste undersökningen, där provtagningen genomfördes i slutet av 2006. Trots att provtagningsmetodiken förbättrats, enligt ovanstående kapitel, återstår risken att tiden för provtagning inte är representativ för normal drift. Flertalet utsläppsparametrar mäts idag kontinuerligt med en möjlighet att följa driften och direkt se om någon störning uppstår. Dioxinutsläppen till luft mäts två gånger per år. Dioxinhalter i rökgasreningsresterna mäts inte regelbundet utan anläggningarna har själva beslutat sig för att öka sin kunskap på detta område. Att mäta dioxin innebär mycket kostsamma analyser, både i luft och i rökgasreningsrester. Anläggningarna bekostade gemensamt den undersökning som gjordes 1999, liksom den som genomfördes 2006. Avfallsförbränningsanläggningarna i Sverige är de enda som gjort en samlad undersökning av resterna från förbränning av avfall. Resultaten av den senaste undersökningen visar att variationerna mellan anläggningarna kvarstår, dock inom ett snävare spann. I diagrammet nedan jämförs de senaste resultaten med resultaten från förra undersökningen. Vid jämförelse mellan 1999 och 2006 bör man ha i minnet att den numera gällande enheten WHO-TEQ ger cirka 10 % högre värden jämfört med I-TEQ. Dessutom kan osäkerheten i enskilda prov vara stor i båda undersökningarna. Figur 5. Dioxinhalter i rökgasreningsrester från avfallsförbränningsanläggningarna 1999 och 2006, ng/g. De tidigare stora avvikelserna (Karlskoga och Linköping) finns inte i resultaten från 2006. Karlskoga ligger fortfarande relativt högt med 5 ng/g, men betydligt lägre jämfört med 1999. Det finns ingen specifik förklaring till det något höga värdet men det är viktigt att konstatera att halten i rökgasreningsresterna inte medfört höga värden på utsläppen till luft. Ytterligare ett antal anläggningar har ungefär lika höga värden, tre av dessa har ökat sina halter jämfört med förra undersökningen. Det lägsta värdet ligger på 0,3 ng/g. I Linköping har den gamla pannan bytts ut varför det inte blir relevant att jämföra resultaten vid de två tidpunkterna men man kan konstatera att pannbytet gett goda resultat. Det är intressant att notera att för de anläggningar där separata prover tagits från flera pannor är dioxinhalten lägre i de nya pannorna. Eftersom prover endast finns från tre anläggningar kan sambandet knappast slås fast men en indikation kan åtminstone konstateras. Av de helt nya anläggningarna sticker Finspång ut med ett värde på 4,4 ng/g. 13

Medelvärdet för alla 24 anläggningar i 2006 års undersökning är 1,6 ng/g och medianvärdet, som ger en mer samlad bild, är 1,2 ng/g. Vid en uppdelning av anläggningarna i de som var befintliga 1999 respektive helt nya så är värdena för de nya något lägre. Medelvärdet för de anläggningar som var med 1999 är 1,7 ng/g och medianvärdet är 1,25 ng/g. För de nya anläggningarna är medelvärdet 1,4 ng/g och medianvärde 1,0 ng/g. I 1999 års undersökning var medelvärdet 3,2 ng/g, på grund av de kraftigt avvikande värdena och medianvärdet var 1,25 ng/g, vilket är jämförbart med medianvärdena för den senaste undersökningen. I diagrammet nedan har anläggningarna delats upp mellan ny och befintliga. Dessutom har medianrespektive medelvärdet för alla anläggningar från 1999 lagts in. Figur 6. Dioxinhalter i rökgasreningsrester från avfallsförbränningsanläggningarna 2006, uppdelat i anläggningar som fanns 1999 samt helt nya anläggningar, ng/g. I 2006 års undersökning är det 5 anläggningar som har rökgasreningsrester med en dioxinhalt som överstiger 2 ng/g. Hälften av anläggningarna har halter mellan 0-1 ng/g och de övriga ligger i spannet 1-2 ng/g. I den förra undersökningen gjordes en samlad bedömning av litteraturuppgifter samt analysvärdena som resulterade i att genomsnittliga dioxinhalter i rökgasreningsrester från svenska anläggningar uppskattades till 2 3 ng/g. Utifrån den kunskap som 2006 års undersökning tillfört borde detta antagande kunna revideras till något lägre. Under 1999 uppgick den totala mängden rökgasreningsrester från samtliga anläggningar till cirka 75 000 ton och den totala dioxinmängden i rökgasreningsresterna var cirka 160 g (I-TEQ). Ett fåtal av anläggningarna svarade för den helt dominerande delen av den sammanlagda dioxinmängden. Eftersom halterna för Karlskoga och Linköping var orimligt höga blev också deras årsmängder, och deras bidrag till totala årsmängden för 1999, orimligt höga. 14

Figur 7. Mängd dioxin i rökgasreningsrester från avfallsförbränningsanläggningarna, 1999 och 2006, g. Värdet för Linköping ligger utanför diagrammet. Den totala mängden rester från rökgasreningen vid de 24 avfallsförbränningsanläggningarna uppgick 2006 till knappt 160 000 ton. I dessa rester fanns cirka 185 g dioxin. Göteborg och Uppsala står för de två enskilt största bidragen till den totala mängden, vilket också är två av de största anläggningarna. Karlskogas bidrag blir genom den relativt höga halten i rökgasreningsresterna ett förhållandevis stort bidrag relativt den mängd som förbränns i anläggningen. Dioxinmängden kan också relateras till respektive anläggnings förbrända mängd avfall och energiproduktion. Figur 8a. Dioxiner i rökgasreningsrester vid avfallsförbränningsanläggningarna 1999 och 2006, redovisat i mg per förbränt ton avfall. 15

Figur 8b. Dioxiner i rökgasreningsrester vid avfallsförbränningsanläggningarna 1999 och 2006, redovisat i mg per producerad MWh energi. 6.2 Dioxiner i slagg/bottenaska På samma sätt som för rökgasreningsrester visar den senare undersökningen att variationer i dioxinhalt i slagg/bottenaska kvarstår mellan anläggningarna jämfört med undersökningen 1999. I diagrammet nedan visas resultaten från de 24 anläggningarna. Figur 9. Dioxinhalt i slagg/bottenaska vid avfallsförbränningsanläggningarna 2006. Värdet för Avesta ligger utanför diagrammet och representerar inte normal drift. Det värde som sticker ut mest är anläggningen i Avesta. Provet som togs kan inte anses vara representativt för normal drift. Under provperioden hade anläggningen flera stopp i slaggutmatningen. Anledningen var ett flertal olika störningar, bland annat blött avfall vilket medförde stödeldning med oljebrännare. Anläggningen fick också eldas ner ett flertal gånger p.g.a. dessa tekniska problem. Bland övriga anläggningar har Halmstad det högsta värdet för slaggen. Inga specifika problem har kunnat relateras till värdet. Vid en jämförelse mellan de anläggningar som fanns 1999 och de som är helt nya visar 2006 års undersökning att värdena för de nya anläggningarna är lägre, se diagrammet nedan. 16

Figur 10. Dioxinhalter i slagg/bottenaska från avfallsförbränningsanläggningarna 2006, uppdelat i anläggningar som fanns 1999 samt helt nya anläggningar, ng/g samt medeloch medianvärde från 1999. Värdet för anläggningen i Avesta ligger utanför diagrammet och representerar inte normal drift. Medelvärdet för alla anläggningar i 2006 års undersökning är 0,013 (0,029) ng/g och medianvärdet är 0,005 (0,005) ng/g. Värdena inom parantes inkluderar Avesta och visar på vilken orimligt stor effekt dessa felaktiga värden får för medelvärdet medan det inte påverkar medianvärdet. Samtidigt visar dessa värden på hur stor betydelse det har att anläggningen fungerar normalt och vikten av att till exempel blött avfall undviks så långt det går. Medelvärdet i 2006 års undersökning för de anläggningar som fanns 1999, bortsett från Avesta, är 0,0140 ng/g och medianvärdet är 0,005 ng/g, vilket kan jämföras med de nya med både medelvärde och medianvärde på 0,008 ng/g. Samtliga dessa värden kan jämföras med förra undersökningen. Då togs endast prover av slagg/bottenaska från 7 anläggningar. Medianvärdet för dessa var 0,03 ng/g. Halterna dioxin i slagg/bottenaska har alltså sjunkit betydligt sedan förra undersökningen. I 2006 års undersökning är det 3 anläggningar som har slagg/bottenaska med en dioxinhalt som är lägre än 0,001 ng/g. Knappt hälften har halter på 0,01 ng/g eller något över och de övriga ligger i spannet 0,001-0,01 ng/g. Den totala mängden slaggen/bottenaskan från alla anläggningar i 2006 års undersökning var 530 000 ton (våt vikt) och den totala mängden dioxin i dessa rester var knappt 9 g. I 1999 års slagg och bottenaska uppskattades den totala dioxinmängden i 370 000 ton slagg/bottenaska till cirka 10 g. Årsmängden dioxin för 2006 har alltså har sjunkit. Mängden dioxin bör dessutom relateras till mängden slagg/ bottenaska, som sedan 1999 ökat med drygt 40 % på grund av ökad förbränning. Och slutligen, om man dessutom beaktar att resultatet från 1999 räknats på torr vikt blir det ytterligare en förbättring av resultaten för 2006. Om den totala dioxinmängden räknas om till torrvikt med schablonen 20 % vatteninnehåll för slagg/bottenaska blir resultatet cirka 7 g sammanlagt för 2006. Som jämförelse kan ett fiktivt värde för 1999 räknas fram. Den totala mängden på 10 g skulle med 2006 års mängder av slagg/ bottenaska öka till cirka 14 g. Dessa 14 g för 1999 skulle kunna jämföras med 7 g för 2006 och innebär alltså en halvering. (I denna jämförelse har inte skillnaden mellan I-TEQ och WHO-TEQ tagits med). 17

Figur 11. Årsmängd dioxin i slagg/bottenaska vid avfallsförbränningsanläggningarna 2006. Värdet för anläggningen i Avesta representerar inte normal drift. På samma sätt som för rökgasreningsresterna relateras också dioxinhalten i slagg/bottenaska till respektive anläggnings förbrända mängd avfall och energiproduktion. Figur 12a. Dioxiner i slagg/bottenaska vid avfallsförbränningsanläggningarna 2006, redovisat i mg per förbränt ton avfall. Värdet för Avesta ligger utanför diagrammet. Figur 12b. Dioxiner i slagg/bottenaska vid avfallsförbränningsanläggningarna 2006, redovisat i mg per producerad MWh energi. Värdet för Avesta ligger utanför diagrammet. 18

7 Slutkommentar och fortsatt arbete Sammanfattningsvis kan konstateras att dioxinhalterna i rökgasreningsresterna från 2006 har sjunkit något jämfört med undersökningen 1999 medan dioxinhalterna i slagg/bottenaska har sjunkit betydligt mer. Skillnaden blir ytterligare något bättre om hänsyn tas till skillnaden mellan I-TEQ och WHO-TEQ. En intressant fråga är hur utvecklingen kommer att fortsätta. Man kan till exempel undra hur samhällets utveckling i stort kommer att påverka det avfall som skickas till förbränning och hur utveckling av enskilda produkter kommer att påverka avfallet. Finns det en risk att avfallsbränslet kommer att innehålla högre halter av farliga ämnen eller kommer kanske en ökad miljömedvetenhet att leda till ett renare avfallsbränsle? Svaren på dessa frågor får framtiden utvisa. Under tiden kommer arbetet med att optimera förbränning av avfall att fortsätta för att både öka energiutbytet och att minska miljöpåverkan. Kanske har dioxinhalterna i resterna nått så låga nivåer att man inte kommer så mycket längre men arbetet med att på bästa sätt ta hand om resterna fortsätter. Kanske kommer utvecklingen leda till att resterna från avfallsförbränning i ännu större omfattning kan användas som en resurs jämfört med dagens situation. 19

8 Referenser Då uppgifter från en referens enbart förekommer vid ett tillfälle i texten är denna markerad med en fotnot. Övriga referenser förekommer frekvent och anges inte vid varje tillfälle. 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. Förbränning av avfall, en kunskapssammanställning om dioxiner, RVF Rapport 01:13 Svensk Avfallshantering 2006, Avfall Sverige Svensk Avfallshantering 2007, Avfall Sverige Svensk Avfallshantering 2008, Avfall Sverige Analysprotokoll för rökgasreningsrester samt slagg/bottenaska, Umeå universitet Muntliga kontakter med representanter från Avfall Sveriges Avfallsförbränningsgrupp Muntliga och skriftliga kontakter med Stellan Marklund, Per Liljelind, Umeå universitet Muntlig kontakt med Niklas Johansson, Naturvårdsverket 20

Bilaga 1 Prefix, enheter, förkortningar, beteckningar Prefix och enheter Giga, G 10 9 1 000 000 000 Mega, M 10 6 1 000 000 Kilo, k 10 3 1 000 milli, m 10-3 0,001 mikro, µ 10-6 0,000 001 nano, n 10-9 0,000 000 001 MWh Megawatttimmar Förkortningar FB fluidiserad bädd Kemiska beteckningar CO kolmonoxid Dioxin I denna rapport har ordet dioxin använts som samlingsnamn på klorerade dioxiner och dibensofuraner. Eadon en alternativ metod att beräkna dioxiners giftighet, jfr I-TEQ I-TEQ Internationella toxiska ekvivalenter (av dioxiner och snarlika föreningar), se WHO-TEQ PCB polyklorerad bifenyl PCDD/F polyklorerade dibenso-p-dioxiner och dibensofuraner PCDF polyklorerad dibensofuran POP stabila organiska miljögifter TCDD tetra klor dibenodioxin TCDF tetra klor dibensofuran TEQ toxiska ekvivalenter (av dioxiner) WHO-TEQ(2005) Internationella toxiska ekvivalenter (av dioxiner och snarlika föreningar), har ersatt I-TEQ XCDD klorerade dibenso-p-dioxiner XCDF klorerade dibensofuraner

Bilaga 2 METODÖVERSIKT Analys av klorerade aromatiska föreningar i miljöprover Vid Kemiska Institutionen, Miljökemiska laboratoriet, Umeå Universitet utförs analyser av ett stort antal klorerade aromatiska ämnen i miljöprover. För närvarande omfattar ackrediteringen 2,3,7,8- klorerade dibenso-p-dioxiner och dibensofuraner, Indikator-PCB (PCB 28, 52, 101, 118, 138, 153 och 180) och WHO-PCB vilka omfattar fyra non-ortho PCB (PCB 77, 81, 126 och 169) och åtta mono-ortho PCB (PCB 105, 114, 118, 123, 156, 157, 167, och 189). De klorerade aromatiska föreningarna finns oftast i mycket låga halter i det prov som skall undersökas. Isotopmärkta standarder (13C- eller 37Cl-märkta) tillsätts provet före extraktionen med organiska lösningsmedel. Genom att använda internstandarder på detta sätt (även kallat isotoputspädnings- [eng. isotope dilution] teknik) kan man vid analysen direkt kompensera för eventuella förluster vid upparbetningen. Vid Miljökemi används en internstandard för varje enskild kongen som ska bestämmas vilket är det bästa enligt EU-direktiv 2002/69/EG. Extraktionsmetoderna är antingen Soxhlet- eller kolonnextraktion. Efter extraktionen genomgår provet en omfattande upprening och fraktionering för att avlägsna potentiellt störande ämnen. Den instrumentella analysen utförs sedan med hjälp av en gaskromatograf kombinerad med en högupplösande masspektrometer.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Provregistrering B1 2 Kemikalier, Adsorbenter och gaser B1 2.1 Kemikalier och lösningsmedel B1 2.2 Adsorbenter och torkmedel för provrening B1 2.3 Gaser, rening av gaser B1 3 Standarder B2 3.1 Standarder som används vid analys av klorerade aromatiska ämnen B2 3.1.1 Standarder till PCDD/PCDF + plana PCB: B3 3.1.2 Standarder till Mono-ortho-PCB B3 4 Extraktionsmetoder B4 4.1 Soxhletextraktion B4 5 Provextraktion, inklusive förbehandling och tillsättande av standarder B5 5.1 Jord, slam, sediment,aska och slagg B5 5.1.1 Specifikt för flygaska B5 5.2 Tillsättande av keeper B5 5.3 Borttagande av lösningsmedel B5 6 Upprening och fraktionering av provextrakt för analys av PCDD/F, WHO-PCB och I-PCB B6 6.1 Upprenings- och fraktioneringsmetoder för PCDD/F och PCB B6 6.1.1 Borttagande av interfererande ämnen med flerskiktskolonn B6 6.1.2 Fraktionering med aluminiumoxidkolonn B6 6.1.3 Fraktionering med kolkolonn B6 6.2 Allmänna principer för upprening och fraktionering av provextrakt B6 6.2.1 Frekvens av blanker och referensmaterial B6 6.2.2 Provkoncentrering, keeper och återvinningsstandard B6 7 Apparatur för gaskromatografi-/ masspektrometrianalys B7 7.1 GC-MS analys B7 Bilaga B9

1 PROVREGISTRERING Vid ankomst av prover till laboratoriet skall dessa registreras i MK/UmU:s miljöprovregister och ges ett s.k. MPR nummer. Varje provserie får ett MPR nummer och de individuella proverna får ett löpnummer. Det första provet i en serie kallas alltså MPR XXXX:1, det andra MPR XXXX:2 etc. Detta nummer är unikt för provet och följer detta hela vägen fram till analysrapport och slutlig arkivering. 2 KEMIKALIER, ADSORBENTER OCH GASER 2.1 Kemikalier och lösningsmedel Alla kemikalier och lösningsmedel är om möjligt av p.a.-kvalitet eller motsvarande. Glasdestillerade lösningsmedel (högsta renhet) används för extraktion och upprening av prover: Aceton, Cyklohexan, Cyklopentan, Etylacetat, Diklormetan, Metanol, n-heptan, Toluen 2.2 Adsorbenter och torkmedel för provrening Aluminiumoxid, typ basisk. Celite 545. Silika 60 extra ren. Vattenfri natriumsulfat Na 2 SO. Kol AX21 2.3 Gaser, rening av gaser Nitrogen Plus 4.6. Helium Plus 4.6. Gasrenare med indikator. För indunstning av prover mm används centralt distribuerad kvävgas. Till gaskromatograferna används helium som renas från bl.a. syre med filter som sitter före instrumentet. Dessa innehåller en indikator som visar när filtret är uttjänt och måste bytas. B 1