RAPPORT D2009:03. Kvalitet i nya deponiers lakvatten exemplet Fläskebo ISSN 1103-4092

RAPPORT D2009:03 Kvalitet i nya deponiers lakvatten exemplet Fläskebo ISSN 1103-4092

Förord Genom EU:s direktiv om deponering av avfall som infördes i svensk lagstiftning år 2001 samt det förbud mot deponering av organiskt avfall som gäller sedan år 2005 ställs både högre krav på deponiernas utformning och på det avfall som får tas emot för deponering. Avfallet som deponeras innehåller endast en liten andel organiskt material och på sikt kommer även lakvattnet från deponierna att förändras i samma riktning. Även de totala mängderna lakvatten minskar då stora ytor täcks och därigenom skyddas mot nederbörd. Det bör därför utredas vilka processer som blir styrande i de framtida deponierna samt hur de ändrade förutsättningarna påverkar lakvattnets sammansättning. För att ta reda på detta utvärderas lakvattnet från Fläskebo deponi som är den första svenska deponin som anlagts med hänsyn till direktivet om deponering av avfall. Studien har genomförts av Hanna Modin, Martijn van Praagh och Kenneth M. Persson vid Lunds Tekniska Högskola. Malmö oktober 2009 Hans-Erik Olsson Ordf. Avfall Sveriges Utvecklingssatsning Deponering Weine Wiqvist VD Avfall Sverige

SAMMANFATTNING EU:s deponeringsdirektiv medför stora förändringar av hur deponier används och avslutas. Framtidens deponier väntas bli torra och fattiga på kol. Då nedbrytningen av organiskt material är mycket viktig för förhållandena i deponiers inre förväntas den ändrade lagstiftningen få stora konsekvenser för lakvattenkvalitet och emissioner. Kunskapen om dessa förändringar är dock ännu begränsad. Därför finns det ett behov av att studera vad som påverkar lakvattenkvaliteten hos nya deponier. Renova AB:s deponi Fläskebo är den första svenska deponi som konstruerats helt i enlighet med det nya deponeringsdirektivet. Enbart avfall som får deponeras enligt den nya lagstiftningen har lagts här; ingen dispensdeponering av obehandlat organiskt avfall har skett. Detta gör att Fläskebo är ett mycket intressant studieobjekt. Projektet syftar till att fördjupa förståelsen av hur lakvattenkvaliteten kommer att se ut i deponier som drivs enligt moderna deponeringsbestämmelser. Det organiska materialets roll i lakvattnet skall studeras, liksom nedbrytbarheten av återstående organiskt material i avfallsprover från Fläskebo. Arbetet skall också kunna bidra till förståelsen av hur nya deponiers lakvatten bör renas. Samspelet mellan lakvattenparametrar har studerats med multivariat dataanalys och geokemisk modellering. Förhållandena i Fläskebos lakvatten har jämförts med deponier med mer organiskt material. Den biologiska nedbrytbarheten i några olika avfall har också studerats och urlakningstester har gjorts. Fläskebos lakvatten har betydligt lägre halter av organiska ämnen och näringsämnen jämfört med deponier där lättnedbrytbart material deponerats. Räknat per mängd deponerat avfall tycks dock större mängder klorid och metaller släppas ut, och skillnaderna med avseende på organiskt material och näringsämnen blir mindre. De små mängder organiskt material som ändå deponeras leder till att det finns en liten, men detekterbar, nedbrytningspotential. Det är inte uteslutet att detta kan leda till syrebrist i deponin. Därför bör mätningar av metan och av redox göras på plats framöver. Den multivariata analysen kan endast i ett fåtal fall identifiera tydliga samband mellan organiskt material och metaller. För närvarande går det inte att säga att det organiska innehållet är viktigt för utläckaget av metaller, men det går heller inte att säga att uttransporten med organiskt material blir mindre i moderna, kolfattiga deponier.

För kolfattiga deponier där den största delen av utsläpp går via lakvattnet kan det eventuellt vara fördelaktigt att försöka hålla deponin så torr som möjligt. Fördjupade studier krävs dock för att avgöra om detta minskar det totala utläckaget av föroreningar under deponins hela livstid. Att deponier förändras med tiden illustreras tydligt av den multivariata analysen. Fläskebo tyckts i det avseendet vara lik äldre deponier och det finns antydningar om att en kolfattig deponi inte kommer att genomgå de klassiska deponifaserna. Det är mycket viktigt att fortsätta följa utvecklingen på Fläskebo. Vilka metaller som bör vara lätta att rena kan studeras med multivariat dataanalys. Exempelvis bör en metall som i hög grad är bunden till suspenderat material vara lätt att avskilja genom filtrering eller sedimentering. Biologisk behandling för att avskilja organiskt material och näringsämnen behövs inte för en kolfattig deponi som Fläskebo. På Fläskebo fungerar fällning tillfredställande för de flesta metaller, dock ej för nickel. För att en metall skall fällas ut får det inte vara gynnsamt fört den att bilda stabila vattenlösliga komplex. Ett annat behandlingsalternativ som kan förtjäna att utvärderas är sorptionsfilter.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Inledning 1 1.1 Bakgrund 1 1.2 Syfte och frågeställning 2 2 Material och metoder 3 2.1 Fläskebo 3 2.2 Deponier för jämförelse 4 2.3 Multivariat analys 5 2.4 Geokemisk modellering 6 2.5 Nedbrytbarhet och laktester 7 3 Resultat och diskussion 9 3.1 Lakvattenkvalitet 9 3.2 Multivariat analys och geokemisk modellering 10 3.3 Nedbrytningsförsök 19 3.4 Laktest och ekotoxicitet 20 3.5 Redoxförhållanden 21 4 Slutsatser 22 4.1 Emissionspotential 22 4.2 Organiskt material och emissioner 23 4.3 Avfallet vått eller torrt? 23 4.4 Emissionspotential vid sluttäckning 24 4.5 Rening av metaller 25 4.6 Typ av reningsanläggning 25 4.7 Miljöproblem efter behandling 26 4.8 Analysprogram 26 5 Framtida forskningsbehov 27 Tack 28 Referenser 29 Appendix 1 Resultat från kanonisk korrelationsanalys (CCA) 32 Appendix 2 Resultat från regressionsanalys 35 Appendix 3 Jämförelse mellan lakvatten från Fläskebo och statsvis urlakningstest 38

1 Inledning 1.1 Bakgrund EU:s deponeringsdirektiv (1999/31/EG) medför stora förändringar av hur deponier används och avslutas. Direktivets mål är att minska miljöpåverkan från deponier, bland annat genom att minimera de deponerade mängderna, framför allt av organiskt material. Allt avfall måste förbehandlas, och i direktivets svenska implementering finns ett generellt förbud mot deponering av organiskt avfall (SFS 2001:512). Direktivet anger också vissa formella krav på bottentätning och övertäckning av deponierna. Ett torrare avfall blir en konsekvens dels av rigorösare täckning av deponin och åtgärder för att skydda den från inträngande yt- och grundvatten, och dels av förbehandlingen, då obehandlat hushållsavfall inte längre får deponeras (RVF - Svenska renhållningsverksföreningen, 2005). En deponi som varit i bruk efter den 16 juli 2001 måste uppfylla vissa krav på sluttäckning (SFS 2001:512, 31). I förordningen anges även att undantag från lakvattenbildningen om 5 mm/år från deponier för farligt avfall respektive 50 mm/år från deponier för icke-farligt avfall kan medges av tillståndsmyndighet i det enskilda fallet. Mindre infiltration av vatten väntas leda till mindre mängder lakvatten. Det lakvatten som bildas väntas dock bli saltare och mer koncentrerat (RVF - Svenska renhållningsverks föreningen, 2005). Lagstiftningens strängare krav på deponier, deponeringsförbud och deponiskatter har styrt bort stora mängder avfall från deponierna (Olofsson m.fl., 2005). Många deponier har stängts fram till slutet av 2008 när de nya kraven trädde i kraft fullt ut. Vid slutet av 2008 fanns det ca 100 aktiva deponier i Sverige, att jämföra med omkring 300 1994 (Avfall Sverige, 2008b). Avfall såsom askor från avfallsförbränning, obrännbara sorteringsrester och industriavfall samt förorenade jordar väntas dominera i nya deponier för icke-farligt avfall. Deponerat avfall blir dock inte helt fritt från organiskt material. I praktiken kommer förbudet mot deponering av organiskt avfall på grund av undantag (NFS 2004:4) innebära att andelen organiskt material i avfallet begränsas till 10 %. När det deponerade avfallet förändras förändras också deponiernas inre. Tidigare styrdes deponins och lakvattnets kemi främst av biologiska nedbrytningsprocesser (Kjeldsen m.fl., 2002). Då nedbrytningen hämmas av brist på vatten och lättnedbrytbart avfall väntas andra processer ta över (RVF - Svenska renhållningsverksföreningen, 2005). Om nedbrytningen är för liten för att leda till syrebrist uteblir den metangasbildning och de reducerande förhållanden som är karaktäristiskt för en några år gammal hushållsdeponi. Under de reducerande förhållanden som föreligger i en klassisk deponi med hög halt organiskt material reduceras svavel till sulfid och metaller kan fällas ut som svårlösliga sulfidmineraler (Erses och Onay, 2003). Detta sker inte om avfallet är syresatt och därför väntas många metaller vara mer lösliga i en deponi med mindre organiskt material. Efterbehandlingsfasen för nya deponier har i svensk lagstiftning satts till minst 30 år. Detta motsvarar dock bara perioden som deponier har undersökts på ett sytematiskt och vetenskapligt sätt (Kjeldsen m.fl., 2002). De långsiktiga emissionerna har som regel endast skattats och en rad undersökningar utgår från att alla nedbrytningsprocesser följer ett och samma förlopp. Detta är dock en förenklad modell av verkligheten. (van Praagh och Persson, 2006) 1

2003 initierade Avfall Sverige (dåvarande RVF) projektet Miljökonsekvenser av ändrade deponeringsförhållanden vid Lunds tekniska högskolas avdelning för teknisk vattenresurslära (RVF - Svenska renhållningsverksföreningen, 2005). Projektet identifierade behovet av att studera konsekvenserna av ett torrare avfall med mindre organisk innehåll. År 2007 förlängde Avfall Sverige deponiprojektet, genom att bevilja forskningsmedel till LTH för studien Kvalitet i nya deponiers lakvatten exemplet Fläskebo. Renova AB:s deponi Fläskebo är den första svenska deponi som konstruerats helt i enlighet med det nya deponeringsdirektivet. Enbart avfall som får deponeras enligt den nya lagstiftningen har lagts här; ingen dispensdeponering av obehandlat organiskt avfall har skett. Detta gör att Fläskebo är ett intressant studieobjekt då den ger oss möjlighet att studera en deponi såsom den troligen kommer att anläggas och drivas i framtiden. 1.2 Syfte och frågeställning Utvecklingsprojektet syftar till att fördjupa förståelsen av hur lakvattenkvaliteten kommer att se ut i deponier som drivs enligt moderna deponeringsbestämmelser. Utgångspunkten blir att dokumentera skillnader och likheter mellan lakvatten från Fläskebo och lakvatten från deponier där halten organiskt material är högre. Det organiska materialets roll i lakvattnet skall studeras, liksom nedbrytbarheten av återstående organiskt material i avfallsprover från Fläskebo. Arbetet skall också kunna bidra till förståelsen av hur nya deponiers lakvatten bör renas. De metoder som används väntas också kunna påvisa om analysparametrar i lakvattnet presenterar överflödig information. Denna kunskap bör kunna användas för att optimera analysprogrammen. Följande mer specifika frågeställningar formulerades inför projektstarten. 1. Vilken faktisk emissionspotential har det förbehandlade avfallet när det deponeras? 2. På vilket sätt kan det organiska innehållet hålla tillbaka eller påskynda emissioner? 3. Skall avfallet vara så blött som möjligt för att spola ut föroreningar och skynda på resterande nedbrytning, eller ska det stängas in så torrt som möjligt redan från början? 4. Vilken emissionspotential kommer att finnas kvar när deponin sluttäcks? 5. Vilka metaller är lätta respektive svåra att rena i den huvudsakligen oorganiska matris som lakvattnet innehåller? 6. Vilken typ av reningsanläggning kommer att behövas för lakvatten från nya, kolfattiga deponier? 7. Vilka eventuella miljöproblem finns i lakvattnet efter behandling? Svaren på frågorna presenteras i kapitel 4 Slutsatser. 2

2 Material och metoder Syftet med studien har varit att förstå vilka förändringar i deponiers inre och i lakvattnets sammansättning som blir följden av förändrad drift och avslutande av deponier. Det finns en stor mängd data att tillgå från svenska deponier då deponiägarna regelbundet kontrollerar verksamheten genom sina kontrollprogram vilka inkluderar en betydande mängd analyser av olika parametrar. Befintliga data har utgjort en viktig resurs i arbetet, och att utveckla metoder för att utnyttja dem bättre har varit en viktig del. Multivariat dataanalys och geokemisk modellering har använts för detta. Fokus har legat på hur samspelet mellan lakvattenparametrar på Fläskebo skiljer sig eller liknar det på andra deponier. Då kolinnehållet i avfallet kommit i fokus i diskussionen kring nya deponier har en betydande del av studien fokuserat på det organiska materialets roll i deponin. För att undersöka dess betydelse för lakvattnet sammansättning och deponins emissionspotential har nedbrytningstester genomförts på några avfall. 2.1 Fläskebo Fläskebo är en deponi för icke-farligt avfall (all information om Fläskebo kommer från Renova AB, 2008, om inget annat anges). Alla celler har en bottenkonstruktion innefattande bottentätning, dränerande materialskikt, ett uppsamlingssystem för lakvatten samt ett körlager som består av slaggrus från avfallsförbränning. Deponin togs i drift med två separata celler i slutet av 2003 och enbart avfall som får deponeras enligt de nya bestämmelserna har lags här. Ingen dispensdeponering av obehandlat hushållsavfall har förekommit. Den ena deponicellen har främst tagit emot obrännbara rester från sortering av bygg-, rivnings- och verksamhetsavfall medan den andra har tagit emot industriavfall och förorenade jordar. Lakvattnet samlas upp i dammar varifrån det pumpas in i en lokal reningsanläggning. Reningen är utformad för att avskilja partiklar, organiska föroreningar och metaller. Den består av fällning med järnsulfat, flockning, sedimentering, sandfiltrering och öppna filter med torv och kol som filtermaterial. Den kemiska fällningen har studerats av Nilsson (2006) med syfte att hitta förslag till optimering. Halterna av koppar (Cu) och nickel (Ni) har visat sig besvärliga (Junestedt m.fl., 2009). För närvarande kan ca 70 % av Cu och 30 % av Ni avskiljas vilket dock inte räcker för att uppfylla de provisoriska utsläppsvillkoren. Fläskebo har ett omfattande analysprogram. Varje kvartal analyseras ca 45 olika parametrar. Kemiska parametrar såsom ph och salinitet, fysikaliska såsom färg och turbiditet, metaller, organiska parametrar, näringsämnen och joner såsom klorid ingår i analysprogrammet. I denna studie användes data från en provpunkt belägen i inloppet till reningsanläggningen. Vattnet hade alltså befunnit sig i dammen en tid vid provtagningen, men denna provpunkt var ändå den som bäst motsvarade obehandlat lakvatten. Fläskebo är en ung deponi som har varit i drift i knappt sex år (från slutet av 2003). Under 2008 gjordes en del förändringar. Bland annat anlades en tredje cell. Ingen deponering av betydelse har ännu (juni 2009) skett här, men vattnet samlas ändå upp och behandlas tillsammans med lakvatten från övriga celler. 3

2.2 Deponier för jämförelse För att få information om på vad sätt lakvattnet från en ny deponi är annorlunda från äldres jämfördes Fläskebo med fem andra deponier. I Tabell 1 anges för samtliga deponier när de togs i drift (och i förekommande fall när de avslutades), vilken typ av avfall som har deponerats och var lakvattnet har provtagits. Som framgår av tabellen är variationen stor. Gemensamt är dock att samtliga deponier förutom Fläskebo och specialcellen på Spillepeng i någon utsträckning har tagit emot lättnedbrytbart organiskt material. Att dra slutsatser utifrån en jämförelse av så olika deponier är givetvis svårt. Det kan också vara svårt att bedöma hur relevant det är att jämföra lakvatten från olika provpunkter där en del dessutom motsvarar lakvatten blandat med dagvatten. En viktig ambition med projektet har dock varit att ta fram metoder för att utnyttja befintlig data, och därför bedömdes det som relevant att använda den data som deponiägarna tar fram och enkelt kunde bidra med. På samtliga deponier har de provpunkter valts som så nära som möjligt motsvarar obehandlat lakvatten. Ytterligare ett argument för att jämförelsen är intressant och relevant är att detta är de vatten som faktiskt finns och skall behandlas på de respektive deponierna. Provtagningsintervallet varierar för de olika deponierna och på många platser provtas inte alla parametrar var gång, och ibland provtas de inte samtidigt. Ibland ändras också provtagningsprogrammen, för att inte nämna analysmetoder och laboratoriernas rapporteringsgränser, över tid. Det har visat sig att det lönar sig mer att inkludera många parametrar framför att använda långa tidsserier för att hitta starka korrelationer (van Praagh, 2007). Därför har antalet provtillfällen som tagits med i analyserna blivit begränsade i vissa fall. Tabell 1 visar hur långa tidsserier som använts för de olika deponierna. 4

Tabell 1. Deponier som har studerats i projektet. De två sista kolumnerna anger från vilken period som data har tagits för statistiska analyser och hur många provtagningstillfällen som inkluderats i analysen. Källor: Fläskebo och Tagene: Renova AB (2008), Högbytorp: Ragn-Sells AB (2008), Filborna: NSR AB (2008), Löt: Söderhalls Renhållningsverk AB (2008), Spillepeng: Sysav AB (2008), Sverige: Öman och Junestedt (2008) Deponi DRIFT PERIOD Typ av avfall Provpunkt Använd data Antal prov Fläskebo 2003- Kolfattigt industriavfall, Lakvattendamm 2004-2008 22 sorteringsrest, förorenade jordar Tagene 1974- Framför allt askor, men Lakvattenledning 2000-2008 36 äv. utsorterat verksamhetsavfall, asbest, hushållsavfall mm Högbytorp 1960-2005 Blandat hushålls- och industriavfall Luftad damm för lakvatten och vatten från behandlingsytor 1997-2000 37 Filborna 1951-2008 Blandat hushålls- och industriavfall Löt 1995- Framför allt icke-farligt avfall, inklusive organiskt avfall Spillepeng, bio Spillepeng, special Ledning för lakvatten och vatten från behandlingsytor Luftad damm för lakvatten och vatten från behandlingsytor 2006-2008 32 2005-2008 17 1994-1999 Hushållsavfall Lakvattenledning 2001-2008 14 1990-1993 Askor, blästersand, asbestavfall, förorenad jord Lakvattenledning 2001-2008 14 2.3 Multivariat analys Multivariat analys är ett samlingsnamn för olika statistiska metoder som används för att beskriva och analysera mångdimensionella datamängder. Detta är lämpligt för deponier, där mätvärden finns för avfallsmängd, lakvatten, deponigasmängder, lakvattensammansättning osv. Genom multivariat analys går det att identifiera samband mellan olika parametrar också i disparata mätserier med varierande bakgrundsvärden. Van Praagh och Persson (van Praagh och Persson, 2007; Avfall Sverige, 2006) har tidigare demonstrerat att två multivariata metoder: principalkomponentsanalys (PCA) och kanonisk korrelationsanalys (CCA) är användbara för att studera lakvattendata. Båda dessa metoder har använts i denna studie. När PCA appliceras på ett dataset transformeras datasetet och de ursprungliga parametrarna såsom ph, TOC, ammonium, kadmium osv. ersätts med nya, så kallade principalkomponenter (PC). Principalkomponenterna tas fram på ett sådant sätt att så mycket som möjligt av den ursprungliga variationen i data koncentreras till ett fåtal parametrar. På så sätt kan analysen begränsas till några få parametrar utan att alltför mycket av den ursprungliga variationen förbises. PCA har också fördelen att inverkan av bakgrundsbrus kan minskas. 5

Lakvattendata från samtliga deponier studerades med PCA. Prov med få analyserade parametrar rensades bort. Värden under detektionsgränsen ersattes med halva detektionsgränsen. Avvikande mätvärden togs bort med Grubbs test (Grubbs, 1969) och saknade värden (mindre än 10 % för alla parametrar och mättillfällen) ersattes med medelvärdet för parametern. Data logaritmerades (med undantag för tiden), och standardiserades genom att medelvärdet subtraherades från alla parametrar och de delades med standardavvikelsen. Standardiseringen syftar till att ta bort inverkan från att olika parametrar har olika stora värden, varierar inom olika intervall, har olika enheter osv. Därefter gjordes själva PCA:n. PCA kommer inte att beskrivas ingående här utan den intresserade läsaren hänvisas till Jackson (1991) eller Wold (1987). Kanonisk korrelationsanalys, CCA, är en metod som hittar korrelationer mellan två multidimensionella dataset. Det innebär att det går att studera hur en grupp av parametrar påverkar en annan grupp. Inför denna studie delades lakvattendatan in i två grupper där den ena innehåller metaller och den andra innehåller övriga parametrar. CCA användes för att studera om metallernas variation kunde förklaras med hjälp av de övriga parametrarna; metallerna var alltså den svarande variabeln (prediktand) och de övriga parametrarna den förklarande variabeln (prediktor). Lakvattendata från Fläskebo, Tagene och Högbytorp studerades med CCA. Inför CCA:n förbehandlades respektive dataset (metaller respektive övriga parametrar) på samma sätt som inför PCA:n. Därefter gjordes en PCA på dataseten var för sig för att filtrera bort ovidkommande brus. Principalkomponenterna som resulterade från detta användes sedan i själva CCA:n. Resultaten presenteras i Appendix 1. En ingående matematisk beskrivning av CCA finns hos Barnett och Preisendorfer (1987). För att kunna identifiera parametrar som förklarar enskilda metallers variation applicerades även stegvis regression på alla deponiers lakvatten. Då studerades för varje metall vilka av de övriga parametrarna som tillsammans kunde förklara dess variation. Alla beräkningar genomfördes med hjälp av programvaran Matlab R2007a med Statistics Toolbox. Stegvis regression gjordes med hjälp av funktionen Stepwise. Utvalda resultat därifrån presenteras i Appendix 2. 2.4 Geokemisk modellering Lakvattenanalyser ger oftast bara svar på totalhalter och inte i vilken form de olika ämnena förekommer. Detta kan dock studeras med hjälp av geokemisk programvara. Två geokemiska jämviktsmodeller användes i projektet: Visual MINTEQ 2.61 och PHREEQC Interactive 2.14.2. Modellerna ger en uppfattning om i vilken form ämnena förkommer i lakvattnen, såsom fria metaller och olika komplex. Visual MINTEQ kan dessutom modellera komplexbildning med organiskt material. För detta syfte användes Stockholm Humic Model (SHM) med sina originalparametrar. Lakvattnen från Fläskebo och Tagene modellerades i båda programmen; i övriga lakvatten saknas viktiga parametrar. ph och temperatur sattes till uppmätta värden. Inga mineraler tilläts fällas ut. I PHREEQC Interactive sattes redoxparet N(3)/N(5) att styra redox. 6

2.5 Nedbrytbarhet och laktester Då nedbrytning av organiskt material har så stor betydelse för kemin i en deponi är detta en viktig process att studera. Inför deponering testas enbart det totala innehållet av organiskt kol (TOC) i avfallet, men det är inte säkert att allt kol som detekteras på så sätt kan brytas ned i deponin. Bland annat kan standarden (EN 13 137) inte skilja på elementärt och organiskt kol. Mer intressant är det att mäta avfallets biologiska nedbrytbarhet. I denna studie har nedbrytbarheten studerats i sorteringsrest som varit deponerad på Fläskebo och i avfallsförbränningsaskor. 2.5.1 Material Sorteringsrest från bygg- och rivningsavfall som varit deponerat på Fläskebo provtogs av personalen på plats. Totalt var provets storlek 29,3 kg. Volymmässigt bestod det framförallt av isolering som var relativt intakt samt ett sönderbrutet material som antogs bestå främst av gipsplattor. Ca 20 viktsprocent av provet bestod av stora bitar av betong, sten och tegel som sorterades ut och vägdes innan vidare behandling av materialet. Det förekom också bitar av trä, spånskivor och liknande organiska material. Provets utseende och lukt visade klart att det utsatts för nedbrytning. Provet finfördelades och blandades och hölls fruset fram till försöken. Totalt sex replikat testades varav fyra gav användbara resultat. Prov från vittrat och färskt slaggrus togs från två högar utomhus på Spillepeng. Högen med vittrat slaggrus hade lagts upp under de fem månaderna som föregick provtagningstillfället. Proven togs från de yttre lagren av högarna. Av det färska slaggruset testades tre replikat varav två gav användbara resultat. Av det vittrade slaggruset gav 11 av 12 replikat användbara resultat. 2.5.2 Metoder Försöken genomfördes i enlighet med den tyska standarden för mätning av nedbrytningspotential hos avfall, RA4 (se Verordnung über die umweltverträgliche Ablagerung von Siedlungsabfällen, AbfAblV, appendix 4). Principen är att ett avfallsprov bryts ned under kontrollerade former i en syresatt miljö, och den mängd syre som konsumeras mäts. När syret konsumeras produceras samma volym koldioxid. Behållaren där nedbrytningen sker innehåller ett material som absorberar koldioxid. Detta genererar ett undertryck och det är detta tryck som detekteras och räknas om till syreförbrukning. Den minsta tryckskillnad som kan detekteras av de använda sensorerna är 1 hpa så för att få tillförlitliga mätresultat behöver den totala tryckminskningen bli några gånger större än så. Omräknat till syrekonsumtion blir den nedre detektionsgränsen ca 0,1 mg O 2 /g torrt avfall. På grund av att den biologiska aktiviteten i de studerade avfallen förväntades vara mycket låg gjordes avsteg från standarden och större avfallsmängder än där angivet användes. I fallet med vittrat slaggrus användes i vissa fall mycket stora prover (350 g i stället för 40 g) och därför gjordes en kontroll som bekräftade att provvolymen inte påverkade resultatet. Vattenhalten i proverna optimerades manuellt då denna metod ansågs enklare och dessutom mer tillförlitlig än den som beskrivs i standarden. För att studera effekten av nedbrytning genomfördes urlakningstester på avfallen före och efter nedbrytningsförsöken. Urlakningen skedde satsvis under 24 timmar och förhållandet mellan vatten och avfall var 10:1. Det lakvatten som på så sätt bildades filtrerades och studerades med avseende på toxicitet mot sötvattenlevande zooplankton (Daphnia Manga) med hjälp av Daphtoxkit F Manga. Den använda metoden testar den akuta toxiciteten under två dygn. Totalhalter av en mängd olika ämnen (metaller, TOC, näringsämnen m.m.) analyserades också i lakvattnet före och efter nedbrytningsförsöket. 7

Period 2003-2008 2000-2008 1995-2006 2004-2008 1996-2008 Tabell 2. Medelhalter i obehandlat lakvatten i olika deponier. d.s. = data saknas. Källor: Fläskebo och Tagene: Renova AB (2008), Högbytorp: Ragn-Sells AB (2008), Filborna: NSR AB (2008), Löt: Söderhalls Renhållningsverk AB (2008), Spillepeng: Sysav AB (2008), Sverige: Öman och Junestedt (2008) Parameter Enhet Fläskebo Tagene Högbytorp Filborna Löt Sverige Spillepeng, bio 2000-2008 SPILLEpeng, special 2000-2008 ph 7,9 8,0 7,8 7,6 7,5 7,5 6,6 7,6 Kond. ms/m 430 900 620 660 270 1100 2700 870 TSS mg/l 15 8 220 370 40 20 430 200 BOD 7 mg/l 6 d.s. 740 850 140 50 10 30 TOC mg/l 26 200 580 670 180 350 40 220 Alkalinitet mekv/l 2 30 d.s. 240 d.s. d.s. d.s. 40 Cl mg/l 850 1600 730 670 280 2500 25000 1500 SO4 mg/l 1050 d.s. 110 340 d.s. d.s. d.s. 220 N-tot mg/l 4 240 230 360 60 410 170 290 NH 4 -N mg/l 0,5 200 220 230 50 340 160 260 NO 2 -N mg/l 0,1 d.s. d.s. d.s. 1 0,03 d.s. d.s. NO 3 -N mg/l 1 2 d.s. 30 3 1 d.s. d.s. P-tot mg/l 0,04 5 10 30 1 2 0,5 1 As µg/l 6 10 10 20 8 10 30 6 Ca mg/l 340 80 d.s. d.s. d.s. d.s. d.s. 130 Cd µg/l 0,5 0,4 1 1 0,3 4 130 0,04 Co µg/l 2 7 60 20 3 10 20 8 Cr µg/l 7 70 60 80 20 80 10 20 Cu µg/l 100 90 60 50 10 10 920 20 Fe mg/l 0,5 2 8 10 2 3 200 7 Hg µg/l 0,02 d.s. 0,1 0,1 0,04 0,1 d.s. 0,03 Mn µg/l 430 460 d.s. 2100 620 400 2600 1200 Ni µg/l 40 60 340 80 10 70 500 30 Pb µg/l 2 6 20 40 10 6 600 4 Zn µg/l 160 60 610 3300 200 80 8700 70 8

3 Resultat och diskussion 3.1 Lakvattenkvalitet I Tabell 2 presenteras medelhalter av föroreningar i de studerade deponierna. Fler provtillfällen har tagits med än de som användes för den multivariata analysen; de perioder som inkluderats anges i tabellen. Tabellen visar klart att Fläskebos lakvatten har mycket låga halter av organiskt material; både BOD 7 (biologisk syreförbrukning) och TOC (totalt organiskt kol) är mycket lägre i Fläskebo än i de andra deponierna. Näringsämnen som fosfor och kväve har också låga halter, se till exempel totalkväve (N-tot) och totalfosfor (P-tot). Utifrån halterna i Tabell 2 går det inte att säga att Fläskebos lakvatten är mer salt eller koncentrerat jämfört med andra deponier. Koncentrationen av klorid ligger i nivå med övriga och vid jämförelse med ett medelvärde för Sverige från Öman och Junestedt (2008) har några metaller (Ca, Cd, Cu och Zn) betydligt högre halter medan andra (Co, Cr, Fe, Mn, Pb) har betydligt lägre halter. De flesta deponier i denna studie verkar dock skilja sig från medeldeponin, inte bara Fläskebo. Det är också viktigt att tänka på att Fläskebos lakvatten samlas upp i en damm varför en viss utspädning kan förväntas. Om jämförelsen görs med de två andra deponier där proven också tagits ur en damm, Högbytorp och Löt, kvarstår dock ovanstående slutsatser. Kloridhalten är i samma storleksordning i Högbytorp och lägre i Löt. De flesta metaller har lägre halt i Fläskebo än i de två andra deponierna. Med hjälp av årsmedelvärden i lakvattnet och årsdata för lakvatten- och avfallsmängder uppskattades totala mängder av föroreningar som lakats ut från varje ton avfall i Fläskebo (Tabell 3). För jämförelse presenteras värden för Löt i Tabell 4. När jämförelsen mellan deponierna nu görs per ton deponerat avfall blir bilden en annan än vid jämförelse av halter. Kloridmängderna är större i Fläskebo räknat per ton deponerat avfall. Särskilt stora var de de två första åren, troligen på grund av det slaggrus som använts som körlager i bottenkonstruktionen. När metallutsläppen under deponiernas fyra första år jämförs är utsläppen av flera metaller (As, Cd, Cu och Ni) större på Fläskebo än på Löt. För övriga metaller finns ingen signifikant skillnad. Utsläppen av organiskt material från Fläskebo är avsevärt mindre än i Löt när jämförelsen sker med Löts fyra första år (1996-1999). I slutet av 1999 installerades en luftare i den damm på Löt där proverna av det obehandlade lakvattnet tas. Detta resulterade i kraftigt sänkta halter av organisk material i lakvattnet, och proverna representerar alltså inte längre obehandlat lakvatten. Efter att luftningen sates in är mängderna räknat per ton avfall i samma storleksordning i båda deponierna. Utsläppen av kväve är högre från Löt. Även fosforutsläppen från Löt verkar vara högre, men skillnaden är inte statistiskt signifikant när de fem första åren i respektive deponi jämförs. Dessa resultat tyder på att lakvattnet från Fläskebo, räknat per mängd deponerat avfall, trots allt är något saltare än för en deponi med mer organiskt material. Dock verkar lakvattnet i Fläskebo vara relativt utspätt. Detta beror troligen till stor del på att det samlas upp i en damm innan analyserna görs. Mängderna organiskt material och kväve är jämförelsevis låga i Fläskebos lakvatten, även räknat per deponerad mängd. 9

Tabell 3. Utsläppta mängder i gram per ton avfall. Obehandlat lakvatten från Fläskebo. Data från Renova AB (2008) 2004 2005 2006 2007 2008 Cl 400 100 40 60 40 N-tot 1,4 0,9 0,5 0,7 0,7 P-tot 0,01 0,01 0,01 0,01 0,02 TOC 6 5 4 7 4 Fe 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 As 0,002 0,002 0,001 0,001 0,001 Pb 0,0004 0,0003 0,0003 0,001 0,0003 Cd 0,0001 0,0001 0,0001 0,0001 0,0001 Cu 0,04 0,01 0,01 0,02 0,02 Cr 0,002 0,002 0,001 0,002 0,002 Ni 0,01 0,01 0,01 0,02 0,01 Zn 0,01 0,01 0,04 0,1 0,1 Tabell 4. Utsläppta mängder i gram per ton avfall. Obehandlat lakvatten från Löts tidiga år. Data från Söderhalls Renhållningsverk AB (2008). 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Cl 9 16 18 13 9 10 16 N-tot 1 7 8 4 4 3 2 P-tot 0,04 0,07 0,4 0,06 0,04 0,03 0,03 TOC 20 43 48 26 6 7 6 Fe 0,2 0,3 0,2 0,2 0,1 0,1 0,04 As 0,0004 0,0003 0,0003 0,0008 0,0005 0,0003 0,0004 Pb 0,0005 0,0001 0,0003 0,0003 0,0006 0,0002 0,0004 Cd 0,00004 0,00002 0,0001 0,00004 0,00003 0,00001 0,00001 Cu 0,001 0,001 0,001 0,0004 0,001 0,001 0,001 Cr 0,001 0,002 0,002 0,002 0,001 0,001 0,001 Ni 0,001 0,001 0,001 0,001 0,001 0,001 0,001 Zn 0,03 0,01 0,1 0,03 0,01 0,03 0,01 3.2 Multivariat analys och geokemisk modellering I detta kapitel presenteras resultaten från principalkomponentsanalys (PCA) av de olika deponiernas lakvatten. Fläskebos, Tagenes och Högbytorps lakvatten har också studerats med kanonisk korrelationsanalys (CCA). I detta kapitel presenteras endast kortfattat några slutsatser därifrån. Tabeller med utförliga resultat och förklaringar finns i Appendix 1. I Appendix 2 finns en sammanställning av alla samband som funnits med stegvis regression. De mest intressanta nämns även i detta kapitel. 3.2.1 Fläskebo När Fläskebos lakvattendata hade transformerats med PCA så förklarade de två första principalkomponenterna 34 % respektive 19 % av den ursprungliga variansen. Med hjälp av enbart två parametrar går det då alltså att beskriva över 50 % av den ursprungliga variansen. Totalt ingick 39 lakvattenparametrar i analysen. 10

Ett sätt att visualisera resultatet av en PCA är att göra ett så kallat komponentdiagram (loading plot), se Figur 1. Var och en av de ursprungliga lakvattenparametrarna representeras i figuren av en punkt. Om punkterna ligger nära varandra innebär det att parametrarna samvarierar. Parametrar som ligger på rakt motsatta sidor i figuren har en negativ samvariation, dvs. när den ena har höga värden har den andra låga. Parametrar som ligger nära origo har ett litet bidrag till modellen. I Figur 1 befinner sig ph relativt ensamt och nära origo. Även temperaturen, T, beter sig på ett liknande sätt. Det tyder på att dessa parametrar har liten betydelse för hur de övriga varierar. I fallet med ph beror detta troligen på att denna parameter varierar inom ett så snävt intervall (7,5 till 8,3) att variationerna är för små för att påverka lakvattenkemin. I ett större intervall har ph mycket stor påverkan på metallers löslighet (Stumm och Morgan, 1996). Figur 1. Resultat från principalkomponentsanalys av lakvattendata från Fläskebo Joner från lättlösliga salter (Cl, Na, K) samvarierar med parametrar som beskriver halter av löst material (salinitet, Sal och elektrisk konduktivitet, EC). Detta är ett förväntat resultat som ses som en bekräftelse på att modellen kan fånga verkliga förlopp. Natrium (Na) och kalium (K) härstammar troligen från lättlösliga kloridsalter. Resultaten från CCA:n (Appendix 1) bekräftar denna samvariation. Tiden bidrar kraftigt till modellen då den ligger långt från origo i den första och viktigaste komponenten i Figur 1. Den har en negativ samvariation med klustret med lättlösliga salter. Dessa parametrar har sjunkande värden med tiden, medan alkaliniteten (Alk) som ligger nära tiden visar en uppåtgående trend. PCA:n visar tydligt att TOC och DOC (löst organiskt kol) samvarierar. Detta är föga förvånande då DOC helt enkelt är den fraktion av TOC som passerat ett filter, i Fläskebo runt 90 %. BOD 7 har inte så stark samvariation med TOC och DOC vilket tyder på att hur mycket kol som är nedbrytbart inte direkt beror på den totala mängden. 11

När parametrar som kan förväntas beskriva samma processer i lakvattnet, så som TOC och DOC respektive EC och Sal, har en så stark samvariation som framgår av Figur 1 så är det ett tecken på att de beskriver i stort sett samma information. Frågan blir då om det verkligen är motiverat att analysera båda parametrarna. I fallet med TOC och DOC hade en mindre filterstorlek eventuellt kunnat ge ny intressant information. PCA:n visar samtidigt att parametrar som skulle kunna förväntas representera samma information, så som suspenderad substans (TSS) och turbiditet (Turb) faktiskt inte samvarierar i någon högre utsträckning. Resultaten visar på att PCA kan vara ett värdefullt verktyg för att identifiera överflödiga analysparametrar och optimera analysprogrammen. Regressionsanalysen (Appendix 2) visar att totalsvavel och TOC är korrelerade till kalcium (Ca). Koncentrationen av Ca är hög i Fläskebo (Tabell 2). Källan antas vara finfördelade gipsrester som av praktiska skäl inte går att sortera ut från det restavfall som har deponerats i stora mängder här. PHREEQC stöder den teorin; både gips (CaSO 4 2H 2 O) och dess dehydrerade form anhydrit (CaSO 4 ) är nära jämvikt med lakvattnet vilket antyder att de styr lösligheten hos de aktuella jonerna. Tungmetaller är en grupp av föroreningar som kommer att finnas kvar och måste behandlas i nya deponiers lakvatten. Att förstå deras urlakningsbeteende är därför viktigt. Komplexbildning med organiska och oorganiska föreningar påverkar metallers löslighet och alltså också deras urlakning (Stumm och Morgan, 1996). CCA:n (Appendix 1) visar att en del av variationen i BOD 7, TOC and DOC och eventuellt även alkalinitet kan förklara delar av variationen hos järn (Fe), kobolt (Co) och Ni och något svagare även Ca, magnesium (Mg), kadmium (Cd) och zink (Zn). I fallet med Zn och Mg verkar korrelationen bero på alkaliniteten (se nedan). För Fe, Co, Ni och Cd tyder resultatet på att det finns en samvariation med organiskt material. Modellering med Visual MINTEQ visar på att en stor del av aluminium (Al), Cu, Fe och bly (Pb) samt en mindre del av Ni finns som organiska komplex. Regression (Appendix 2) visar på att TOC är korrelerat med Ca, mangan (Mn) och Cd medan DOC är korrelerat med Zn. Ni kunde förklaras av alkaliniteten medan Fe kunde beskrivas med turbiditet, fosfat (PO 4 ) och organiska halogener (AOX). Cu var korrelerat med EC och Pb med turbiditeten. Det saknas alltså i stort en överensstämmelse mellan de metaller som samvarierar statistiskt med organiskt material och de metaller som enligt MINTEQ bildar organiska komplex. Den sammantagna bilden blir dock att det organiska materialets betydelse för utlakningen av metaller är relativt begränsad. Ni och Cu samvarierar båda med oorganiska parametrar. Statistiken tyder inte på att organiska komplex ligger bakom den relativt låga utfällningen av Ni. Enligt modelleringen med MINTEQ är dock nästan all Cu och ca 15 % av Ni organiskt bundet. Oorganiska parametrar korrelerar statistiskt med många metaller. Detta är något att vara uppmärksam på i nya deponiers lakvatten. Förutom vad som nämnts ovan pekar regressionen på att flera andra metaller samvarierar med NO 3 -N och NO 2 -N (Appendix 2). Det är dock troligt att detta beror på något annat än komplexbildning då den geokemiska modelleringen inte hittar några sådana komplex. Utifrån PCA och CCA samvarierar Zn och Mg med alkaliniteten. Detta stöds även av regressionen (Appendix 2). Karbonat- och bikarbonatjoner (vilka utgör merparten av alkaliniteten) är möjliga bindningspartner för Zn 2+ och Mg 2+ men utgör inte någon betydande del av den totala koncentrationen enligt PHREEQC. Enligt samma programvara är dock magnesit (MgCO 3 ) nära jämvikt i många lakvattenprover vilket tyder på att detta mineral styr lösligheten för Mg. Det kan också bidra till alkaliniteten. Motsvarande Zn-mineral, smithsonit (ZnCO 3 ) är oftast undermättat, men är i några lakvatten är det nära jämvikt. 12

3.2.2 Tagene Principalkomponentsanalysen av Tagenes lakvatten samlar liksom för Fläskebo över 50 % av den ) ursprungliga 2 variansen i de första två komponenterna som representerar 42 % respektive 12 %. Ett C komponentdiagram P av dessa två komponenter presenteras i Figur 2. Liksom för Fläskebo så grupperas viktiga ( salter tillsammans med EC. Nu tycks fler joner befinna sig i detta kluster, till exempel Barium (Ba) t och ammonium (NH 4 -N). n e n o 0.4 Pb p m o Ca Cd c 0.3 Zn Cu Fe l a 0.2 NO3-N p Al i Mn Mg TOC Co c Turb Ni COD n 0.1 Sr i r T color Cr p Cl NH4-N 0 K Na Ba N d ph EC r As P i -0.1 h Phen T aliph alk -0.2 time -0.25-0.2-0.15-0.1-0.05 0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25 First principal component (PC1) Figur 2. Resultat från principalkomponentanalys av lakvattendata från Tagene Multilinjär regression (Appendix 2) visar att Cl är den viktigaste förklarande variabeln för K, Mg och Ba i Tagenes lakvatten. För Na är NH 4 -N något viktigare. Olika kväveföreningar är också viktiga förklarande variabler för Co, krom (Cr), Mn (negativ korrelation) och Ni. Endast för Fe och Cd är organiska parametrar de viktigaste förklarande variablerna trots att PCA:n antyder att Co och Ni samvarierar med dem. Trots att regressionen föreslog NH 4 som en viktig styrande variabel för flera metaller (Appendix 2) hittades inga NH 4 -komplex i betydande koncentrationer vid modellering med Phreeqc eller Visual MINTEQ. Tagene innehåller framför allt aska. Artikelförfattare (Meima m.fl., 1999) har tidigare visat att lösligheten hos koppar från aska från förbränning av hushållsavfall till stor del styrs av organiskt material. I Tagenes lakvatten har dock inga korrelationer mellan Cu och någon organisk parameter upptäckts, varken med PCA eller med regression (Appendix 2). I stället märks främst en negativ korrelation till fosfat. Enligt Visual MINTEQ skall dock över 90 % av Cu vara i organiska komplex. Liksom för Fläskebo stämmer alltså inte statistiken och den geokemiska modelleringen överens. Tiden dyker upp som en förklarande variabel för många metaller i Tagenes lakvatten (Appendix 2). Den är också en viktig parameter i PCA:n vilket syns på att den ligger långt från origo. Samtliga korrelationer med tiden är negativa och många parametrar visar också avtagande trender. 13

3.2.3 Högbytorp För Högbytorp var den ursprungliga variansen relativt jämnt fördelad över de tre första principalkomponenterna från PCA:n (28 %, 21 % respektive 19 %). För att inkludera mer än 50 % av variansen visas komponentdiagram mellan PC1 och PC2 samt PC2 och PC3 i Figur 3. EC och Cl samvarierar med varandra och totalkväve, ph och Cr. Tiden bidrar framför allt till den andra komponenten och har en motsatt varians jämfört med ovan nämnda parametrar liksom i tidigare studerade deponier. ph har en större vikt i denna modell. När det gäller metallerna så uppvisar Cr ett annorlunda beteende jämfört med övriga då den ligger i motsatt sida i figuren. Att Cr verkar samvariera med oorganiska parametrar har observerats i tidigare analyser av detta lakvatten och det tycks även vara fallet i flera andra deponier i denna studie. Den kanoniska korrelationsanalysen (Appendix 1) bekräftar att Cr samvarierar med oorganiska parametrar och en multilinjär regression pekar ut EC och totalkväve som styrande för Cr-koncentrationen (Appendix 2) i Högbytorp. Utifrån CCA:n (Appendix 1) verkar Ni och Co förklaras av de organiska parametrarna. Detta bekräftas av regressionen (Appendix 2). Figur 3. Principalkomponentsanalys av lakvattendata från Högbytorp 3.2.4 Filborna De två första principalkomponenterna från PCA:n av Filbornas lakvatten representerar 25 % respektive 16 % av den ursprungliga variansen. Ett komponentdiagram finns i Figur 4. Ett kluster innehållande klorid och EC och, liksom för Tagene, ammonium och totalkväve kan skönjas i nedre högra kvadranten. I detta fall tycks det även innehålla alkaliniteten. Tiden ligger relativt långt från origo och de flesta parametrar tycks i varierande grad ha en negativ samvariation med den. De flesta parametrar visar också mycket riktigt svaga nedåtgående trender under den studerade perioden. Även regressionen identifierar tiden som en förklarande variabel för många metaller (Appendix 2). Det finns antydningar om att flera metaller samvarierar med organiska parametrar men med regression kan enbart Ni och Mn identifieras som korrelerade med TOC och ingen med BOD 7 (Appendix 2). Varken temperaturen eller ph bidrar väsentligt till modellen. 14

Figur 4. Principalkomponentsanalys av lakvattendata från Filborna 3.2.5 Löt Resultatet från PCA av Löts lakvattendata presenteras i Figur 5. De två första komponenterna representerar 32 % respektive 19 % av den ursprungliga variansen. I detta lakvatten tycks Cl och EC inte samvariera lika starkt som i övriga. EC och totalkväve samvarierar dock liksom i flera andra deponier. Till skillnad från de andra deponierna i denna studie tycks många parametrar i Löts lakvatten ha en positiv samvariation med tiden. Detta bekräftas av stegvis regression (Appendix 2). Många parametrar har mycket riktigt en tendens att öka under den studerade tidsperioden. Löt är en relativt ung deponi. Det kan vara en förklaring till att den beter sig annorlunda i detta avseende. Tyvärr var det inte möjligt att studera lakvattendata från deponins första år med PCA vilket hade kunnat ge ytterligare intressant information. 15

Figur 5. Principalkomponentsanalys av lakvattendata från Löt 3.2.6 Spillepeng Spillepeng har separat insamling och kontroll av lakvatten från deponins olika delar. I denna studie har en cell med hushållsavfall och en med specialavfall (främst askor, blästersand, asbestavfall och förorenad jord) studerats. Spillepeng ligger mycket nära havet och på gammal havsbotten. Kloridhalterna och konduktiviteten i deponin är mycket höga, se Tabell 2. Detta gör denna deponi något speciell. Det kan också leda till störningar vid analyser genom att Cl interfererar med andra ämnen. Specialcellen har höga halter av suspenderat material och flera metaller. De ostabiliserade askor som deponerats där bidrar troligen också till de höga kloridhalterna i denna cell. PCA gjordes på båda cellerna, se Figur 6 och Figur 7. I lakvattendatan från biocellen representerar de två första komponenterna 31 % respektive 19 % av den ursprungliga variansen och i specialcellen 49 % respektive 12 %. Något förvånande samvarierar inte kloridhalten med konduktiviteten. Någon förklaring till detta har inte hittats. I specialcellens lakvatten bidrar konduktiviteten mycket lite till de två första komponenterna. I biocellen liksom i Löt och Högbytorp bidrar ph till modellen (ligger långt från origo). I båda de studerade cellerna, men framför allt i specialcellen är de flesta parametrar negativt korrelerade med tiden, särskilt starkt när det gäller de organiska parametrarna. Många parametrar visar också nedåtgående trender under den studerade tidsperioden. I specialcellen verkar de flesta metaller ha ett likartat urlakningsbeteende medan de i biocellen är mer spridda. Stegvis regression visar att BOD 7 bidrar till att förklara variationer hos Cr och Ni i specialcellen. Cu har en negativ korrelation med TOC i specialcellen, men den bakomliggande mekanismen är okänd. I båda cellerna har några metaller har negativ korrelation med tiden. 16

Figur 6. Principalkomponentsanalys av lakvattendata från biocell från Spillepeng (pumpstation P6) 0.5 0.4 0.3 Fenol tot TOC BOD 7 0.2 CN tot P Cl tot 2 C P 0.1 0-0.1-0.2-0.3-0.4 Time ph EC As NH 4 -N Cr Mn N tot Susp Cu Co Ni Zn Pb Cd -0.5-0.5-0.4-0.3-0.2-0.1 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 PC1 Figur 7. Principalkomponentsanalys av lakvattendata från Spillepengs specialcell (pumpstation P3) 17

Under 2008 analyserades ett stort antal parametrar, däribland många organiska, i prover på Spillepengs totala lakvatten, alltså ett blandat prov från samtliga celler. Data från varje månad från januari till och med oktober studerades med PCA. Samtliga parametrar med max 10 % saknade data inkluderades, bland annat ett flertal organiska föroreningar (4-Nonylfenol (NPh), Cyanid (CN), Destillerbara fenoler (Phen), Di-2-etylhexylftalat (DEHP), Dibutyltenn (DBT) och Tributyltenn (TBT)). De tre första komponenterna representerar 31 %, 19 % respektive 15 % av den ursprungliga variansen. I Figur 8 presenteras komponentdiagram med PC1 mot PC2 till vänster och PC2 mot PC3 till höger. Parametrarna är väldigt utspridda och det är svårt att identifiera tydliga samvariationer. Utifrån PCA:n går det inte att urskilja några tydliga samband mellan de studerade organiska föroreningarna eller mellan organiska föroreningar och övriga organiska parametrar (COD, BOD 7 och TOC) eller suspenderat material (Susp). Figur 8. Principalkomponentsanalys av blandprov från Spillepeng. 3.2.7 Jämförelser Givetvis är det svårt att dra tvärsäkra slutsatser utifrån jämförelser av så olika lakvatten. Det är dock uppmuntrande att vissa drag går igen i alla komponentdiagram. Bland syns annat ett kluster av lättlösliga salters joner och parametrar som beskriver salthalt i samtliga deponier där dessa parametrar har inkluderats i analysen. Undantaget från detta är Spillepeng och där misstänks de höga salthalterna och närheten till havet orsaka avvikelsen. Dessutom är tidsserierna för denna deponi korta vilket gör resultatet från PCA osäkert. De statistiska metoderna kunde bara identifiera en begränsad samvariation mellan metaller och organiskt material i Fläskebos kolfattiga lakvatten. Detsamma gäller dock även för de andra deponierna så utifrån resultaten i denna studie så går det inte att säga att den låga kolhalten i Fläskebos lakvatten i sig minskar de organiska föreningarnas betydelse för metallurlakning. Det faktum att de metaller som enligt statistiken samvarierar med organiskt material inte är desamma som bildar komplex enligt den geokemiska modelleringen föranleder en diskussion om vad som egentligen beskrivs av de statistiska analysverktygen. Det finns många tänkbara anledningar till att två parametrar samvarierar. Till exempel kan de härstamma från samma salt såsom troligen är fallet med Na och Cl. De kan också beskriva i stort sett samma information i lakvattnet som till exempel TOC och DOC. De kan också ha deponerats tillsammans eller så kan det vara så att den ena parametern orsakar den andras urlakning. Denna osäkerhet gör att det blir värdefullt att kombinera de statistiska teknikerna med andra såsom geokemisk modellering för att förstå orsaken bakom samvariationen. Modellen för organiskt material (SHM) som använts här är dock anpassad för naturligt organiskt material och passar kanske inte så väl för det organiska materialet i Fläskebo och Tagene. Detta kan vara en orsak till bristen på överensstämmelse med de statistiska resultaten. 18

Tiden visade sig vara en mycket viktig förklarande variabel i de flesta deponier. Detta är kanske föga förvånande då deponier förändras över tid, men sambandet var tydligt även för äldre deponier. I flera fall var tiden särskilt starkt negativt korrelerad med parametrar som beskriver lättlösliga salter och vars koncentrationer främst bör styras av relativt enkla urlakningsprocesser. Undantaget var Löt. Detta kan eventuellt bero på att Löt är en relativt ung deponi. Detta är dock fallet även med Fläskebo, men i detta avseende beter sig Fläskebo snarast som de gamla deponierna. En skillnad som träder fram mellan Fläskebo och övriga deponier är att i Fläskebo tycks totalkvävet och ammoniumkvävet inte samvariera. Det gör de i samtliga andra deponier där detta kunnat studeras, med undantag för Spillepeng. Med undantag för Spillepeng och Fläskebo finns också en samvariation mellan kväve och de oorganiska parametrarna. 3.3 Nedbrytningsförsök Resultaten från nedbrytningsförsöken presenteras som syreförbrukning under fyra dagar, närmare bestämt som den totala mängd O2 som konsumerats per gram torrt avfall under den 96-timmarsperiod som följer närmast på uppstartsfasen av försöket. Den totala syreförbrukningen var 0,8 mg/g torrt avfall för avfallet från Fläskebo, 0,5 för det färska slaggruset och 0,6 för det vittrade slaggruset (Figur 9). Skillnaden mellan askorna var inte signifikant efter att avvikande prov sorterats bort ur materialet. I Figur 9 jämförs nedbrytningen i avfallet från Fläskebo samt slaggruset med resultat från andra avfall från Modin (2007). Ett material härstammade från ett bygg- och rivningsavfall som siktades och den fina resten blandades med grönkompost och avloppsslam och komposterades. Nedbrytbarheten i den färska blandningen var 4,6 mg O 2 /g och efter kompostering var den 0,5 mg O 2 /g. Övriga data kommer från en tysk anläggning för mekanisk- biologisk förbehandling av avfall till deponi som producerar ett material med ett medianvärde på nedbrytningen på 3,5 (Modin, 2007). Gränsvärdet för deponering av mekaniskt- biologiskt behandlat avfall (MBA) är i Tyskland 5 mg O 2 /g torrt avfall vilket skall motsvara ett väl nedbrutet avfall. I ett helt obehandlat hushållsavfall kan syreförbrukningen vara så stor som 80 mg O 2 /g torrt avfall (Modin, 2007). Avfall Sverige (2008a) undersökte anaerob nedbrytning av ett restmaterial från Fläskebo liknande det som studerats här och av slaggrus. Denna metod ger normalt kvalitativt likadana resultat som den aeroba, det vill säga ett avfall som har låg anaerob nedbrytning har också låg aerob nedbrytning (Heerenklage och Stegmann, 1997). De fann att restmaterialet bildade 1,9 liter metan och 2,8 liter koldioxid per kg torrt avfall, långt under det tyska gränsvärdet på 20 liter total biogas per kg. I slaggruset fann de en negativ gasproduktion något som förklarades med att höga ph-värden hämmade mikroorganismerna och att slaggruset absorberade bildad koldioxid genom karbonatisering. I det aeroba testet som användes i föreliggande undersökning påverkas resultatet inte av karbonatisering. Resultaten visar att nedbrytbarheten i de testade avfallen är detekterbar, men mycket låg, särskilt i askorna. För avfallet från Fläskebo bekräftas detta av resultaten från Avfall Sverige (2008a). Om nedbrytningen räcker till för att kunna leda till syrebrist i betydande delar av deponin är dock inte klarlagt. 19