afvalzorg Deponie methaanreductie door actieve beluchting en ...

Methaanemissiereductie door luchtinjectie
in de toplaag van stortplaatsen
Demonstratie van het Smell-Well systeem
op stortplaats Braambergen
Dit project werd gefinancierd door het Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en
Milieubeheer in het kader van het programma Reductie Overige Broeikasgassen 2000. Novem
beheert dit programma.
This project was financed by the Dutch Ministery of Housing, Spatial Planning and Environment
in the framework of the programme Reductie Overige Broeikasgassen 2000 (Reduction Other
Greenhouse Gasses 2000). The programme is managed by Novem.
Afvalzorg Deponie BV
ECN-BCM
TNO-MEP
Haarlem, april 2003

COLOFON
Novem projectnummer: 375004/0010
Novem
Postbus 8242
3505 RE UTRECHT
Nederland
Tel. 030-239 34 93
Contact: Drs. E.M.F. Schoenmaekers
NOVEM does not guarantee correctness and/or completeness of data, designs, constructions,
products or production methods appearing or described in this report, nor for the suitability for
any special purpose.
Deze studie is uitgevoerd door:
Afvalzorg Deponie BV TNO-MEP ECN-BCM
Postbus 6343 Postbus 342 Postbus 1
2001 HH HAARLEM 7300 AH APELDOORN 1755 ZG PETTEN
Nederland Nederland Nederland
Tel. +31 23-5 534 534 Tel. +31 55-549 34 93 Tel. +31 224-56 49 49
Auteurs:
Ir. H. Scharff Ir. J. Oonk Drs. A. Hensen
h.scharff@afvalzorg.nl hans.oonk@mep.tno.nl hensen@ecn.nl
Ir. R. Vroon Dr. H.A. van der Sloot
Drs. A. van Zomeren
2

Summary
In order to demonstrate a reduction of methane emissions, a Smell-Well system was installed
and operated on a part of the slope of the Braambergen landfill near Almere, the Netherlands in
the period of October 2000 until August 2002. In the Smell-Well system alternately air is
injected or extracted through a relative large number of lances, located about 5 meters away
from each other.
Air injection might have a number of effects:
(i) the existing capacity for methane oxidation in the top-layer can be enhanced;
(ii) further methane formation in the aerobic part of the landfill is prevented, since traces of
oxygen are toxic for the methanogens responsible for methane generation;
(iii) in presence of sufficient oxygen, organic material will decompose aerobically and the
potential for methane formation is removed;
(iv) the dense system of lances will act as an efficient system for surface extraction of
landfill gas, migrating through the top-layer.
The demonstration is intensively monitored; methane emissions are measured, the quality of
pore water is analyzed and waste samples are taken and analyzed prior to and after aeration.
Besides the process of aerobic conversion is enhanced on a lab-scale in order to be able to
study the possibility of an aerobic landfill, in which the waste is composted in-situ.
Main conclusion is that Smell-Well reduces methane emissions with 60-85%. In the
demonstration from January 2001 until May 2001 the emission of 580.000 Nm 3 of methane was
reduced; when the system is continued and operates without any major problems, an average
annual emission reduction can be expected of about 500.000 Nm 3 of methane (0.36 ktonne
CH4 y -1 ; 7.6 ktonne CO2-equivalents y -1 ). The most important mechanism is mechanism (iv): an
efficient surface extraction of the gas. Besides it is demonstrated that mechanism (i), a
stimulation of methane oxidation is also of importance. The extra methane oxidation due to
Smell-Well is 13-23% of total methane flux through the top layer.
Investments were € 1.14 million, and annual operating costs are € 70.000. The costs for
greenhouse gas mitigation were € 27 per tonne CO2-equivalents, which is quite expensive. On
the basis of insights gathered in this study, a simplified system can be designed, costing about
€ 6 per tonne CO2-equivalents.
With regards to the feasibility of aerobic landfills, the full-scale and lab-scale experiments led to
contradictions:
on a full-scale, aerobic conversion of organic material could not be proven to have
occurred;
on a lab-scale aerobic stabilization proceeded rather fast and the organic material was
completely stabilized within about half a year.
On the basis of these results, no conclusions can be drawn about the technical feasibility of
aerobic landfills. One conclusion that can be drawn is that the presence of an dense system for
aeration is no guarantee for swift aerobic stabilization. Additional monitoring of methane
emissions and waste conversion are required in order to demonstrate the feasibility of an
aerobic landfill.
On the full-scale an improvement of pore-leachate is observed. A comparison of fully aerobic
stabilized waste, anaerobically stabilized organic waste and largely inorganic waste showed
3

that despite the heterogeneity of these matrices, the leachability of all materials is
comparable. So with respect to emissions to soil and groundwater, aerobic landfills seem to
be a responsible method for waste management.
4

Samenvatting en conclusies
Op een deel van het talud van de stortplaats Braambergen is van oktober 2000 tot augustus
2002 een demonstratie gehouden van het Smell-Well systeem voor methaanemissiereductie. In
dit Smell-Well systeem wordt beurtelings lucht geïnjecteerd en onttrokken door middel van een
groot aantal lansen.
De luchtinjectie heeft een aantal effecten:
(i) de van nature aanwezige capaciteit voor oxidatie van methaan in een toplaag wordt
hierdoor sterk gestimuleerd;
(ii) verdere methaanvorming in het aërobe deel van het afvalpakket wordt dus
voorkomen;
(iii) in aanwezigheid van voldoende zuurstof zal organisch materiaal door compostering
worden afgebroken;
(iv) het dichte stelsel van injectie en extractielansen zal werken als efficiënt systeem
voor oppervlakte onttrekking.
De demonstratie is intensief gevolgd in een monitoringprogramma, waarbij methaanemissies
zijn gemeten, de kwaliteit van het poriewater in het afval is gevolgd en analyses op het afval
zijn uitgevoerd voor en na beluchting. Daarnaast is op het laboratorium de proef versneld
uitgevoerd om zicht te krijgen op de mogelijkheid van volledige aëroob houden van de
stortplaats, waarbij het afval in-situ wordt gecomposteerd: de aërobe stortplaats.
Belangrijkste conclusie is dat Smell-Well de methaanemissies reduceert met 60-85%. In totaal
is in de periode januari 2001 tot en met mei 2002 de emissie vermeden van 580.000 Nm 3
methaan. Als het systeem wordt gecontinueerd en werkt zonder grote storingen, kan een
gemiddelde jaarlijkse emissiereductie worden verwacht van ongeveer 500.000 Nm 3 methaan
(0.36 kton CH4 jr -1 ; 7.6 kton CO2-equivalenten jr -1 ).
Het belangrijkste mechanisme blijkt (iv) te zijn: een efficiënte oppervlakteonttrekking door het
dichte stelsel van lansen. Daarnaast is aangetoond dat (i) een stimulering van oxidatie van
methaan ook optreedt. Naar schatting bedraagt de toename van methaanoxidatie 13 tot 23%
van de methaanflux door de toplaag.
De totale investeringen bedroegen € 1.14 miljoen, en de jaarlijkse operationele kosten waren €
70.000. De kosten voor emissiereductie van broeikasgassen bedragen € 27 per ton CO2equivalenten,
hetgeen vrij duur is voor een dergelijke maatregel. Op basis van inzichten
verzameld in deze studie zou een vereenvoudigd systeem kunnen worden gerealiseerd,
waarmee broeikasgasemissies kunnen worden vermeden à € 6 per ton CO2-equivalenten.
Met betrekking tot de haalbaarheid van aërobe stortplaatsen zijn de resultaten op
laboratoriumschaal en praktijkschaal met elkaar in tegenspraak:
op werkelijke schaal kon aërobe omzetting in het beluchte deel na anderhalf jaar lang
beluchten niet worden aangetoond;
op labschaal bleek de aërobe stabilisatie vrij snel te verlopen en was het geheel na
ongeveer een half jaar volledig gestabiliseerd.
5

Op basis van deze resultaten kunnen geen uitspraken worden gedaan over de praktische
haalbaarheid van aërobe stortplaatsen. Een conclusie die wel kan worden getrokken is dat de
aanwezigheid van een intensief systeem voor beluchting geen garantie biedt voor een snelle
aërobe stabilisatie van organisch materiaal. Monitoring van zowel methaanemissies als afbraak
is noodzakelijk om haalbaarheid van aërobe stortplaatsen aan te tonen.
Op praktijkschaal is wel een verbetering van de percolaatkwaliteit waargenomen. Een
vergelijking van het uitlooggedrag van volledig aëroob gestabiliseerd afval met vergaand
anaëroob gestabiliseerd afval en overwegend anorganisch afval laat zien dat deze zeer
heterogene matrices qua uitlooggedrag uiteindelijk dezelfde uitloogkarakteristieken gaan
krijgen. Dus met betrekking tot emissies naar bodem en grondwater lijken aërobe stortplaatsen
een verantwoorde verwerkingswijze.
6

Inhoudsopgave
Summary ...................................................................................................................................... 3
Samenvatting en conclusies......................................................................................................... 5
Inhoudsopgave ............................................................................................................................. 7
1. Inleiding .................................................................................................................................... 8
2. Opzet en uitvoering proef ....................................................................................................... 10
3. Technische uitvoering............................................................................................................. 11
3.1 Locatie van de proefneming.............................................................................................. 11
3.2 Realisatie van het beluchtings- en onttrekkingssysteem.................................................. 13
3.3 Operationele aspecten...................................................................................................... 14
3.3 Kosten van het gerealiseerde systeem............................................................................. 16
4. Methaanemissies naar de lucht.............................................................................................. 17
4.1 Inleiding........................................................................................................................ 17
4.2 Emissiemetingen.......................................................................................................... 17
4.2.1 Methoden .............................................................................................................. 17
4.2.2 Nulmeting.............................................................................................................. 19
4.2.3 Vervolgmetingen ................................................................................................... 20
4.3 Onttrokken methaan door het Smell-Well systeem...................................................... 22
4.4 Toename methanotrofe activiteit.................................................................................. 23
4.4.1 Doelstelling ........................................................................................................... 23
4.4.2 Monstername en -voorbehandeling ...................................................................... 23
4.4.3 Methodiek ............................................................................................................. 24
4.4.4 Proefopzet............................................................................................................. 25
4.4.5 Resultaten............................................................................................................. 25
4.5 Discussie en conclusies effectiviteit methaanemissiereductie..................................... 27
5. Aërobe stabilisering ................................................................................................................ 34
5.1 Inleiding........................................................................................................................ 34
5.2 Biologische stabilisatiegraad........................................................................................ 34
5.2.1 Algemeen.............................................................................................................. 34
5.2.2 Kwantificering van de biologische stabilisatiegraad ............................................. 34
5.2.3 Gloeiverlies ........................................................................................................... 36
5.2.4 Biologische stabilisatiegraad en zuurstofvraag .................................................... 36
5.2.5 Discussie............................................................................................................... 39
5.3 Aërobe stabilisatie op semi-technische schaal ............................................................ 41
5.3.1 Methode ................................................................................................................ 41
5.3.2 Proefopzet............................................................................................................. 41
5.3.3 Resultaten............................................................................................................. 43
5.3.4 Discussie............................................................................................................... 44
5.4 Poriewater- en afvalanalyses....................................................................................... 45
5.4.1 Materialen en methode............................................................................................... 45
5.4.2 Resultaten en discussie ............................................................................................. 48
5.4.3 Conclusies en aanbevelingen .................................................................................... 59
5.5 Discussie en conclusies aërobe stort........................................................................... 61
6. Referenties ............................................................................................................................. 65
Bijlagen
7

Hoofdstuk 1
Inleiding
Methaanemissies uit stortplaatsen dragen in belangrijke mate bij aan de versterking van het
broeikaseffect. In 2000 is een haalbaarheidsstudie afgerond naar de mogelijkheden
stortgasemissies tijdens de exploitatiefase te verminderen. Uit deze studie is naar voren
gekomen dat verbetering van de oxidatie in de toplaag en aërobe stortplaatsen hiervoor goede
perpectieven bieden.
Op stortplaats Braambergen te Almere vond een geur- en methaanemissie plaats, waarvan
zowel Afvalzorg als de omwonenden vonden dat reductie noodzakelijk was. Door
emissiemetingen door ECN en door eigen waarnemingen werd vastgesteld dat de emissie
hoofdzakelijk werd veroorzaakt door uittreding uit de taluds van een drietal compartimenten.
Omdat eerdere genomen maatregelen (o.a. stortgaswinning conform stand der techniek) niet
afdoende leken, werden in oktober 2000 op deze taluds een 'Smell-Well'-systeem (SWS)
aangebracht. Dit systeem bestaat uit 2½ meter diepe injectielansen, waarvan de onderste 1½
meter is gepreforeerd en welke op ongeveer 5 meter afstand van elkaar in het afvalpakket
worden aangebracht. De lansen werken beurtelings als injectiepunt voor lucht of als
ontrekkingsbron voor de geïnjecteerde lucht. De onttrokken lucht wordt nabehandeld in een
biofilter (zie Figuur 1).
Figuur 1 Het Smell-Well systeem.
De luchtinjectie heeft een aantal effecten:
(i) in een deel van het afvalpakket ontstaat een aëroob milieu. Wanneer methaan- en
geurhoudend gas door deze aërobe laag diffundeert ontstaat een biologische
activiteit, waardoor geur en methaan uit het onderliggende afvalpakket worden
omgezet naar kooldioxide. De van nature aanwezige capaciteit voor oxidatie van
methaan in een toplaag wordt hierdoor sterk gestimuleerd.
(ii) sporen van zuurstof zijn dodelijk voor methanogenen. Verdere methaanvorming in
het aërobe deel van het afvalpakket wordt dus voorkomen.
(iii) in aanwezigheid van voldoende zuurstof zal organisch materiaal door compostering
worden afgebroken. In het aërobe deel van het afvalpakket wordt het
methaanpotentieel aldus uit het afval verwijderd.
(iv) het dichte stelsel van injectie en extractielansen zal werken als efficiënt systeem
voor oppervlakte onttrekking. Mocht er ondanks oxidatie en compostering nog
methaan door het oppervlak ontwijken, zal dit door dit efficiënte systeem worden
afgevangen en in de biofilters worden omgezet.
8

De verwachting was dat na een zekere periode van aërobe beluchting (één tot twee jaar) de
methanotrofe activiteit en aërobe stabilisatie zodanig zijn gestimuleerd dat methaanemissies
gedurende langere tijd drastisch zullen zijn gereduceerd.
Tijdens een twee jaren durend demonstratieproject is de technische haalbaarheid van het
bovenbeschreven systeem bestudeerd. De bedoeling was om geur en methaan te reduceren
door stimulering van oxidatie (mechanisme i); het systeem is zodanig ontworpen en is zodaning
bedreven dat dit mechanisme het belangrijkste deel van de emissiereductie voor zijn rekening
neemt. Intensieve monitoring van effecten zou moeten uitwijzen dat dit daadwerkelijk het geval
was.
Aërobe stortplaatsen (mechanisme iii) zijn interessant uit het oogpunt van zowel methaanvrije
als 'duurzamere' (met sterk gereduceerd risico op vervuiling van bodem en grondwater)
stortplaatsen. Neveneffect in dit project is, dat een aërobe zone van ongeveer 1½ meter diep
wordt gecreëerd, waarin de processen die zich afspelen in een aërobe stortplaats kunnen
worden bestudeerd.
De doelstelling van dit project is:
demonstratie van de toepassing van het SWS voor verbetering van oxidatie in de toplaag
van de stortplaats en monitoring van effecten;
verkrijgen van ontwerpcriteria voor geforceerde beluchting ter verbetering van oxidatie,
leidend tot geringere investerings- en operationele kosten bij toekomstige toepassingen;
verkenning technische haalbaarheid van een aërobe stortplaats; verkrijgen van informatie
over ontwerp en effecten van geforceerde beluchting op aërobe omzetting van organische
componenten.
Dit rapport geeft de resultaten van het gehele demonstratieproject weer. In hoofdstuk 3 worden
de technische aspecten beschreven; in hoofdstuk 4 wordt de haalbaarheid van
methaanemissiereductie beschreven en bediscussieerd; in hoofdstuk 5 volgt de beschrijving en
discussie van het realiseren van een aërobe stortplaats met behulp van Smell-Well.
9

Hoofdstuk 2
Opzet en uitvoering proef
Het belangrijkste doel van de studie was het demonstreren van het Smell-Well systeem voor
reductie van methaanemissies, en het zicht krijgen op het mechanisme voor emissiereductie.
Een afgeleid doel was het verkennen van de haalbaarheid van aërobe stortplaatsen door het
volgen van relevante processen in het afvalpakket. De volgende tabellen geven een overzicht
het doel van en de samenhang tussen alle proeven die binnen het Smell-Well onderzoek zijn
uitgevoerd en de plaats in dit rapport waar de resultaten van de proef zijn beschreven.
Tabel 1: proeven met als doel de kwantificering methaanemissiereductie en het vaststellen met
welk mechanisme emissies zijn gereduceerd.
proef doel in
methaanemissiemeting
(massabalans)
methaanemissiemetingen
(boxmetingen)
monitoring CH4 en CO2 in
onttrokken gas
methanotrofe activiteit toplaag
en afval
gloeiverlies en respiratietest op
de monsters
kwantificeren van methaanemissies en emissiereductie 4.2
vaststellen methaanemissies van het behandelde oppervlak;
inzicht in de ruimtelijke verdeling van emissies (bijvoorbeeld het
ontstaan van voorkeurskanalen)
vaststellen mechanisme van emissiereductie; kwantificeren van
oppervlakteonttrekking (mechanisme iv uit de inleiding) en
methaanoxidatie (mechanisme i) of aërobe conversie van
organisch materiaal (mechanisme iii)
vaststellen in hoeverre methaanoxidatie wordt gestimuleerd
(mechanisme i), door vast te stellen of de hoeveelheid
methanotrofe (methaanoxiderende) bacteriën tijdens de proef is
toegenomen
vaststellen in hoeverre eventuele aërobe conversie van het afval
optreedt (mechanisme iii)
Tabel 2: proeven met als doel het bestuderen van de haalbaarheid van een aërobe stortplaats
proef Doel in
monitoring CH4 en CO2 in
onttrokken gas
monstername en analyse op
gloeiverlies
vaststellen maximale aërobe conversie van organisch materiaal in
de praktijk
vaststellen aërobe conversie uit een afname gloeiverlies van afval
in de beluchte zone
respiratietest op de monsters vaststellen aërobe conversie uit een eventuele afname van het
potentieel van het afval om methaan te vormen, als gevolg van
aërobe omzetting (compostering van het afval)
poriewateranalyses evaluatie van één van de mogelijke voordelen van een aërobe
stabilisatie van afval onder
laboratoriumomstandigheden
analyse eindproduct van
laboratoriumproef
stortplaats: de verbetering kwaliteit van het percolaat op werkelijke
schaal
gevoel krijgen voor snelheid van aërobe omzetting onder ideale
omstandigheden en de minimale snelheid van omzetting in de
praktijk.
evaluatie van één van de voordelen van aërobe stortplaats: het
relatief geringe vervuilingspotentieel na volledige stabilisatie
4.2
4.3
4.4
5.2
4.3
5.2.3
5.2.4
5.4
5.3
5.4
10

Hoofdstuk 3
Technische uitvoering
3.1 Locatie van de proefneming
Het project heeft plaatsgevonden op de compartimenten 6 tot en met 10 (zones B en C in
Figuur 2) van stortplaats Braambergen te Almere. De compartimenten 6 tot en met 10 hebben
een oppervlakte van 90.489 m² ofwel 9 hectare. Het grondvlak is wigvormig. De hoogte van het
afvalpakket bedraagt in de eindsituatie 10 m. De hoek van de hellingen is 1:3. Dat betekent dat
het bovenvlak ongeveer 5,5 hectare beslaat. Het totaal oppervlak van de hellingen is ongeveer
3,5 hectare. Het afval is afgedekt met een laag grond met een dikte variërend tussen 1,0 en 1,3
m.
C
Figuur 2: Plattegrond stortplaats Braambergen.
De stortplaats Braambergen is geopend in 1981. De compartimenten 1 en 2 zijn inmiddels
ontgraven en herstort op compartiment 6. In de compartimenten 3, 4 en 5 (zone A in Figuur 2)
is tussen 1984 en 1992 ongeveer 600.000 ton afval verwerkt. In de compartimenten 6 tot en
met 8 is tussen 1993 en 1997 414.000 afval gestort. Dit afval bestond voor een groot deel uit
overschotten brandbaar afval. Wegens economische bloei in met name 1998 en 1999 is het
aanbod van dit materiaal tijdelijk sterk toegenomen. De compartimenten 9 en 10 en een deel
van compartiment 8 zijn in twee jaar tijd, te weten in 1998 en 1999, gevuld met 181.000 ton
afval. In 1999 is daarnaast nog eens 92.000 ton afval gestort in compartiment 12 (zone D in
Figuur 2).
A
B
E
D
11

Vanwege de aard van het afval ontstond al vrij snel een aanzienlijke stortgasproductie. In het
najaar van 1999 is in de compartimenten 6 tot en met 10 een verticaal gasonttrekkingssysteem
aangelegd met 12 gegraven gasbronnen, ofwel iets meer dan 2 bronnen per hectare. In de loop
van 1999 werd duidelijk dat een aanzienlijke hoeveelheid gas emitteerde via de hellingen die
buiten de invloedsfeer van de gasbronnen liggen. Op basis van stank en kale plekken werd
geconcludeerd dat dit voornamelijk afkomstig was van de hellingen van de compartimenten 9
en 10 (zone C in Figuur 2). Op deze zone is in eerste instantie een laag groencompost van 0,5
dikte aangebracht om oxidatie van methaan en stankstoffen te stimuleren. Dit had onvoldoende
effect. Daarop is besloten in die zone een afvalbeluchtings- en onttrekkingssysteem te
installeren.
Figuur 3 Stortplaats Braambergen (situatie zomer 2000).
12

3.2 Realisatie van het beluchtings- en onttrekkingssysteem
In het najaar van 2000 is gestart met de aanleg van het systeem. Op basis van ramingen van
de leverancier was rekening gehouden met een aanlegperiode van twee weken. In de praktijk
bleek dit niet mogelijk. Bij het plaatsen van de 400 lansen en het leggen van de 6 km leidingen
bleken de realisatiekosten (EUR 47.000) het drievoudige van de raming (NLG 34.000). Door
deze hoge kosten was het budget niet toereikend om tussentijds lansen te verplaatsen met als
doel de optimale lansafstand te bepalen. Voor de hoge kosten zijn meerdere oorzaken:
het systeem is ontwikkeld voor de beluchting van afval vlak voor ontgraving. In die situatie
staat de installatie vlak bij het beluchtingsveld en is afschot voor condensafvoer altijd
aanwezig. Dat was in verband met de bereikbaarheid van de generator voor de diesel
tankauto op Braambergen niet mogelijk. Vanwege de lengte van de
hoofdtransportleidingen moesten ondersteuningsstandaards worden gemaakt en geplaatst
met onderlinge afstanden van 10 m.
doorgaans worden de lansen in het platte vlak geplaatst. Op Braambergen werden ze op
een helling geplaatst. Bij regen gleed de rupskraan van het talud. Omdat het veelvuldig
regende in de periode van aanleg moest een tweede kraan bovenaan de helling worden
ingezet om de kraan met de trilplaat op zijn plaats te houden.
vanwege het grote aantal lansen en leidingen moest onverwacht veel tijd worden besteed
aan het in het veld op de juiste plaats distribueren van de materialen.
Het heeft geen zin lansen in de kade te plaatsen. Vanwege de folie treedt ter plaatse van de
kade geen emissie op. De stortkade is 3 m hoog. Het afvalpakket heeft vanwege inklinking een
overhoogte van 10% gekregen en steekt met 11 m derhalve 8 m boven de kade uit. Bij een
helling van 1:3 komt 8 m verticaal overeen met 24 m horizontaal en is de lengte van de helling
(exclusief de kade) 25 m. Voorzien was de lansen te plaatsen met een onderlinge afstand van
5 m. Dat betekent raaien van 4 lansen haaks op de helling. In de raai staan de lansen 5 m uit
elkaar. De onderlinge afstand van de raaien is eveneens 5 m in de praktijk bleek de lengte van
de helling gemiddeld 28 m te zijn. Om niet het onderste of het bovenste deel van de helling uit
te sluiten is besloten de onderlinge afstand van de lansen in de raaien te vergoten tot 6 m. De
raaien zelf zijn volgens plan geplaatst met een onderlinge afstand van 5 m (zie Figuur 4).
13

Figuur 4: Lansen, verdelers en leidingen.
Tussen de lansen zijn verdelers geplaatst. Telkens 1 verdeler voor de inblaasleiding en 1
verdeler voor de afzuigleiding. De lansen zijn om en om aangesloten op de verdelers en wel
zodanig dat niet twee direct naast elkaar geplaatste lansen op dezelfde verdeler zijn
aangesloten. De verdelers zijn aangesloten op een dichotoom vertakt leidingnetwerk (zie
Figuur 4). Komend vanaf het compressorstation splitsen de leidingen zich telkens in twee
andere leidingen op zodanige wijze dat iedere lans is aangesloten op eenzelfde lengte aan
leiding. Hierdoor is drukval om iedere lans te bereiken hetzelfde en zal altijd eenzelfde
hoeveelheid lucht op iedere lans worden ingeblazen dan wel afgezogen.
3.3 Operationele aspecten
Beschikbaarheid en storingen
De beschikbaarheid van het systeem is gemiddeld 76% geweest. Dat wil zeggen dat het
systeem gemiddeld 6.700 uur per jaar operationeel is geweest. Voor een installatie, die
doorgaans gedurende korte perioden wordt ingezet in omstandigheden waarbij er continu
toezicht is, kan dat niet onverdienstelijk genoemd worden. Ter vergelijking kan worden
vermeld dat de beschikbaarheid van stortgasonttrekkingssystemen doorgaans 95% of meer
is. In dat licht is de beschikbaarheid van de het beluchtings-/onttrekkingssysteem in de
huidige configuratie voor verbetering vatbaar.
Een belangrijke oorzaak van storing was bevriezing in de winterperiode. Een tweede minder
belangrijke oorzaak was storing van de dieselgenerator die de stroomvoorziening verzorgde.
Indien bevriezing kan worden vermeden en stroom van net kan worden betrokken wordt 90-
95% beschikbaarheid haalbaar geacht.
Bevriezing was in de huidige opzet onvermijdelijk. Juist omdat alle leidingen bovengronds zijn
aangelegd, heeft Afvalzorg daar in de voorbereiding specifiek naar gevraagd. De leverancier
14

heeft daarop bezworen dat bevriezing onmogelijk was vanwege de warmteproductie door
afbraak van organisch materiaal in het afval enerzijds en door de compressoren anderzijds.
Dat bevriezing desondanks optrad kan worden verklaard door de grote hoeveelheid
condenswater in het uit het afvalpakket afgezogen gas. Water heeft uitgedrukt in J/kg.K een
vier maal zo grote soortelijke warmte als lucht en neemt daardoor veel meer warmte op.
Daarnaast speelt het grote oppervlak van het leidingsysteem een rol. Het leidingsysteem was
een factor 5 langer dan gebruikelijk en daarmee ook het afkoelend oppervlak. Bij
temperaturen lager dan –5°C blokkeerde bevriezend condenswater binnen 48 uur de
volledige leidingdiameter. De doorgang voor lucht werd zodoende sterk beperkt of geheel
geblokkeerd. Hierdoor kon minder lucht worden verplaatst en liep de druk in het
compressorstation op. De installatie schakelde zichzelf dan uit om schade aan de
compressoren te voorkomen. Door uitzettend ijs zijn daarnaast op diverse plaatsen leidingen
en leidingconnecties opengescheurd. Tijdens aanhoudend vorst is na uitschakelen de
installatie niet opnieuw opgestart. Ontdooien zou een zeer kostbare en zinloze operatie
geweest zijn.
De onverwacht grote hoeveelheid condens had ook tot gevolg dat meerdere malen per week
de afsluiters op de verdelers moesten worden geopend om water af te voeren. Maandelijks
moest een aanzienlijk aantal lansen (met name de laag geplaatste) worden afgekoppeld om
het in de aansluitleiding opgehoopte water te verwijderen. Deze handmatige vorm van
condensafvoer vergde veel meer inzet van medewerkers dan voorzien.
Ontstaan van voorkeurskanalen bij de lansen
Bij de beoogde inzet van systeem worden lansen na maximaal 1 week getrokken en op een
nieuwe plek neergezet. Door de langdurige aanwezigheid van de lansen op dezelfde plek in
het onderhavige project, ontstond langs de lansen ruimte waardoor water en lucht werd
uitgeblazen. Dit werden tevens voorkeurskanalen voor de afzuiging. Wekelijks werden alle
lansen geïnspecteerd en waar nodig werd deze ruimte met de voet aangetrapt eventueel na
aanvulling met grond. Ook dit vergde veel meer tijd van medewerkers dan voorzien.
Geen spike-metingen uitgevoerd
Spike metingen om de invloedssfeer van de lansen te bepalen zijn niet uitgevoerd. De
voornaamste reden hiervoor was dat er door de onverwacht hoge belasting van de
medewerkers geen tijd voor was. Daarnaast konden om budgettaire redenen de lansen niet
verplaatst worden. Daarmee is onderlinge vergelijking onmogelijk en zodoende het nut van
bepaling van de invloedssfeer beperkt. Tot slot ontstonden binnen een tijdsbestek van 1
week voorkeurskanalen langs de lansen. Deze voorkeurskanalen zullen een groot effect op
de omvang van de invloedssfeer hebben. Het is onmogelijk te bepalen op welke dag
gedurende die week representatieve omstandigheden bestaan.
Beperkte kosten voor onderhoud
De kosten voor onderhoud van de installatie waren beperkt. Dit mag ook van een nieuwe
installatie verwacht worden. Onverwachte zaken betroffen het maandelijks reinigen van de
vlamdovers voor de compressoren. Ondanks al het vocht in het gas verzamelde zich op de
vlamdovers nog een aanzienlijke hoeveelheid stof. De magneetkleppen die zorgdragen voor
de omkering van de stromingsrichting lucht moesten al na 1 jaar worden vervangen.
15

Energieconsumptie door Smell-Well
De benodigde hoeveelheid energie was geraamd op 200 tot 1.300 MJ per ton afval voor een
periode van twee jaar. Het jaarlijkse dieselolie verbruik bedroeg ongeveer 69.000 l ofwel
2.450 GJ per jaar (100 000 l diesel over de gehele proefperiode). Dit is aanzienlijk hoger dan
geraamd. De voornaamste oorzaak is gelegen in het feit dat in tegenstelling tot de
verwachting geen afname van de onttrokken hoeveelheid methaan plaatsvond. Dit is een
aanwijzing dat de toelevering van methaan uit het naastliggende afvalpakket de belangrijkste
bijdrage aan de methaanemissie levert. De kooldioxide emissie ten gevolge van de
energievoorziening is 196.000 kg CO2 per jaar.
Werking biofilters
De biofilters zijn in overleg met de leverancier van de installatie en op basis van de
beschikbaarheid van materialen gevuld met drie verschillende materialen. Op de bodem is bij
wijze van drukverdeellaag 0,15 m gesnipperd hout (20-50 mm) aangebracht. Daarop is de
eigenlijke biofilter laag van 1,20 m aangebracht. Hiervoor is GFT-afval inclusief
structuurmateriaal dat zich twee weken in een composteringsproces bevond afgezeefd (30-70
mm). Zodoende is een actief en tegelijkertijd poreus biofiltermateriaal verkregen. Het geheel is
afgedekt met een 0,30 m dikke laag Frans dennenschors (20-60 mm). De biofilters
functioneerden goed ten aanzien van geurverwijdering. Ondanks dat het ingaande gas ten
opzichte van stortgas ongeveer met een factor 10 is verdund (5% methaan in plaats van 50%)
was een geur van stortgas duidelijk waarneembaar. Het uit de biofilters komende gas had de
karakteristieke biofilter geur. Het methaan verwijderingsrendement van de biofilters bleek
echter beperkt. Het ingaande gasmengsel bevatte in 2001 doorgaans 1,5 tot 4,5% (gemiddeld
3,1%) methaan. Het uitgaande gasmengsel bleek nog 1 tot 2% methaan te bevatten. Het
methaan verwijderingsrendement schommelde tussen en 40-50%. Onderzoek wees uit dat het
biofilter materiaal ook na een standtijd van 1,5 jaar in orde was. Eenmalige bevochtiging bleek
het rendement aanzienlijk te verbeteren. Met ingang van 2002 zijn de dekzeilen van de
biofilters verwijderd en extra gaten in de bodem geboord om overtollige neerslag te laten
afvloeien. Het verwijderingsrendement is echter ongewijzigd gebleven met een gemiddelde van
47%. Opmerkelijk is dat in dezelfde periode de ingaande methaangehaltes zijn gedaald tot
1,26% waardoor op voorhand een stijging in het verwijderingsrendement zou mogen worden
verwacht. Uit de constatering dat bij gelijkblijvend onttrekkingsdebiet de methaangehaltes zijn
gedaald mag worden afgeleid dat de beluchting toch enig effect heeft op de methaanproductie.
3.3 Kosten van het gerealiseerde systeem
De totale investeringskosten van het Smell-Well bedroegen € 1.140.000 (prijspeil 2000). Bij een
technische afschrijving van de Smell-Well installatie over 10 jaar bedragen de totale jaarlijkse
lasten € 114.000. Met rentelasten is hierbij gemakshalve geen rekening gehouden.
De jaarlijkse bedrijfskosten bedroegen € 57.800:
Bediening en toezicht: € 19.700
Brandstof: € 36.500
Onderhoud en kleinmateriaal: € 1.600
16

Hoofdstuk 4
Methaanemissies naar de lucht
4.1 Inleiding
Doelstelling van het project is het aantonen van de werking van het Smell-Well systeem voor
beperking van methaanemissies naar de lucht. Directe meting van methaanemissies is dan ook
een belangrijke activiteit binnen dit demonstratieproject.
Behalve het vaststellen van het rendement van onttrekking, was de doelstelling het vaststellen
van het mechanisme van methaanemissiereductie. In de inleiding zijn een viertal mogelijke
mechanismen weergegeven:
biologische omzetting van methaan in de aëroob gemaakte toplaag;
vermijden van vorming van methaan door aanwezigheid zuurstof;
aërobe afbraak van het materiaal, waardoor het methaanpotentieel uit het afval wordt
verwijderd;
efficiente onttrekking van methaan door het dichte stelsel van injectie en extractielansen.
De bedoeling is om methaanemissies vooral met behulp van het eerste mechanisme te
reduceren. Om te kunnen nagaan welk mechanisme bijdraagt aan de methaanemissiereductie,
zijn aanvullende analyses gedaan in de onttrokken lucht in het Smell-Well systeem en in het
beluchte afval zelf. De onderstaande tabel geeft een overzicht van alle metingen en analyses
welke zijn uitgevoerd.
De resultaten van de monitoring van methaanemissiereductie staan hieronder samengevat.
Uitgebreide informatie over meetmethoden en resultaten van metingen is weergegeven in
deelrapporten, waarnaar in dit hoofdstuk gerefereerd wordt.
Tabel 3 Activiteiten ter bepaling van effectiviteit reductie methaanemissies van het Smell-Well
systeem.
Nulmeting Controlemetingen
(tijdens demonstratie)
Eindmeting
(monstername achteraf)
oktober 2000 december 2000 - juli 2002 augustus 2002
emissiemeting massabalans emissiemeting massabalans
emissiemeting box emissiemeting box
methaanconcentraties
methanotrofe activiteit methanotrofe activiteit
4.2 Emissiemetingen
4.2.1 Methoden
Emissies naar de lucht van methaan zijn gemeten met behulp van zowel box-methoden als met
de massabalansmethode. Beide methoden hebben hun specifieke voor- en nadelen:
boxmeetmethoden geven een goed beeld van verdeling van de methaanemissies over het
oppervlak en zijn in staat om de locatie van eventuele restemissies op te sporen. Omdat
17

emissies vaak heel heterogeen plaatsvinden, is meestal een groot aantal metingen
noodzakelijk om een betrouwbaar gemiddelde emissie vast te stellen;
de massabalansmethode is goed in staat om een gemiddelde emissie, gedurende langere
tijd te bepalen. Nadeel van deze methode is echter dat het weinig informatie geeft over de
locatie van emissies.
In deze demonstratie is besloten om met beide methoden emissies vast te stellen.
Boxmeetmethode
Voor de boxmetingen is in eerste instantie een methode toegepast, welke is ontwikkeld door
TNO. Deze methode is echter zeer arbeidsintensief. Halverwege het project kwam een veel
beter hanteerbare methode ter beschikking van ECN. Met deze methode zijn de laatste serie
boxmetingen uitgevoerd. Beide methoden worden hieronder kort beschreven.
Methode TNO
Methaanemissies zijn vastgesteld aan de hand van de z.g. dynamische boxmeetmethode. Bij
deze methode wordt gebruikt gemaakt van een meetdoos waarvan de onderzijde open is. Deze
doos wordt op het afvalpakket geplaatst waardoor een bekend oppervlak is bedekt met de
doos. Het uit dit stortoppervlak ontwijkende methaan wordt in de doos opgevangen.
Tegelijkertijd wordt door de doos een bekende hoeveelheid lucht geleid. De verschillen in
concentratie tussen in- en uitgaande luchtstromen worden gemeten. Uit deze gegevens kan
direct de methaanemissie worden berekend volgens:
Q C Q ( C
J
A A
⋅ ⋅∆
= =
uit −
C
in
)
Hierin is J de methaanflux door het oppervlak [l CH4/m 2 .hr], Q het luchtdebiet door de doos
[Nm 3 /hr], Cin en Cuit de methaanconcentraties in respectievelijk de in- en uitgaande luchtstroom
[l CH4/m 3 ] en A het door de doos bedekte stortoppervlak [m 2 ].
Emissies van CO2 kunnen met deze meetmethode niet worden vastgesteld. Plaatsing van de
meetdoos op het begroeide oppervlak beïnvloedt de assimilatie- en dissimilatieprocessen,
waardoor de kooldioxideflux niet eenduidig kan worden vastgesteld.
Methode ECN
De methode van ECN maakt gebruik van een statische box met een afmeting van
0.7*0.8*0.5m. Vanuit deze box wordt continue lucht onttrokken door een monsternameleiding
van 60m lang. De concentratie van CH4 en N2O in deze monstername lucht wordt continue (2-
10 metingen per seconde) geanalyseerd met een mobiel Tuneable Diode Laser (TDL) systeem.
Dit systeem kan de concentraties van deze twee gassen meten met een resolutie van enkele
ppb's. Na meting wordt de lucht weer retour gepompt naar de box. Zodra de box die aan de
onderkant open is, op een plek op de deponie wordt geplaatst begint de concentratie in de box
toe te nemen. De TDL registreert de toename van de concentratie binnen enkele seconden. Op
braambergen werd de box gemiddeld 20 seconden op een locatie neergezet, vervolgens
verplaatst. Op deze manier kunnen een groot aantal metingen op een dag worden verricht,
waardoor een beeld wordt verkregen van de ruimtelijke variabiliteit van de emissie naar de
lucht. Omdat de meting maar kort duurt treed er nauwelijks verstoring van het emitterende
systeem op. De monstername lucht wordt vanuit de TDL weer teruggepompt naar de box om te
voorkomen dat er een onderdruk onder de box ontstaat. Dat zou namelijk kunnen leiden tot een
overschatting van de emissie.
18

Massabalansmetingen
Met deze methode wordt de horizontale flux, langs een verticaal vlak, berekend als het product
van concentraties en horizontale windsnelheden. De methaanflux is gerelateerd aan de
bovenwinds gelegen hoeveelheid afval en wordt berekend volgens:
J =
z
∫
0
v
z
c
CH 4,
z
x
dz
Hierin is J de methaanflux door het oppervlak, vz de windsnelheid op hoogte z, cCH4,z de
methaanconcentratie op hoogte z en x de bovenwindse afstand van de meetmast tot de rand
van het afvalpakket.
De integraal in bovenstaande vergelijking kan worden berekend door methaanconcentraties en
windsnelheden op verschillende hoogten te meten en het profiel te construeren. Met de z.g.
mastmeetmethode worden CH4-concentratieprofielen en windsnelheidsprofielen over de
masthoogte (15 m) bepaald. Voor de nulmeting en eerste controlemeting was deze mast
voorzien van 9 monsternamepunten op verschillende hoogten en 5 meetpunten voor de
windsnelheid. Voor de overige controlemetingen is een grotere meetmast (25 m) toegepast met
10 monsternamepunten op verschillende hoogten en 5 meetpunten voor de windsnelheid.
Emissies van CO2 kunnen op een soortgelijke wijze worden vastgesteld.
4.2.2 Nulmeting
Een nulmeting is uitgevoerd in de periode september-oktober 2000, direct voor de aanleg van
het Smell-Well systeem. De meetresultaten staan samengevat in Tabel 4.
Tabel 4 Samenvatting emissiemetingen (in m 3 hr -1 ) met de massabalansmethode (MBM) en de
boxmetingen (BM).
nulmeting controle controle controle controle
periode sept-okt 2000 dec-jan 2001 juli-aug 2001 dec-jan 2002 mei-juli 2002
CH4 (MBM) 158 111 80 84 76
CO2 (MBM) 309 241 124 95 254
CH4 (BM) 224+100 22+21
Massabalansmeting
De emissiemeting met behulp van de massabalansmethode verliep vrijwel probleemloos. De
totale methaanflux uit het talud van het testcompartiment bedraagt 158 m 3 CH4/hr. Er zijn
behoorlijke verschillen waarneembaar tussen de methaanflux uit de verschillende taluddelen.
De gemiddelde flux varieert tussen 4,7 en 10,2 l CH4/m 2 .hr. Voor het oppervlak van het deel dat
met Smell-Well behandeld gaat worden bedraagt de gemiddelde CO2-flux 14,7 l/m 2 .hr.
Omgerekend bedraagt de totale kooldioxideflux 309 m 3 /hr. 1 Deze berekende kooldioxideflux
moet worden beschouwd als een indicatieve waarde, aangezien er onzekerheid bestaat over
de omvang van het CO2-emitterend oppervlak.
1 Totale CO2-flux uit gehele oppervlak van de meetsegmenten 4 t/m 9:
14,66 l/m 2 .hr * 21.075 m 2 / 1.000 l/m 3 = 309 m 3 /hr.
19

Boxmetingen
Bij uitvoering van de boxmetingen bleken de verschillen van plaats tot plaats zeer groot te zijn.
Ten aanzien van de afdeklaag is getracht een onderverdeling te maken naar verschillende
kwaliteiten. De kwaliteit van de afdekking is gerelateerd aan de mate waarin vegetatieschade
optreedt. Hierbij is categorie 1 de slechtste kwaliteit (veel vegetatieschade), terwijl de vierde
categorie als beste afdeklaag wordt beschouwd. Op deze wijze zijn bij vaststelling van de totale
methaanemissie de gemeten fluxen gerelateerd aan een bepaalde vegetatiekwaliteit en
bijbehorend geschat taludoppervlak. Binnen een kwaliteitscategorie bleek de spreiding in
emissies veel minder groot te zijn en door vermenigvuldiging van de gemiddelde emissie per
categorie en het relatieve aandeel van die categorie aan het totale oppervlak kon een
gemiddelde emissie worden vastgesteld (zie Tabel 5).
Tabel 5 CH4-emissies gedurende nulmeting (september – oktober 2000).
Categorie Oppervlak
[m 2 ]
Aantal
metingen
Gemiddelde
flux
[l/m 2 /hr]
Totale emissie
[m 3 /hr]
cat. 1 630 14 103 65 53
cat. 2 5.880 24 19 112 73
cat. 3 9.870 30 4,7 47 43
95%-BI
[m 3 /hr]
cat. 4 4.620 8 0,03 0,15 0,35
totaal 224 100 2
De spreiding van emissies varieert aanzienlijk: vanuit het taludoppervlak in categorie 1 wordt
per m 2 gemiddeld 103 l CH4 per uur geëmitteerd, terwijl dit voor het taludoppervlak met de
beste vegetatiekwaliteit verwaarloosbaar is. Uit een onderlinge vergelijking van de totale
methaanemissies per categorie blijkt dat het taludoppervlak binnen de kwaliteitscategorieën 1
en 2 (ca. 30% van het totale oppervlak) voor 56% bijdraagt aan de totale methaanflux.
De totale methaanemissie uit het talud van de stortcompartimenten 8, 9 en 10 bedraagt
224 ± 100 m 3 /hr. Opvallend is het brede betrouwbaarheidsinterval (45% van de totale
methaanemissie), wat duidt op een sterke spreiding in gemeten methaanfluxen. Deze variatie
blijkt zowel in plaats als tijd op te treden.
Resultaten tonen een flux, welke sterk per plaats (meetpunt) kan verschillen: de gemeten
methaanflux blijkt te variëren tussen de uitersten 0 en ruim 500 l/m 2 .hr. Scheuren in de
afdeklaag en voorkeurskanalen in het afvalpakket kunnen leiden tot een sterke spreiding in
methaanemissies.
4.2.3 Vervolgmetingen
December 2000 – januari 2001
Vrijwel direct na aanvang van de luchtinjectie zijn emissiemetingen uitgevoerd.
Massabalansmethode
Met behulp van de massabalansmethode bleek de totale methaanflux uit het talud van het
testcompartiment 111 m 3 CH4/hr te bedragen. Dit komt is een afname van ongeveer 30% ten
opzichte van de nulmeting. Evenals bij de nulmeting waren ook hier grote verschillen
2 Het 95%-BI voor de getotaliseerde methaanemissie is berekend als de wortel van de som van de
gekwadrateerde 95%-betrouwbaarheidsintervallen van de afzonderlijke categorieën.
20

waarneembaar tussen de methaanflux uit de verschillende taluddelen. De gemiddelde flux
varieerde tussen 3,3 en 7,2 l CH4/m 2 .hr.
Voor het taludoppervlak van de meetsegmenten 4 t/m 9 bedroeg de gemiddelde CO2-flux
11,43 l/m 2 .hr. Omgerekend bedroeg de totale kooldioxideflux 241 m 3 /hr.
Boxmetingen
De boxmetingen lieten een belangrijker afname van emissies zien, zoals weergegeven in Tabel
6.
Tabel 6: CH4-emissies gedurende eerste controlemeting (december – januari 2001).
Meetpunt Oppervlak
[m 2 ]
Aantal
metingen
Gemiddelde
flux
[l/m 2 /hr]
Totale emissie
[m 3 /hr]
cat. 1 630 16 14 8,9 6,2
cat. 2 5.880 24 1,9 11 20
cat. 3 9.870 30 0,20 2,0 2,7
cat. 4 4.620 8 0,04 0,18 0,43
Totaal 22 21
Juli – augustus 2001
95%-BI
[m 3 /hr]
Massabalansmethode
Met behulp van de massabalansmethode bleek de totale methaanflux uit het talud van het
testcompartiment 80 m 3 CH4/hr te bedragen. Een afname van ongeveer 50% ten opzichte van
de nulmeting. Evenals bij de nulmeting waren ook hier grote verschillen waarneembaar tussen
de methaanflux uit de verschillende taluddelen. De gemiddelde flux varieerde tussen 2,0 en
5,0 l CH4/m 2 .hr.
Voor het taludoppervlak van de meetsegmenten 4 t/m 9 bedroeg de gemiddelde CO2-flux
5,87 l/m 2 .hr. Omgerekend bedroeg de totale kooldioxideflux 124 m 3 /hr.
December 2001 – januari 2002
Massabalansmethode
Met behulp van de massabalansmethode bleek de totale methaanflux uit het talud van het
testcompartiment 84 m 3 CH4/hr te bedragen. Evenals bij de nulmeting waren ook hier grote
verschillen waarneembaar tussen de methaanflux uit de verschillende taluddelen. De
gemiddelde flux varieerde tussen 2,7 en 5,3 l CH4/m 2 .hr.
Voor het taludoppervlak van de meetsegmenten 4 t/m 9 bedroeg de gemiddelde CO2-flux
4,51 l/m 2 .hr. Omgerekend bedroeg de totale kooldioxideflux 95 m 3 /hr.
Mei – juli 2002
Massabalansmethode
Met behulp van de massabalansmethode bleek de totale methaanflux uit het talud van het
testcompartiment 76 m 3 CH4/hr te bedragen. Evenals bij de nulmeting waren ook hier grote
21

verschillen waarneembaar tussen de methaanflux uit de verschillende taluddelen. De
gemiddelde flux varieerde tussen 2,0 en 5,6 l CH4/m 2 .hr.
Voor het taludoppervlak van de meetsegmenten 4 t/m 9 bedroeg de gemiddelde CO2-flux
12,03 l/m 2 .hr. Omgerekend bedroeg de totale kooldioxideflux 254 m 3 /hr.
4.3 Onttrokken methaan door het Smell-Well systeem
Het gas dat door het Smell-Well systeem wordt onttrokken, bevat zowel methaan als CO2. Het
onttrokken debiet en de concentratie aan methaan en CO2 is gemonitord. Figuur 5 geeft de
maandgemiddelde onttrekking van zowel methaan als CO2 weer.
onttrekking (Nm3/hr)
100
80
60
40
20
0
okt-00 jan-01 apr-01 jul-01 nov-01 feb-02 mei-02 sep-02
Figuur 5: Maandgemiddelde onttrekking van methaan en CO2 door SWS.
In totaal wordt wat meer CO2 dan methaan onttrokken. In de periode van januari 2001 tot en
met mei 2002 is 440.000 m 3 methaan onttrokken en 525.000 m 3 CO2. De door Smell-Well
onttrokken verhouding aan methaan en CO2 wijkt af van de verhouding zoals ze door het
gaswinningssysteem wordt onttrokken. Er zijn twee mogelijke oorzaken voor de verschuiving in
CH4:CO2-verhouding:
methaan is biologisch geoxideerd tot CO2.Stel dat alle CO2 afkomstig is van
methaanoxidatie, dan kan de fractie van de methaan die is geoxideerd worden berekend uit
de verhouding van methaan en CO2 in het gas gewonnen voor benutting en de verhouding
in het Smell-Well systeem:
57–x/57 = 20% methaanoxidatie
De totale emissiereductie door Smell-Well in de periode van januari 2001 tot en met mei
2002 bedraagt dan 550.000 m 3 methaan, (waarvan 440.000 m 3 methaan is onttrokken en
110 000 m 3 omgezet). Dit komt neer op gemiddeld 44 Nm 3 per uur
organische materiaal in de toplaag is aeroob omgezet. Dit houdt in dat alleen 440.000 m 3
aan methaanemissies is vermeden (35 Nm 3 per uur). Naar schatting is 192.000 m 3 CO2
dan afkomstig van de aerobe omzetting. Om een dergelijke hoeveelheid CO2 te vormen
dient 2,5% van de organische droge stof in het behandelde afval aeroob te worden
omgezet. 3
3 Het behandelend oppervlak is 21.000 m 2 ; de diepte van de aërobe zone in het afvalpakket is
ongeveer 2 meter; de dichtheid van het afval is naar schatting 1.200 kg m -3 en de zuurstofvraag bij
tijd
CH4
CO2
22

4.4 Toename methanotrofe activiteit
4.4.1 Doelstelling
Wanneer door luchtinjectie de biologische omzetting van methaan in de toplaag wordt
gestimuleerd, zal het aantal methanotrofe bacteriën gaan toenemen. Dus als kan worden
vastgesteld dat de methanotrofe omzettingscapaciteit in de toplaag en het eronder liggende
afval is toegenomen, dan is dit een aanwijzing dat mechanisme (i), als beschreven in de
inleiding, een belangrijke rol speelt in de reductie van de methaanemissies.
Na een evaluatie van mogelijkheden, is gekozen voor het bepalen van de methanotrofe
omzettingscapaciteit in boormonsters van de toplaag en het eronder liggende afval als indicator
voor methanotrofe activiteit bij Smell-Well. Deze boormonsters zijn genomen zowel voor als na
de demonstratieperiode (zie paragraaf 4.4.2).
4.4.2 Monstername en -voorbehandeling
Monstername nulmeting (voorafgaand aan luchtinjectie)
Voor de monstername is op 26 oktober 2000 een achttal ontgravingen verricht, verspreid over
het gehele testoppervlak. Hiermee is een aantal afvalmonsters en monsters van de afdeklaag
(bemonsterd op verschillende diepten) verkregen. Alle monsters zijn ter plaatse apart verpakt in
luchtdichte emmers of vaten, welke na vulling gespoeld zijn met stikstof. Voor de verschillende
analyses zijn de volgende monsters verzameld:
12 monsters afdeklaag (10 liter emmers): methaanoxidatiecapaciteit;
8 afvalmonsters (10 liter emmers): methaanoxidatiecapaciteit en respiratietest;
8 afvalmonsters (60 liter vaten): stabilisatie op semi-technische schaal.
Figuur 6 Monstername op stortlocatie Braambergen (26/10/2000).
Monstername eindmeting (na luchtinjectie)
Voor de eindmeting zijn op 7 augustus 2002 acht ontgravingen verricht, verspreid over het
gehele testoppervlak. De gevolgde procedure was hierbij gelijk aan die van de monstername
voor de nulmeting. Voor de verschillende analyses zijn de volgende monsters verzameld:
volledige oxidatie ongeveer 175 g kg -1 . De totale zuurstofvraag van de aërobe zone is ongeveer
21.000 m 2 *2 m *1.200 kg m -3 *0,175 kg O2 kg -1 * 0,9 m 3 kg -1 = 8 miljoen m 3 O2. Dit levert eenzelfde
volume aan CO2.
23

16 monsters afdeklaag (10 liter emmers): methaanoxidatiecapaciteit;
8 afvalmonsters (60 liter vaten): methaanoxidatietest en respiratietest.
Monstervoorbehandeling
Alle verkregen afvalmonsters zijn zeer heterogeen van karakter (onder meer plastic
verpakkingen, melkpakken, luiers), waardoor het nagenoeg onmogelijk is om een representatief
monster voor analyse te verkrijgen zonder enige monstervoorbehandeling. Daarom is besloten
alle opgegraven afvalmonsters te verkleinen, zodat homogene en handelbare monsters worden
verkregen. Hiertoe zijn alle afvalmonsters bij TNO in een shredder verkleind tot < 30 mm.
Alle afval- en grondmonsters zijn voorafgaand aan de analyses bewaard in de koeling bij 4°C.
Figuur 7: Afvalmonster voor (linker foto) en na verkleining (rechter foto).
Representativiteit van de monsters
Van de opgeboorde monsters is het vochtgehalte en gloeiverlies bepaald. De resultaten
hiervan zeggen iets over de homogeniteit van het afval en van de representativiteit van de
monsters. Afname van gloeiverlies zegt ook iets over aërobe stabilisatie van het afval en om
deze reden staan deze analyses in meer detail beschreven in hoofdstuk 5.2.
Belangrijke conclusies zijn:
De afdeklaag is vrij heterogeen. Waarschijnlijk komt dit door locale verschillen in vegetatie
waardoor verschillen in wortelgroei ontstaan.
De afvalmonsters lijken homogener te zijn.
Het afval verzameld in kleine containers (voor de methaanoxidatietest en respiratietest)
wijkt af van het afval dat is verzameld voor de stabilisatie op semi-technische schaal. Een
mogelijke verklaring is het verschil in monstervolume (10 liter vs. 60 liter), waardoor de
grotere monsters grovere delen kunnen bevatten die bijdragen aan het gloeiverlies, zoals
plastic en kartonnen verpakkingen).
4.4.3 Methodiek
De methaanoxidatiecapaciteit van de afdeklaag en het afval kan worden bepaald aan de hand
van een aangepaste respiratietest (Micro-Oxymax Respirometer). Hierbij wordt aan de te
onderzoeken monsters methaan in de gasfase gedoseerd en wordt de concentratieverandering
van O2, CO2 en CH4 in de tijd gevolgd. De methaanoxidatie kan worden berekend uit zowel de
methaanconsumptie als uit de gemeten zuurstofconsumptie in de tijd. De laatste dient dan te
worden gecorrigeerd voor de zuurstofconsumptie ten gevolge van oxidatie van organisch
24

materiaal in een blanco test. Met het oog op de toepasbaarheid van beide methoden blijkt de
directe bepaling van de methaanconcentratie (en hieruit afgeleid de oxidatiecapaciteit) de
meest betrouwbare en consistente resultaten op te leveren. Analyse van de
methaanconcentratie kan worden beschouwd als een directe bepaling van de
methaanoxidatiecapaciteit. Andere processen welke kunnen leiden tot een afname van het
methaangehalte (lekverliezen uit systeem, adsorptie van methaan aan grond of afval) lijken
onwaarschijnlijk of zijn niet aangetoond. Vertaling van de gemeten zuurstofconsumptie naar
een methaanoxidatiecapaciteit blijkt resultaten op te leveren, welke niet in overeenstemming
zijn met de methaananalyses (directe bepaling van oxidatie). Voor deze discrepantie is geen
sluitende verklaring gevonden. Er is gekozen om de methaanoxidatiecapaciteit af te leiden uit
de gemeten methaanconcentratie.
De oxidatiecapaciteit wordt afgeleid van initiële waarden, omdat bij een langere proefperiode de
oorspronkelijke oxidatiecapaciteit kan toenemen als gevolg van groei van methanotrofe
bacteriën. Getracht is om de condities in het afvalpakket met deze test te benaderen. Het
resultaat moet echter worden beschouwd als een indicatieve oxidatiecapaciteit, welke in de
praktijk mogelijk niet wordt gehaald als gevolg van suboptimale omstandigheden (b.v.
gelimiteerd zuurstoftransport, lagere zuurstofgehalten).
4.4.4 Proefopzet
Als voorbehandeling zijn de afvalmonsters verkleind in een shredder, zodat een homogene
monsterpartij is verkregen. Bij aanvang van de test zijn de grond- en afvalmonsters
gekarakteriseerd aan de hand van het gehalte aan droge stof en gloeiverlies.
De monsterflessen (1 liter) zijn gevuld met een bekende hoeveelheid grond of afval, gasdicht
afgesloten en in een geconditioneerde ruimte geplaatst bij een temperatuur vergelijkbaar met
de veldsituatie (15°C). De headspace van de monsterflessen is gevuld met een gasmengsel,
bestaande uit methaan, zuurstof en stikstof (2 vol% CH4, 21 vol% O2 en 77 vol% N2). Deze
gassamenstelling garandeert dat voldoende zuurstof aanwezig is voor methaanoxidatie.
De gassamenstelling in de headspace van de monsterflessen is gedurende de proef continu
gemonitord (O2 en CO2). Eén keer per 1,5 uur is het gehalte aan methaan in elke fles
handmatig bepaald m.b.v. GC-analyse. Daarnaast is een ‘blanco’ test (zelfde proefopzet, maar
zonder methaan in de gasfase) uitgevoerd om te kunnen corrigeren voor andere O2consumerende
processen (oxidatie van organisch materiaal).
4.4.5 Resultaten
De resultaten van de methaanoxidatietesten staan weergegeven in Tabel 7. Voor de
vastgestelde methaanoxidatiecapaciteit (in µg/(g ds).hr) is op basis van enkele aannamen een
methaanoxidatie per m 2 oppervlak afgeleid. Hierbij is uitgegaan van een dichtheid van de
afdeklaag van 1.500 kg/m 3 . Verder is aangenomen dat over een laagdikte van 30 cm de
oxidatiecapaciteit constant is. Op basis van deze gegevens is de methaanoxidatiecapaciteit
omgerekend naar l/m 2 .hr. Alle resultaten van de in duplo uitgevoerde metingen zijn in bijlage A
opgenomen.
25

Tabel 7: Resultatenbepaling methaanoxidatiecapaciteit.
monster voorafgaand aan luchtinjectie
(boormonsters oktober 2000)
afdeklaag (< 50 cm):
na luchtinjectie
(boormonsters augustus 2002)
[µg/(g ds).hr] [l/m 2 .hr] [µg/(g ds).hr] [l/m 2 .hr]
- gemiddelde 8,6 5,7 4,8 3,2
- min 4,6 3,1 4,1 2,8
- max 15,8 10,5 6,0 4,0
afdeklaag (> 50 cm):
- gemiddelde 7,3 4,8 3,4 2,3
- min 4,2 2,8 0,4 0,3
- max 12,3 8,2 8,7 5,8
totale afdeklaag
- gemiddelde 8,0 5,3 4,2 2,8
- min 4,2 2,8 0,4 0,3
- max 15,8 10,5 8,7 5,8
afval (> 100 cm):
- gemiddelde 4,0 2,7 28,9 19,2
- min 0,7 0,4 10,7 7,1
- max 8,3 5,5 40,2 26,7
Uit Tabel 7 volgt dat voor de nulmeting de hoogste oxidatiecapaciteit is aangetroffen in de
grondmonsters van de afdeklaag. De monsters van het bovenste deel van de afdeklaag
(< 50 cm) vertonen een hogere oxidatiecapaciteit in vergelijking met monsters uit dieper
gelegen delen van de afdeklaag (> 50 cm). De geteste afvalmonsters (> 100 cm) hebben een
beperkte oxidatiecapaciteit. Binnen de drie genoemde categorieën geldt dat de meetwaarden
een behoorlijke spreiding vertonen. Het gevonden resultaat ligt in de lijn der verwachting van
een afnemende methaanoxidatiecapaciteit met toenemende diepte, aangezien de
zuurstofconcentratie in de afdeklaag zal afnemen met toenemende diepte. Door een beperktere
zuurstoftoevoer zal de methaanoxidatiecapaciteit minder tot ontwikkeling kunnen komen.
Uit de resultaten van de eindmeting blijkt dat de methaanoxidatiecapaciteit van de afdeklaag
bijna is gehalveerd in vergelijking met de nulmeting. Wel vertonen de monsters van het
bovenste deel van de afdeklaag (< 50 cm) nog steeds een hogere capaciteit in vergelijking met
monsters uit dieper gelegen delen van de afdeklaag (> 50 cm). De geconstateerde afname van
de methaanoxidatiecapaciteit van de afdeklaag hangt mogelijk samen met de verminderde
methaanemissie als gevolg van de extra gasonttrekking via het lansensysteem. De
groeiomstandigheden voor de aanwezige methanotrofe bacteriën zijn mogelijk verslechterd
door de verlaagde aanvoer van methaan. Hierdoor zal de groei en activiteit kunnen afnemen,
wat leidt tot een verminderde methaanoxidatiecapaciteit.
Opvallend is de sterk toegenomen methaanoxidatiecapaciteit van de afvalmonsters (> 100 cm):
van 4,0 µg/(g ds).hr voor de uitgangssituatie naar 28,9 µg/(g ds).hr voor de eindmeting.
Waarschijnlijk zijn met de luchtinjectie in het bovenste deel van het afvalpakket gunstigere
condities voor methanotrofe bacteriën ontstaan, waardoor deze tot ontwikkeling konden komen.
Op basis van de gemiddelde methaanoxidatiecapaciteit van de afdeklaag voor de nulmeting en
eindmeting (respectievelijk 5,3 ± 1,5 l/m 2 .hr en 2,8 ± 0,8 l/m 2 .hr) kan voor het gehele
testoppervlak (21.000 m 2 ) een voorzichtige inschatting worden gemaakt van de totale
methaanoxidatie: respectievelijk 111 ± 32 m 3 /hr en 59 ± 17 m 3 /hr. De voor Braambergen
26

afgeleide gemiddelde methaanoxidatiecapaciteit valt binnen de range van in de literatuur
gerapporteerde oxidatiesnelheden van afdeklagen op stortplaatsen (zie ook Tabel 8).
Dit resultaat moet worden beschouwd als een indicatieve methaanoxidatiecapaciteit, welke in
de praktijk waarschijnlijk niet gerealiseerd zal worden. De condities in het veld zijn minder
optimaal in vergelijking met de testcondities in het laboratorium (gelimiteerd zuurstoftransport
vanwege beperktere porositeit, vochtverzadigde poriën). De met deze testmethode gevonden
oxidatiecapaciteit is waarschijnlijk een overschatting van de werkelijk optredende
methaanoxidatie. Voor vaststelling van onderlinge verschillen tussen monsters en
veranderingen in de tijd lijkt dit echter een geschikte testmethode te zijn.
Een algemene opmerking betreft het vochtgehalte van de toplaag. Deze bedraagt volgens
analyse ongeveer 25-30% (zie hoofdstuk 5.2.3). Dit is wat aan de lage kant voor een toplaag
met hoge methanotrofe activiteit. In Mathlener et al (2000) staat weergegeven dat het optimale
vochtgehalte voor methaanomzetting tussen 40 en 60% ligt
Tabel 8 Overzicht literatuurreferenties methaanoxidatiecapaciteit.
referentie methaanoxidatiecapaciteit type afdichting/bodem opmerkingen
Bender & Conrad,
1993
[l/m 2 .hr] [µg/(g ds).hr]
0,0096 – 0,058 bodems onder aërobe condities maximale
oxidatiesnelheid (vmax)
Bogner et al., 1997 0,00006 – 2,8 afdeklaag stortplaats getest bij verschillende
CH4-concentraties
Börjesson &
Svensson, 1997
Czepiel et al., 1996 1,34
2,91 – 9,65
0,21 – 13,3
2,45 – 25,7
5,38
Figueroa, 1993 5,64
Humer & Lechner,
1999
3,32 – 3,86
0,68 – 1,40
11 – 21,5
2 – 10
4 – 10
22,7
15,0 – 15,4
2,72 – 4,8
afdeklaag stortplaats (zand)
afdeklaag stortplaats (zand/klei)
oude afdeklaag stortplaats (rioolslib)
afdeklaag stortplaats
labschaal experiment
afdeklaag stortplaats (10 cm diepte)
afdeklaag stortplaats (35 cm diepte)
afdeklaag stortplaats (55 cm diepte)
lab-kolommen (60 cm afvalcompost)
lab-kolommen (60 cm rioolslibcompost)
lab-kolommen (60 cm grond)
getest bij 5°C
getest bij 21°C
getest bij 20°C
getest bij 20°C
getest bij 20°C
getest bij 18°C
getest bij 18°C
getest bij 18°C
Kightley et al., 1995 9,73 lab-kolommen (100 cm zand) maximale
oxidatiesnelheid (vmax)
Kjeldsen et al., 1997 0,98 – 4,46
2,34 – 12,4
bodems onder invloed van stortgas getest bij 10°C
getest bij 25°C
Whalen et al., 1990 2,87 afdeklaag stortplaats getest bij 25°C
4.5 Discussie en conclusies effectiviteit methaanemissiereductie
Resultaten emissiemetingen
De meetresultaten van de massabalansmethode en de boxmetingen worden samengevat in
tabel 7. Er blijken grote verschillen te zijn in de resultaten van beide methoden. Er zijn twee
belangrijke verschillen tussen beide methoden:
Als gevolg van het geringe bemonsterde oppervlak met de boxmethode en de
heterogeniteit van emissies, zal de boxmethode de methaanemissies minder nauwkeurig
vaststellen als de massabalansmethode. In principe is het mogelijk dat als gevolg van deze
onnauwkeurigheid beide methoden op andere resultaten uitkomen. Dit is waarschijnlijk ook
de verklaring van de discrepantie tussen beide methoden bij de nulmeting (zie tabel 9). Het
is echter onwaarschijnlijk dat de discrepantie tussen beide methoden bij de
27

controlemetingen alleen hierdoor verklaard kan worden: de controlemeting bleken in beide
gevallen zeer goed reproduceerbaar. Voor de boxmethode is dit extra opmerkelijk, omdat
gedurende het project is overgestapt van de dynamische box naar de snelle-box methode.
Een ander verschil tussen beide methode is het bemonsterde oppervlak. De box-methode
meet alleen de emissies uit het talud, terwijl de massabalansmethode de emissies vaststelt
van zowel het talud als het bovenoppervlak. De discrepantie tussen beide metingen kan
worden veroorzaakt door relatief hoge emissies door het bovenoppervlak van het
afvalpakket. Een aantal boxmetingen bovenop het afvalpakket geven inderdaad aan dat
hier wat emissies plaatsvinden, met name aan de bovenzijde net naast het talud (zie figuur
8). Maar de grootste emissies blijken toch middels hot-spots uit het talud te komen.
Tabel 9: methaanemissies en effectiviteit van Smell-Well
Methode CH4-emissie bij
nulmeting
(Nm 3 hr -1 )
CH4-emissie bij
controlemetingen
(Nm 3 hr -1 )
CH4-emissie-
reductie
(Nm 3 hr -1 )
massabalansmeting 158 76 - 84 ~ 80 ~ 50
boxmetingen 224 6,5 - 13 ~ 210 ~ 95
analyse onttrokken
gas, waarvan
~ 45-60
- onttrekking - 35
- extra oxidatie - 12 - 24
Noord—zuid Nord -Su d (m)
(m)
-49650
-49700
-49750
-49800
-49850
-49900
-49950
c
Emission l.m
0.5
1
1
5
-1 .h-1 Emissie l.m-2 h-1 Emission l.m
0.5
1
1
5
-1 .h-1 Emissie l.m-2 h-1 Effectiviteit (%)
Emission Mittag 18-6-2
Emissie middag 18-6-2
Emission Emissie ochtend Morgen 18-6-2 18-6-2
sampling Meetlocaties stations 18-6-2
Mess. Meetlocaties loc 14-8-1
14-8-1
Emission Emissie 14-8-1 14-8-1
-50000
40500 40550 40600 40650 40700 40750 40800 40850 40900 40950 41000 41050 41100
Ost-West (m)
Oost-West (m)
Figuur 8: Resultaat van de snelle box-metingen. De meeste metingen zijn uitgevoerd op het door
Smell-Well behandelde talud. Enkele metingen zijn uitgevoerd bovenop het afvalpakket. De
grootte van de circels rond een meetpunt geeft de gemeten emissies weer.
0.5
5
28

Effectiviteit van Smell-Well
Als gevolg van het verschil in resultaat van de meetmethoden, hebben we ook twee
verschillende effectiviteiten van emissies: de boxmetingen wijzen op een drastische afname
van emissies uit het talud, van ruim 90% (zie tabel 9). Volgens de massabalansmethode zijn
emissies wel afgenomen, maar blijft het effect beperkt tot zo’n 50%.
Het meest logisch zou zijn om het effect van Smell-Well te baseren op de metingen met behulp
van de box-methoden. Met deze methode zijn de emissies van het behandelde oppervlak
gemeten, zonder dat de meting vertekend is door eventuele emissies van niet behandelde
delen, zoals het bovenoppervlak van het afvalpakket. We hebben echter sterke aanwijzingen
dat de resultaten van de box-methode het rendement van Smell-Well overschat. De meest
belangrijke aanwijzing wordt verkregen uit het relatief lage gehalte aan CO2 en CH4 in het door
Smell-Well uit het talud onttrokken gas (zie hoofdstuk 4.3). Op basis van deze
gassamenstelling wordt geschat dat 35 Nm 3 methaan per uur wordt onttrokken, 12 Nm 3 hr -1 aan
methaan wordt mogelijk geoxideerd in de toplaag en vervolgens onttrokken; mogelijk nog eens
12 Nm 3 hr -1 zou kunnen worden geoxideerd en vrij naar de atmosfeer kunnen ontsnappen. De
emissiereductie van Smell-Well op basis van de gassamenstelling van het onttrokken gas wordt
dus geschat op maximaal 56 Nm 3 per uur (zie tabel 9). Dit is niet in overeenstemming met de
resultaten van de boxmetingen, maar veel meer in lijn met de resultaten van de
massabalansmethode.
Over de reden waarom de boxmethode de emissies overschat kunnen we alleen maar
speculeren. Een deel van de verklaring ligt in de onzekerheid van de boxmethode: de
nulmeting van de boxmeting levert waarschijnlijk een overschatting van emissies; de massabalansmethode
meet hier lagere emissies, terwijl wel een groter oppervlak wordt bemonsterd.
Ook de controlemetingen met de boxen zijn mogelijk onnauwkeurig: mogelijk is net dat ene
voorkeurskanaal waar emissies vrijkomen niet gemeten. Stel dat de werkelijke emissie bij de
nulmeting aan de lage kant van de onzekerheidsrange in tabel 9 ligt (ongeveer 125 Nm 3 hr -1 ),
dan wordt het rendement van Smell-Well 75 tot 85%.
Een andere mogelijke verklaring is dat als gevolg van luchtinjectie de plek waar het merendeel
van de emissies vrijkomen verschuift. Voordat Smell-Well operationeel werd, werd
waargenomen dat het merendeel van emissies vrijkwam door de taluds. Injectie van lucht door
het Smell-Well systeem gebeurt onder relatief grote overdruk, waardoor in het afvalpakket in
het talud mogelijk zones met verhoogde druk ontstaan. Hierdoor wordt stortgas gedwongen om
ook via het bovenoppervlak uit te treden (zie ook figuren 9 en 10).
invloedssfeer
gasonttrekking
Figuur 9: Methaanmigratie en emissie in de nulsituatie.
methaanmigratie
en –emissie
29

invloedssfeer
gasonttrekking
methaanmigratie
en –emissie
Figuur 10: Methaanmigratie en emissie na realisatie Smell-Well.
verhoogde gasdruk in
aëroob deel
Smell -Well -Systeem
De aanname dat voorafgaand aan luchtinjectie het merendeel van emissies vrijkwam via het
talud is helaas niet gebaseerd op metingen, maar op indirecte aanwijzingen: vegetatieschade
kwam voornamelijk voor op de taluds en niet bovenop; bij de taluds werd geur van stortgas
waargenomen; bovenop rook men niks. Na luchtinjectie was de geur bij de taluds geheel
verdwenen, maar werd soms bovenop het afvalpakket een lichte geuremissie waargenomen.
Een andere waanwijzing dat dit het geval kan zijn is, dat tijdens de snelle box-meting op het
bovenoppervlak de grootste methaanemissies zijn gemeten direct naast het beluchte talud.
Als een verschuiving van methaanemissies heeft plaatsgevonden, dan heeft dit een negatieve
invloed op het rendement van Smell-Well en ligt een rendement in de ordegrootte van 60%
meer in de lijn der verwachtingen.
Concluderend wordt de effectiviteit van Smell-Well voor reductie van methaanemissies geschat
op 60-85%.
Mechanisme van emissiereductie
Figuur 11 geeft de beste schatting van het lot van methaan. De emissie in deze figuur is
gereproduceerd uit de vijf emissiemetingen met behulp van de massabalansmethode. De
emissies in tussenliggende maanden zijn verkregen door interpolatie, met uitzondering van de
‘piek’ in emissies rond januari, welke kan worden toegeschreven aan uitval van het Smell-Well
systeem. De onttrekking in deze figuur is gebaseerd op de hoeveelheden en samenstelling van
het onttrokken gas in het Smell-Well systeem, zoals is weergegeven in hoofdstuk 4.3; de
oxidatie is geschat op basis van de hoeveelheid methaan en CO2 in het Smell-Well systeem,
onder aanname dat alle extra CO2 afkomstig is van oxidatie van methaan (en dat directe
aërobe omzetting van vaste organische stof in de beluchte zone niet of nauwelijks plaatsvindt).
Door deze laatste aanname is deze waarde te beschouwen als een bovenste schatting.
30

methaan (Nm3/hr)
250
200
150
100
50
0
okt-00 jan-01 apr-01 jul-01 okt-01 jan-02 apr-02
tijd
emissie
oxidatie
onttrekking SWS
Figuur 11: De ontwikkeling van methaan na opstarten van het Smell-Well systeem. De emissie is
gebaseerd op metingen met de massabalansmethode (zie de gele vierkantjes) en de
tussenliggende waarden zijn afkomstig van interpolatie. Dus bijvoorbeeld de piek in
februari 2001 is niet echt waargenomen, maar is het gevolg van interpolatie van
meetwaarden uit januari en mei en een gemeten piek in onttrekking en oxidatie. Naast
de weergegeven oxidatie is het mogelijk dat een deel van de methaan nog wordt
geoxideerd en direct wordt geëmitteerd naar de atmosfeer. Dit kan naar schatting 1 tot 3
keer de hoeveelheid zijn die in deze figuur is weergegeven.
De aanname dat de oxidatie van methaan is gestimuleerd wordt ondersteund door de
resultaten van de methaanoxidatietests. De resultaten hiervan (zie hoofdstuk 4.4) laten zien
dat de capaciteit van het afval om methaan te oxideren is vergroot na luchtinjectie. Dit duidt
op een groei van het aantal methanotrofen als gevolg van de beluchting en dat is op zijn
beurt weer een aanwijzing dat de methaanoxidatie daadwerkelijk is gestimuleerd. Bij een
extra methaanoxidatie van 12 tot 24 Nm 3 per uur (tabel 9) en een methaanemissie van 80
Nm 3 per uur is de extra methaanoxidatie als gevolg van Smell-Well 13-23% (van het
methaanaanbod).
Wanneer de som van methaanemissie, onttrekking van methaan en geoxideerd methaan in
figuur 11 wordt bekeken, dan lijkt in de loop van het experiment een geringe afname te zijn
ontstaan: een afname van 150 Nm 3 hr -1 voor luchtinjectie tot 120 à 130 Nm 3 hr -1 een jaar na
de luchtonttrekking. Dit kan er op wijzen dat de gasvorming in het afvalpakket enigszins is
afgenomen, doordat omstandigheden aëroob geworden zijn (mechanisme ii en/of iii).
Totale methaanemissiereductie in deze demonstratie
Op basis van de gemeten emissies met behulp van de massabalansmethode kan een
schatting worden gegeven voor de emissiereductie, zoals ze in de periode van januari 2000
tot mei 2002 is gerealiseerd. Wanneer wordt uitgegaan van het resultaat van de nulmeting in
oktober(147 Nm 3 per uur), wanneer men aanneemt dat deze emissie afneemt met de
autonome afname van de gasvorming in het afvalpakket en wanneer men aanneemt dat deze
gasvorming exponentieel afneemt met een halfwaardetijd van 7 jaar [Oonk en Boom, 1995],
dan wordt een schatting van de autonome emissie gekregen afnemend van 147 Nm 3 CH4 per
uur tot 122 Nm 3 CH4 per uur in mei 2002. De totale emissiereductie kan worden berekend als
het verschil van deze autonome emissie en de gemeten emissie in figuur 11 (het gele vlak).
31

De totale emissiereductie wordt geschat op 580 000 Nm 3 CH4, oftewel 420 ton CH4 over de
gehele demonstratieperiode, oftewel 300 ton CH4 per jaar (6,4 kton CO2-equivalenten)
Als ervan wordt uitgegaan dat de maatregel een permanent karakter heeft en dat de
effectiviteit van Smell-Well (uitgedrukt in %) niet verandert, dan is het effect over een
levensduur van 10 jaar weergegeven in figuur 12. De gemiddelde emissiereductie in deze
periode is 500.000 Nm 3 methaan per jaar, oftewel 0.36 kton methaan (7,6 kton CO2equivalenten).
methaanvorming en mitigatie (m3
per jaar)
1400000
1200000
1000000
800000
600000
400000
200000
0
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2009
2010
jaar
emissie
extra oxidatie
onttrekking SWS
Figuur 12: Geschatte emissiereductie van de demonstratie door het Smell-Well systeem in de
komende tien jaar
De jaarlijkse kosten van het Smel-Well systeem bedragen € 171.800. De gerealiseerde
methaanemissiereductie tijdens de demonstratie kost € 27 per ton CO2-equivalenten. Indien
het huidige Smell-Well systeem probleemloos draait en gemiddeld een emissiereductie van
500.000 Nm 3 CH4 per jaar wordt gerealiseerd, daalt deze kosteneffectiviteit naar € 22 per
jaar. Hiermee is het huidige Smell-Well systeem een relatief dure maatregel voor CO2emissiereductie
(Mathener et al, 2000).
Naar een eenvoudiger systeem
De belangrijkste technische ervaringen van het huidige project zijn:
oppervlakteontgassing is het belangrijkste mechanisme voor emissiereductie;
het buizensysteem bovenop het afvalpakket maakt het geheel kwetsbaar voor vorst;
het biofilter is geen effectieve manier voor emissiereductie;
het systeem is een relatief dure maatregel voor methaanemissiereductie.
Op basis van deze ervaringen wordt momenteel nagedacht over eenvoudiger systemen om
eenzelfde effect te bereiken. Zo’n systeem kan bestaan uit een intensief systeem voor
oppervlakteontgassing op het talud, bestaande uit horizontale buizen. Gas dat daaruit
onttrokken wordt onder relatief hoge onderdruk en dus met luchtinzuiging en gebruik van de
afgezogen lucht als verbrandingslucht in een fakkel. De investeringskosten voor een dergelijk
systeem worden voorlopig geschat op € 195.000 voor hetzelfde talud op Braambergen.
Jaarlijkse operationele kosten zijn naar schatting € 40.000 per jaar, waardoor de
kosteneffectiviteit relatief gunstig uitvalt: ongeveer € 6 per ton vermeden CO2-equivalenten.
Reductiepotentieel in Nederland in 2010
De methaanemissiereductie door toepassing van Smell-Well heeft een effectiviteit van
ongeveer 60-85% en is daarmee ongeveer even effectief als een goed gedimensioneerd en
bedreven gasonttrekkingssysteem (Oonk en Boom, 1995). Voor toepassing van Smell-Well
32

estaan twee mogelijkheden:
Smell-Well kan worden toegepast in plaats van een gasonttrekkingssysteem. Deze optie
wordt extra aantrekkelijk als hierdoor een aërobe stortplaats wordt gecreëerd, met
eventuele bijkomende voordelen (zie discussie in 5.5). Het potentieel hiervan in
Nederland is groot: in feite kunnen alle bestaande stortplaatsen als aërobe stortplaats
worden bedreven. In 2010 bedraagt de methaanemissie naar schatting nog zo’n 200 kton
aan methaan. Ruim 90% van deze emissie wordt veroorzaakt door slechts 15-25
stortplaatsen (Mathlener et al., 2000). In principe is het mogelijk deze emissie vrijwel
geheel te reduceren door al deze stortplaatsen als aërobe stortplaats in te richten.
Smell-Well kan worden toegepast in aanvulling op het bestaande stortgasonttrekkingssysteem,
bijvoorbeeld om emissies uit het talud te bestrijden (zoals dat ook
op Braambergen gedaan is). Stel dat op deze stortplaatsen 50-75% van het gas via de
taluds wordt geëmitteerd en dat met Smell-Well 60-85% van deze emissie kan worden
vermeden, dan is Smell-Well op deze wijze 30 tot 60% effectief. Als Smell-Well op deze
wijze op de bovenbeschreven groep van 15-25 stortplaatsen wordt toegepast dan is de
totale jaarlijkse methaanemissiereductie 60 tot 120 kton methaan (1.2 tot 2.4 Mton CO2equivalenten).
TEWI-effect
In het Smell-Well systeem wordt de emissie van methaan vermeden. Echter injectie van lucht
vraagt een hoeveelheid energie, welke weer de emissie van kooldioxide veroorzaakt. De
vraag leeft dus wat het netto effect is op de broeikasgasemissies. Tabel 10 geeft het
overzicht van de TEWI-effecten (Total Equivalent Warming Impact) van de gehele proef.
Hieruit blijkt dat de emissiereductie aan CO2-equivalenten door methaanemissiereductie ruim
40 keer zo groot is als de CO2-emissie door dieselconsumptie.
Tabel 10: TEWI-effecten Smell-Well demonstratie
CO2-emissie toelichting
methaanemissiereductie 421 ton CH4 - 9000 ton zie onder ‘totale
methaanemissiereductie’
hierboven
energievraag luchtinjectie 100 000 liter diesel 220 ton zie onder
‘energieverbruik’ in
hoofdstuk 3.3.
Emissiefactor 2,21 kg
CO2 per liter diesel.
33

Hoofdstuk 5
Aërobe stabilisering
5.1 Inleiding
Aërobe stortplaatsen zijn een mogelijkheid om methaanemissies tegen te gaan. Daarnaast
hebben aërobe stortplaatsen mogelijk nog een aantal andere voordelen. Zo kan worden
verwacht dat door snelle stabilisering van organisch materiaal, emissies naar bodem en
grondwater drastisch zullen worden gereduceerd.
Het afval in de zone die door het Smell-Well systeem wordt behandeld, wordt aan
omstandigheden blootgesteld, welke vergelijkbaar zijn met de omstandigheden in een aërobe
stortplaats. Analyse van veranderingen in dit materiaal geeft dus informatie over processen die
in een aërobe stortplaats zullen verlopen.
Binnen het project zijn een aantal analyses uitgevoerd, waarvan de resultaten in de volgende
paragrafen verder worden beschreven.
5.2 Biologische stabilisatiegraad
5.2.1 Algemeen
In stortplaatsen wordt het gestorte organisch materiaal via anaërobe biodegradatieprocessen
omgezet in voornamelijk methaan en kooldioxide. Door toepassing van het Smell-Well systeem
op stortplaats Braambergen ontstaan in de beluchte delen van het afvalpakket aërobe zones,
waar door composteringsprocessen het aanwezige organisch materiaal vergaand kan worden
gestabiliseerd. Bij deze aërobe omzetting van organisch materiaal wordt zuurstof verbruikt en
kooldioxide gevormd, zoals is weergegeven in onderstaande (vereenvoudigde) vergelijking:
CH2O + O2 CO2 + H2O
Ten gevolge van deze biologische stabilisatie wordt de reactiviteit van de organische fractie
sterk verminderd, wat resulteert in een afgenomen gasvorming en uitloging. Kwantificering van
de biologische stabilisatiegraad is in de volgende paragraaf nader toegelicht.
5.2.2 Kwantificering van de biologische stabilisatiegraad
De biologische stabiliteit van afval is van verschillende factoren afhankelijk en kan vaak niet op
eenvoudige wijze worden vastgesteld. Parameters als gloeiverlies en TOC geven geen goed
beeld van de biologische stabiliteit en het emissiegedrag van afval op langere termijn. Deze
parameters zijn niet specifiek voor afbreekbaar organisch materiaal; ook niet-biodegradeerbare
materialen (zoals plastics, leer en lignine) worden met deze parameters bepaald [Höring et al.,
1999; Van der Sloot et al., 2000].
Afgelopen jaren is in verschillende Europese landen uitgebreid onderzoek gedaan naar
alternatieve parameters, waarmee de biologische stabiliteit en het emissiegedrag van afval
goed kan worden voorspeld. Er zijn verschillende biologische testen ontwikkeld, waarbij onder
34

aërobe of anaërobe condities de reactiviteit en daarmee de stabiliteit van afval kan worden
bepaald. Aërobe testen zijn de zogenaamde respiratietesten, waarbij de (maximale)
zuurstofconsumptie gedurende een bepaalde periode wordt vastgesteld. Veel gehanteerde
parameters zijn de AT4 en AT7 (Atmungsaktivität gedurende respectievelijk 4 en 7 dagen) en
RI4 en RI7 (respiration index gedurende respectievelijk 4 en 7 dagen). Anaërobe testen zijn de
zogenaamde fermentatietesten, waarbij de cumulatieve gasvorming gedurende een bepaalde
testperiode wordt vastgesteld. Een voorgestelde testmethode is de GB21 (Gasbildung
gedurende 21 dagen). Uit onderzoek is echter gebleken dat deze testperiode van 21 dagen te
kort is om betrouwbare resultaten te verkrijgen; bij deze test wordt slechts 5 tot 60% van het
totale potentieel gevormd [Binner et al., 1999].
In landen als Duitsland, Oostenrijk en Italië is voor de verwerking van huishoudelijk afval onder
meer gekozen voor een mechanisch biologische voorbehandeling gevolgd door storten. Het
voorbehandelde afval dient aan bepaalde criteria te voldoen alvorens het gestort mag worden.
Op deze wijze kan worden voorkomen dat afval met een onacceptabele restgasvorming en
uitloging wordt gestort. In Duitsland en Oostenrijk zal mogelijk de respiratie-index AT4 als
criterium worden gehanteerd. Hierbij is een grenswaarde van 5 mg O2/g ds voorgesteld. Ook
voor de (anaërobe) gasvorming (GB21) is een grenswaarde voorgesteld, te weten
20 Nm 3 /Mg ds [Raninger et al., 1999; Soyez et al., 1999; Van der Sloot et al., 2000].
Figuur 13 toont voor verschillende oorspronkelijke en voorbehandelde afvalmonsters het
gloeiverlies en de respiratie-index RI4. De ongeschiktheid van de parameter gloeiverlies als
stabiliteitscriterium, zoals eerder in deze paragraaf reeds aangegeven, wordt met deze figuur
geïllustreerd. Een lage RI4-waarde is niet altijd gerelateerd aan een laag gloeiverlies, omdat het
gloeiverlies niet specifiek is voor (afbreekbaar) organisch materiaal. Zo heeft een afvalmonster
met relatief veel plastics een hoog gloeiverlies, terwijl de biologische reactiviteit beperkt kan zijn
(lage RI4-waarde).
ds] /g
2
O [mg
4
RI
90
80
70
60
50
40
30
20
10
y = 0.7091x -
12 3R 2
= 0.3439
0
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
gloeiverlies [%
d ]
Figuur 13 Relatie tussen gloeiverlies en respiratie-index RI4 [Cossu et al., 1999; Cossu et al., 2001;
Raninger et al., 1999; Van der Sloot et al., 2000].
35

5.2.3 Gloeiverlies
Het gloeiverlies wordt deels bepaald door het aanwezige organisch materiaal en is dus een
indicator voor het gehalte aan organisch stof in het afval. Zoals in voorgaande figuur is
weergegeven is het niet zo’n goede indicator, doordat het mede wordt bepaald door de
aanwezige kunststoffen in het afval, welke afhankelijk van het type plastic in meer of mindere
mate worden omgezet bij 600°C. Het gevonden gloeiverlies geeft dus altijd een overschatting
van het werkelijke gehalte aan organische stof.
Het gloeiverlies is echter wel een interessante test om te doen, omdat het eenvoudig,
goedkoop en snel uit te voeren is op relatief grote monsters. Het geeft een goed beeld van de
heterogeniteit van de monstername en in geval van Smell-Well kan het in ieder geval een
kwalitatieve indicatie geven van aërobe stabilisatie. Van alle afval- en grondmonsters is daarom
na de voorbehandeling het droge stofgehalte en gloeiverlies bepaald. Voor vaststelling van het
droge stofgehalte zijn de monsters gedroogd bij 105°C tot constant gewicht. Het gloeiverlies is
bepaald door het monster in een oven te gloeien gedurende 45 minuten bij 600°C. Beide
bepalingen zijn in duplo uitgevoerd.
De resultaten van deze monsterkarakterisering zijn weergegeven in onderstaande tabel.
Tabel 11 Gloeiverlies van boormonsters in toplaag en afval, voor en na luchtinjectie.
monster voorafgaand aan luchtinjectie
(boormonsters oktober 2000)
afdeklaag (< 50 cm):
na luchtinjectie
(boormonsters augustus 2002)
% vocht % gloeiverlies % vocht % gloeiverlies
- gemiddelde 34,5 14,0 26,3 13,9
- min 27,0 5,4 19,9 6,6
- max 38,5 20,2 35,6 19,2
afdeklaag (> 50 cm):
- gemiddelde 29,3 8,2 28,2 8,7
- min 23,4 4,7 16,8 5,0
- max 35,8 16,3 44,2 17,5
afval (10 l emmers):
- gemiddelde 36,3 18,8
- min 32,5 14,7
- max 42,5 30,0
afval (60 l vaten):
- gemiddelde 45,1 39,5 50,0 54,6
- min 40,3 22,1 44,4 41,5
- max 51,1 54,0 55,0 68,5
5.2.4 Biologische stabilisatiegraad en zuurstofvraag
Methode
De (aërobe) biologische stabilisatiegraad van de organische fractie van afval kan worden
bepaald aan de hand van een z.g. respiratietest (Micro-Oxymax Respirometer). Bij deze test
vindt onder geoptimaliseerde aërobe condities een versnelde omzetting van het organisch
materiaal in het afval plaats. De stabilisatiegraad van het afval kan aan de hand van de
36

gedurende een bepaalde periode gemeten cumulatieve zuurstofconsumptie worden
vastgesteld (bijvoorbeeld na 4 dagen: respiratie-index RI4).
Wanneer de testduur wordt verlengd, kan een nagenoeg volledige stabilisatie van het afval
worden gerealiseerd. De gemeten cumulatieve zuurstofconsumptie representeert de maximale
zuurstofvraag welke benodigd is voor een vergaande stabilisatie van de organische fractie van
het afval. Dit resultaat moet echter worden beschouwd als een maximale zuurstofconsumptie
en stabilisatiegraad, welke in de praktijk niet zal worden bereikt als gevolg van suboptimale
omstandigheden (b.v. heterogeniteit afvalpakket, gelimiteerd zuurstoftransport).
Proefopzet
Als voorbehandeling zijn de afvalmonsters verkleind in een shredder, zodat een homogene
monsterpartij is verkregen. Bij aanvang van de respiratietest is het afval gekarakteriseerd aan
de hand van het gehalte aan droge stof en gloeiverlies. Het is praktisch onmogelijk gebleken
om na afloop van de test een betrouwbare droge stof- en gloeiverliesbepaling uit te voeren
(zeer beperkte testhoeveelheid, welke moeilijk te bemonsteren is vanuit serumfles).
In een monsterfles (1 liter) is een bepaalde hoeveelheid afvalmonster met leidingwater
opgemengd tot een 50%-slurry. De slurry is geënt met een aërobe bacteriepopulatie om de
aërobe biodegradatie versneld op gang te brengen (GFT-compost afkomstig uit de mesofiele
nacomposteringsfase). De hierbij toegepaste verhouding tussen entmateriaal en afvalmonsters
bedraagt voor de nulmeting en eindmeting respectievelijk 1:8 en 1:12 (op basis van organisch
droge stof). De monsterflessen zijn daarna gasdicht afgesloten en op een schudtafel geplaatst,
welke in een geconditioneerde klimaatkast is opgesteld (bij 25°C). Gedurende de proef is de
gassamenstelling in de headspace van de monsterflessen continue gemonitord (O2 en CO2).
Het luchtmengsel in de headspace is regelmatig ververst, zodat voldoende zuurstof aanwezig
is voor de aërobe biodegradatie (geautomatiseerd waarbij wordt gestuurd op het O2- en CO2gehalte).
Elke respiratietest is in duplo uitgevoerd. Verder is een ‘blanco’ test (zelfde proefopzet, maar
zonder afvalmonster) meegenomen om de gemeten O2-consumptie en CO2-vorming te kunnen
corrigeren voor toevoeging van het entmateriaal, volgens onderstaande vergelijking:
O2-verbruik stabilisatie = gemeten O2-verbruik – O2-verbruik blanco (4.2)
De totale proefperiode voor de respiratietest bedroeg voor de nulmeting en eindmeting
respectievelijk 66 en 49 dagen.
Resultaten
In Tabel 12 zijn de resultaten van de gemeten biologische stabilisatiegraad en zuurstofvraag
voor alle geteste afvalmonsters. Alle resultaten van de in duplo uitgevoerde metingen zijn in
bijlage B opgenomen.
37

Tabel 12 Resultaten bepaling biologische stabilisatiegraad en zuurstofvraag.
Monster
afval (10 l emmers):
O2-vraag (RI49)
[mg O2/g ds]
voorafgaand aan luchtinjectie
(boormonsters oktober 2000)
O2-vraag (RI66)
[mg O2/g ds]
maximale RI4
[mg O2/g ds]
- gemiddelde 42,0 50,5 5,4
- min 29,4 33,0 4,1
- max 77,5 106,8 8,5
afval (60 l vaten):
na injectie
(boormonsters augustus 2002)
O2-vraag (RI49)
[mg O2/g ds]
maximale RI4
[mg O2/g ds]
- gemiddelde 4 112,2 132,8 14,3 121,8 16,6
- min 79,5 10,8
- max 183,2 23,9
In figuur 14 is voor alle afvalmonsters het verloop van de RI4-waarde gedurende de nulmeting
weergegeven. Met andere woorden: voor de gehele periode van 66 dagen is weergegeven wat
de zuurstofopname in de afgelopen vier dagen was. Figuur 15 toont het verloop van de RI4waarde
gedurende de eindmeting.
[mg O
2/g ds]
4
RI
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0 200 400 600 800 1.000 1.200 1.400 1.600
tijd [uur]
afval 1
afval 2
afval 3
afval 4
afval 5
afval 6
afval 7
afval 8
Figuur 14: Verloop RI4-waarde gedurende nulmeting respiratietest (testperiode 66 dagen).
4 Van de boormonsters van oktober 2000 (60 liter vaten) is één mengmonster gemaakt.
kolom
norm
38

RI 4 [mg O 2/g ds]
30
25
20
15
10
5
0
0 200 400 600 800 1.000 1.200
tijd [uur]
Figuur 15 Verloop RI4-waarde gedurende eindmeting respiratietest (testperiode 49 dagen).
5.2.5 Discussie
Onvolledige stabilisatie in een RI-test, ook na 66 dagen
Uit de figuren 14 en 15 volgt dat veel monsters na afloop van 66 en 49 dagen respiratietest nog
een aanzienlijke activiteit hebben. Dit geldt met name voor het mengmonster en afvalmonster 8
van de nulmeting en alle monsters van de eindmeting (variërend tussen 3 en 9 mg O2/g ds).
Blijkbaar verlopen aërobe processen toch langzaam. De waarde van RI66 en RI49 is dus nog
een onderschatting van het werkelijke potentieel aan organisch materiaal.
Heterogeniteit monsters
Uit figuur 16 en tabel 12 blijkt verder dat de heterogeniteit van het afvalpakket slechts in
geringe mate van invloed is op de stabilisatiegraad van de afzonderlijke afvalmonsters; de
spreiding in de initiële RI4-waarden voor de acht afvalmonsters van de nulmeting is beperkt,
namelijk 5,4 ± 1,3 mg O2/g ds (95%-betrouwbaarheidsinterval). Voor de eindmeting is deze
spreiding groter (16,6 ± 5,2 mg O2/g ds).
Zuurstofvraag en initiële respiratie-index (RI4,max)
De meeste afvalmonsters van de nulmeting hebben een opvallend lage totale zuurstofvraag en
een lage initiële respiratie-index (RI4,max), wat betekent dat deze monsters een beperkte
biologische reactiviteit bezitten. Slechts 4 monsters (afvalmonsters 2, 3, en 8 en kolommengmonsters)
hebben een RI4-waarde hoger dan de Duitse en Oostenrijkse grenswaarde van
5 mg O2/g ds. Opvallend is het verschil in totale zuurstofvraag en initiële respiratie-index tussen
de kleinere en grotere afvalmonsters van de nulmeting. Een mogelijke verklaring is het verschil
in monstervolume, wat waarschijnlijk heeft geresulteerd in een afwijkende afvalsamenstelling
van de monsters in emmers (10 liter) t.o.v. de monsters in vaten (60 liter). De emmers zijn
afval 1
afval 2
afval 3
afval 4
afval 5
afval 6
afval 7
afval 8
norm
39

gevuld met de fijnere afvalfractie, terwijl de monsters in de vaten ook grovere delen (plastic en
kartonnen verpakkingen) bevatten.
In vergelijking met de kleinere monsters van de nulmeting hebben de afvalmonsters van de
eindmeting een aanzienlijk hogere totale zuurstofvraag en initiële respiratie-index. Alle
afvalmonsters hebben een RI4-waarde hoger dan de Duitse en Oostenrijkse grenswaarde van
5 mg O2/g ds (gemiddeld 16,6 mg O2/g ds).
Opvallend is dat de resultaten van deze eindmeting echter weinig verschillen met die van het
mengmonster van de nulmeting. De gemiddeld iets hogere totale zuurstofvraag en initiële
respiratie-index voor de eindmeting wordt mogelijk veroorzaakt door een hoger gehalte aan
organisch stof in deze monsters (gloeiverlies).
/g ds]
2
4 [mg O
RI
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
diverse afvaltypen
voorbehandelde afvalmonsters
afvalmonsters SWS - voor luchtinjectie
afvalmonsters SWS - na luchtinjectie
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
gloeiverlies [% ds]
Figuur 16: Vergelijking RI4-waarde en gloeiverlies geteste afvalmonsters met andere
onderzoeksresultaten [Cossu et al., 1999; Cossu et al., 2001; Raninger et al., 1999; Van
der Sloot et al., 2000].
Lage waarden gloeiverlies en zuurstofvraag
In figuur 16 zijn alle geteste afvalmonsters vergeleken met andere onderzoeksresultaten. Uit
deze figuur blijkt dat de geteste afvalmonsters van de nulmeting een opvallend lage RI4-waarde
en gloeiverlies bezitten in vergelijking met andere onderzoeksresultaten; de reactiviteit van de
onbehandelde afvalmonsters van Braambergen is lager dan die van oorspronkelijke en reeds
voorbehandelde afvalmonsters. Enigszins afwijkend hierin zijn afvalmonster 8 en het kolommengmonster,
welke beide een hogere RI4-waarde en gloeiverlies bezitten.
Voor de geteste monsters van de eindmeting is de initiële respiratie-index en het gloeiverlies
hoger in vergelijking met de nulmeting. De waarden zijn echter vergelijkbaar met die van
voorbehandelde afvalmonsters uit andere onderzoeken.
40

Afname gloeiverlies met diepte
Uit de gegevens blijkt dat het vochtgehalte en organisch stofgehalte 5 in de afdeklaag afneemt
met toenemende diepte. Het hogere organisch stofgehalte bovenin de afdeklaag wordt met
name veroorzaakt door de aanwezige vegetatie (wortels, afgestorven begroeiing).
Opvallend is verder het verschil in droge stofgehalte en gloeiverlies tussen de afvalmonsters in
het afval verzameld in de kleinere monsters en voor de grotere monsters. Een mogelijke
verklaring is het verschil in monstervolume, wat waarschijnlijk heeft geresulteerd in een
afwijkende afvalsamenstelling van de monsters (reeds eerder in deze paragraaf toegelicht).
Niet waarneembare afname van koolstofgehalte door aërobe stabilisering
De belangrijkste conclusie van de bovenbeschreven analyses op de monsters voor en na
luchtinjectie is dat luchtinjectie niet heeft geleid tot een waarneembare aërobe omzetting van
vaste organische stof in het afvalpakket.
Vochtgehalte toplaag
Opgemerkt dient te worden dat het vochtgehalte van de afdeklaag vrij laag is: gemiddeld zo’n
25 tot 30%. Dit is niet optimaal voor een toplaag, welke methaan microbiologisch dient om te
zetten. Een optimaal vochtgehalte ligt tussen de 40-60% (Mathlener et al., 2000).
5.3 Aërobe stabilisatie op semi-technische schaal
5.3.1 Methode
De aërobe stabilisatie van afval zoals die in een aërobe stortplaats zal optreden, kan op semitechnische
schaal worden gesimuleerd. Onder gecontroleerde labcondities kunnen de aërobe
biodegradatieprocessen worden versneld, waardoor op korte termijn inzicht kan worden
verkregen in een aantal zaken:
de initiële en uiteindelijke biologische stabilisatiegraad;
de zuurstofvraag van het afval;
de kwaliteit van het biologisch gestabiliseerde materiaal (na uitvoering van enkele
aanvullende testen, zoals pH-stat (uitloog)testen).
Het resultaat moet worden beschouwd als een maximaal te bereiken stabilisatiegraad en
zuurstofvraag, welke in de praktijk waarschijnlijk niet zal worden bereikt als gevolg van
suboptimale omstandigheden (b.v. heterogeniteit afvalpakket, gelimiteerd zuurstoftransport).
5.3.2 Proefopzet
Als voorbehandeling zijn de afvalmonsters verkleind in een shredder, zodat een homogene
monsterpartij is verkregen. Van de 8 afvalmonsters is één mengmonster gemaakt, waarmee
beide kolommen zijn gevuld. Bij aanvang van de proef is het afval gekarakteriseerd aan de
hand van het gehalte aan droge stof en gloeiverlies.
5 Voor de grondmonsters van de afdeklaag geldt dat het gloeiverlies een goede indicator is voor het
organisch stofgehalte (plastics en andere componenten welke bijdragen aan het gloeiverlies zijn
niet aanwezig).
41

Twee kolommen zijn gevuld met het afval, waarbij het afval los in de kolommen is gestort.
Hierdoor is een voldoende poreus afvalpakket verkregen, zodat slechts een beperkte drukval
over de afvalkolom ontstaat. De kolommen zijn vanaf de onderzijde belucht met bevochtigde
perslucht; hierdoor wordt uitdroging van het afval voorkomen. Tijdens de proef is echter
gebleken dat het afvalpakket in beide kolommen toch op bepaalde plaatsen uitdroging
vertoonde. Daarom zijn beide kolommen gedurende de proef wekelijks van bovenaf bevochtigd
met een bepaalde hoeveelheid water.
Het volume van de ingaande luchtstroom is bij beide kolommen wekelijks gemeten met droge
gasmeters. De aan de bovenzijde uittredende lucht is continu gemonitord op O2- en CO2gehalte
(met respectievelijk een Servomex Oxygen analyser 570A en Siemens Ultramat P22).
Daarnaast is met thermokoppels de temperatuur in de beide afvalkolommen op verschillende
kolomhoogten gemeten. Alle meetresultaten zijn opgeslagen via een data-logger en daaraan
gekoppelde PC. De gehele opstelling is in een geconditioneerde ruimte geplaatst bij 30°C.
Figuur 17 is een schematische weergave van de proefopstelling.
Na afloop van de proef is van de afvalmonsters uit beide kolommen het droge stofgehalte en
gloeiverlies bepaald. De kwaliteit van het biologisch gestabiliseerde materiaal is vastgesteld
aan de hand van enkele aanvullende testen (pH-stat (uitloog)testen); de resultaten van deze
testen zijn in paragraaf 5.4 opgenomen.
drager -
materiaal
TR
0,7 m
TR
0,7 m
afval
0,4 m
1,5 m
0,2 m
lucht afvoer
cumulatieve
gasmeter
O 2 /CO 2 -analyser
waterslot
(luchtbevochtiging )
Figuur 17 Opstelling aërobe stabilisatie op semi-technische schaal.
spui naar
buitenlucht
pers lucht
42

5.3.3 Resultaten
In Figuur 18 is voor beide kolommen het cumulatieve zuurstofverbruik en
zuurstofverbruikssnelheid grafisch weergegeven; beide parameters zijn gerelateerd aan de
hoeveelheid droge stof. Uit de gemeten verbruikssnelheid is de respiratie-index RI4 afgeleid
(reeds toegelicht in paragraaf 5.2); voor beide kolommen is het verloop van deze index
weergegeven in figuur 19. De belangrijkste uitkomsten van deze test op semi-technische
schaal zijn in tabel 13 opgenomen.
Andere meetdata zijn in grafische vorm in bijlage C opgenomen.
-verbruik [mg/g ds]
2
cumulatief O
200
160
120
80
40
K1 - cumulatief
K2 - cumulatief
K1 - snelheid
K2 - snelheid
0
0
0 50 100 150 200 250 300
tijd [dagen]
Figuur 18 Cumulatieve zuurstofverbruik en verbruikssnelheid (gerelateerd aan hoeveelheid droge
stof) voor beide kolommen.
RI 4 [mg O 2/g ds]
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0 50 100 150 200 250 300
tijd [dagen]
Figuur 19 Verloop van respiratie-index RI4 voor beide kolommen gedurende stabilisatie op semi-
technische schaal.
K1
K2
norm
1
0.8
0.6
0.4
0.2
2
-overbruiksnelheid [mg/g ds/hr]
43

Tabel 13 Resultaten bepaling biologische stabilisatiegraad en zuurstofvraag op semi-technische
schaal.
parameter kolom 1 kolom 2 Gemiddelde
(na 285 d)
Gemiddelde
(na 66 d)
Respiratietest
(na 66 d)
RI4,max [mg O2/g ds] 40,2 40,5 40,4 40,4 14,3
RI4,eind [mg O2/g ds] 1,4 0 0,7 2,9 4,3
zuurstofvraag [mg O2/g ds] 171,5 175,7 173,6 109,9 132,8
DS – voor [%] 56,4 56,4 56,4
gloeiverlies – voor [% ds] 32,7 32,7 32,7
DS – na [%] 55,2 54,5 54,9
gloeiverlies – na [% ds] 30,3 30,6 30,4
5.3.4 Discussie
Kinetiek van aërobe omzetting
Uit figuur 18 blijkt dat gedurende de eerste 5 dagen de aërobe afbraak snel op gang komt.
Deze snelle start gaat gepaard met een sterk verhoogde zuurstofconsumptie, wat leidt tot een
verlaagd O2- en verhoogd CO2-gehalte in de uitgaande luchtstroom (zie ook Figuur C.1 en C.2
in bijlage C). Gedurende de eerste 5 dagen vindt ten gevolgde van de biologische activiteit
tevens een sterkte temperatuurstijging plaats in beide kolommen tot een maximum van 60°C
(zie ook Figuur C.3 in bijlage C). Hierna neemt de biologische activiteit geleidelijk af, wat
resulteert in een dalende zuurstofconsumptie en temperatuur in kolommen; vanaf dag 100
wordt een stabiel niveau bereikt.
Uit figuur 18 blijkt verder dat de totale zuurstofvraag (cumulatieve zuurstofverbruik) ook na 285
dagen nog geen constante waarde heeft bereikt, hoewel de consumptiesnelheid zeer laag is
geworden (0,01 mg O2/g ds/hr).
In een kolom op laboratoriumschaal wordt afval onder aërobe omstandigheden verregaand
gestabiliseerd binnen een periode van een half jaar. Dit tempo is vergelijkbaar met de het
tempo van afbraak onder anaërobe omstandigheden, welke wordt versneld door infiltratie van
percolaat (Vroon et al., 1999)
Stabiel product?
De biologische reactiviteit c.q. stabiliteit van het afval kan worden gekwantificeerd aan de hand
van de respiratie-index RI4 (reeds toegelicht in paragraaf 5.2). Het verloop van deze parameter
voor beide kolommen is in figuur 19 weergegeven. Bij de opstart van de proefnemingen is de
reactiviteit van het afval het grootst, wat blijkt uit de respiratie-index RI4, welke bij aanvang een
waarde heeft van gemiddeld 40,4 mg O2/g ds (RI4,max in tabel 13). Na 285 dagen is de
respiratie-index verder afgenomen tot een waarde van gemiddeld 0,7 mg O2/g ds (RI4,eind in
tabel 13), wat betekent dat dit materiaal een vergaande stabilisatiegraad heeft bereikt
(aanzienlijk lagere respiratie-index in vergelijking met Duitse norm van 5 mg O2/gds).
In tabel 12 zijn ter vergelijking tevens de resultaten van de in hiervoor beschreven respiratietest
opgenomen. Voor de initiële stabiliteit van de kolom-mengmonsters worden verschillende
waarden gevonden met beide methoden. Bij stabilisatie op semi-technische schaal wordt een
aanzienlijk grotere respiratie-index gevonden (40,4 versus 14,3 mg O2/g ds), wat mogelijk wordt
44

veroorzaakt door het verschil in proefopzet en monstergrootte. Bij stabilisatie op semitechnische
schaal kan de sterke temperatuurstijging van invloed zijn geweest op de
microbiologische omzettingssnelheid en daarmee de respiratie-index.
De uiteindelijke stabilisatiegraad na afloop van beide testen is eveneens verschillend.
Behandeling op semi-technische schaal resulteert in een verdergaande stabilisatie c.q. lagere
RI4-waarde (0,7 versus 4,3 mg O2/g ds), wat een gevolg is van de langere testduur (285 dagen
versus 66 dagen voor de respiratietest). De bereikte stabilisatiegraad na 66 dagen ligt voor
beide testen in dezelfde ordegrootte. Behandeling op semi-technische schaal geeft na 66
dagen een iets lagere respiratie-index, wat mogelijk is veroorzaakt door de snellere biologische
stabilisatie bij hogere temperatuur (30°C).
Totale zuurstofvraag
De totale zuurstofvraag bedraagt voor beide kolommen gemiddeld 174 mg O2/g ds (zie tabel
12). Ook de grotere zuurstofvraag bij stabilisatie op semi-technische schaal (173,6 versus
132,8 mg O2/g ds voor de respiratietest) wordt mogelijk veroorzaakt door deze langere
testperiode.
Duitse/Oostenrijkse normstelling vrij snel gerealiseerd
Reeds na 50 dagen is de respiratie-index gezakt tot beneden een waarde van 5 mg O2/g ds;
volgens de Duits/Oostenrijkse normering kan dit materiaal worden gekwalificeerd als biologisch
stabiel.
5.4 Poriewater- en afvalanalyses
5.4.1 Materialen en methode
Monstername poriewater
Op 26 oktober 2000 zijn op tien verschillende plekken 20 keramische monstercups geplaatst
om poriewater te kunnen bemonsteren. Hiervoor is met een lans van het SWS een gat
gestoken, hierna is een hoeveelheid filterzand in het gat gebracht en vervolgens is hier een
cup ingestoken. Daarna is een hoeveelheid bentoniet aangebracht en hierop weer een laagje
zand waarin de tweede cup gestoken is. Het gat is vervolgens opgevuld met een tweede laag
bentoniet.
De cups zijn bemonsterd na 0, 1, 3.5, 6, 15, 17 en 19 maanden en geanalyseerd op
hoofdelementen, zware metalen anionen en ammonium. Tijdens de monsternames bleek dat
niet altijd alle cups te bemonsteren waren doordat deze droog stonden. Tevens zijn bij
maaiwerkzaamheden (rond de 14e maand van het SWS) diverse slangetjes en piketpaaltjes
kapot gemaaid waardoor deze later onvindbaar bleken of niet meer bruikbaar waren. Tevens is
opvallend dat het in de loop van de tijd steeds lastiger bleek om voldoende monster uit de cups
te pompen. Wellicht heeft dit te maken met blokkades c.q. het breken van slangetjes door
verzakkingen in het stortlichaam (op sommige delen kan het maaiveld tot een meter gezakt
zijn) of een lager waterniveau in het compartiment.
Monstername afval
Op 26 oktober 2000 zijn met een kraan 8 gaten verdeeld over de stortplaats gegraven waarbij
uit elk gat steeds ongeveer 60 liter monster gehaald is. In figuur 20 staan enkele foto’s van het
afval in de beginsituatie. De vaten zijn na bemonstering zo snel mogelijk afgesloten en onder
stikstof bewaard. Op ECN zijn de vaten leeggeschud op een stuk zeil waarna het afval met een
45

schep zoveel mogelijk gemengd is. Hierna is de hoeveelheid in 2 delen verdeeld en is random
een deel gekozen dat verder in bewerking genomen is, het andere deel werd buiten
beschouwing gelaten. Het monster werd weer in de vaten gedaan en hiervan zijn weer random
2 vaten uitgekozen welke verkleind zijn voor de uitloogtesten. Het monster is zoveel mogelijk
cryogeen verkleind in een shredder en waar noodzakelijk met de hand verder verkleind tot
kleiner dan ongeveer 30 mm. Hierna is het monster voor de uitloogproeven in bewerking
genomen (Monstercode: Braambergen uitgangssituatie).
Figuur 20: Het bemonsterde afval in de uitgangssituatie
Om een beeld te krijgen van het uitlooggedrag van het afval wanneer dit volledig uitgereageerd
is, is van TNO een apart monster verkregen. Dit monster is tevens op 26 oktober 2000
genomen en met behulp van een shredder verkleind tot

was het materiaal volledig uitgereageerd en zijn bij ECN de uitloogproeven uitgevoerd
(Monstercode: Braambergen volledig uitgereageerd).
De bemonstering van het afval om de eindsituatie van het SWS op stortlocatie Braambergen te
meten heeft plaatsgevonden op 7 augustus 2002. Foto’s van het afval bij de eindsituatie staan
in figuur 21. Op een aantal plekken was het afval warm (minimaal 40 o C) en kwam er damp
vanaf. De procedure hierbij was dezelfde als hierboven beschreven. De monsters zijn bij TNO
in een shredder verkleind tot

deelmonsters uit een gehomogeniseerd, maar nog steeds relatief heterogeen monster. De
proef met het volledig uitgereageerde materiaal laat het lange termijn effect van het SWS zien,
de eindsituatie van de pilotproef zal hier naar alle waarschijnlijkheid nog niet aan voldoen. De
uitloging als functie van pH wordt bepaald door de uitvoering van een ANC-test waarbij het
uitlooggedrag van de afvalmonsters over het gehele pH-traject wordt gemeten (bij 6
verschillende pH-waarden en een L/S = 10 l/kg). Doordat het materiaal visueel zeer heterogeen
is wordt 500 g afval (op drogestofbasis) in bewerking genomen. De uitloogproeven op monsters
van de uitgangssituatie worden onder een N2 atmosfeer uitgevoerd. Tevens wordt een
schudtest (eigen pH) bij lage L/S (~ 1 l/kg) uitgevoerd.
De pH wordt bijgesteld met NaOH en HCl of HNO3. HCl wordt gebruikt in de experimenten met
het monster van de uitgangssituatie omdat HNO3 oxiderende eigenschappen heeft. Chloride
heeft wel het risico dat de Cd uitloging verhoogd wordt als gevolg van Cd(Cl)2 complexen. Dit
effect is niet waargenomen in de resultaten. De samenstelling van de uitloogvloeistoffen wordt
na filtratie (0.2 µm) geanalyseerd op hoofdelementen en zware metalen (ICP-AES), DOC (DOC
+
analyser), NH4 (FIA) NO2 en NO3 (ionchromatografie). Het totale gehalte aan organische stof
aanwezig in de monsters (vaste stof) wordt bepaald door LOI.
Het effect dat beluchting heeft op het uitlooggedrag van afval in een stortlichaam kan aan de
hand van de gegenereerde resultaten worden beschreven door vergelijking van de uitloging
voor en na beluchting met het SWS. Dit kan weer worden afgezet tegen de resultaten van het
volledig uitgereageerde materiaal en tevens worden vergeleken met het uitlooggedrag van
matrices die in karakter variëren van organisch-rijk (bioreactor) tot overwegend anorganisch
(Equistort). Hierdoor kan het uitlooggedrag onder deze omstandigheden worden beschreven en
voorspeld, hetgeen zal bijdragen aan voorspellingen van het lange termijn uitlooggedrag van de
materialen.
5.4.2 Resultaten en discussie
ANC testen
De ANC testen zijn uitgevoerd op monsters tijdens drie stadia van afbraak. In eerste instantie is
het monster van de uitgangssituatie op Braambergen geanalyseerd, vervolgens is het monster
van het volledig uitgereageerde materiaal geanalyseerd en ten slotte een monster van de
eindsituatie van het SWS op locatie Braambergen. In figuur 22 staan de resultaten van de ANC
testen voor een aantal belangrijke parameters weergegeven. De resultaten van de overige
gemeten elementen staan in Bijlage D. Ter vergelijking met andere matrices zijn ook gegevens
opgenomen van de zogenaamde basismix als referentie voor het Duurzaam storten project
(equistort, ANC-MIX), de Organisch Natte Fractie (ONF) van huisvuil afkomstig van de VAM en
verschillende afgebroken ONF materiaal fracties (OXID en RED). Ook de resultaten van de
pilottest van de VAM bioreactor (BIOREACTOR) zijn opgenomen.
48

Eh
( V)
Uitgeloogd (mg/kg)
Uitgeloogd (mg/kg)
1000
800
600
400
200
0
-200
-400
-600
-800
100
10
1
0.1
0.01
0.001
10000
1000
100
10
1
0.1
0.01
0.001
2 4 6 8 10 12 14
Cu
pH
Braambergen,
nulmeting
Braambergen,
verkleind
Braambergen, LS2
Braambergen,
geoxideerd
Staalslak
Poriewater
Braambergen,
eindsituatie
Stabiliteitslijn H2
Stabiliteitslijn O2
2 4 6 8 10 12 14
pH
Uitgeloogd (mg/kg)
100000
10000
1000
100
10
DOC
0.01
Fe Mn
2 4 6 8 10 12 14
pH
Uitgeloogd
( /k )
100000
10000
1000
100
10
1000
100
10
1
0.1
0.001
2 4 6 8 10 12 14
pH
S
ANC-Mix
ONF
RED
OXID
Braambergen,
uitgangssituatie
Braamb., uitgangssituatie
LS2
Braamb., uitgangssit. verder
verkleind
bioreactor
Braambergen, volledig
afgebroken
Braambergen, eindsituatie
2 4 6 8 10 12 14
pH
2 4 6 8 10 12 14
Figuur 22: Afvalkarakterisering Braambergen monsters en verschillende matrices variërend van
overwegend anorganisch tot organisch-rijke afvalstoffen.
Uitgeloogd (mg/kg)
Door de uitloging van de materialen van de uitgangs-, eindsituatie en het volledig
uitgereageerde materiaal te vergelijken kunnen de effecten van geforceerde methaan oxidatie
op de percolaatwater kwaliteit bestudeerd worden. De resultaten in figuur 22 geven voor de
redox potentiaal (tov H2) aan dat deze parameter duidelijk beïnvloed is door de beluchting van
het afval in het volledig uitgereageerde monster. Tevens is te zien dat het materiaal in de
uitgangssituatie behoorlijk gereduceerd is. Ook aan het einde van de beluchting blijkt het
bemonsterde materiaal nog steeds sterk reducerend te zijn. Een verklaring zou kunnen zijn dat
het deel van het pakket, waar de aëratie een effect op de vaste stof heeft beperkt is en dat de
bemonstering voor de eindsituatie heeft plaats gevonden in delen van het afvalpakket die niet
of nauwelijks beïnvloed zijn door de aëratie. Dit kan een reden zijn waarom de redoxpotentiaal
vergelijkbaar is met de aanvangsituatie. In bioreactorstudies uitgevoerd in de VS [Weathers et.
al, 2002] is ook ervaren dat beluchting slechts een beperkt effect heeft op de redox toestand
van het afvalpakket. Het uitloogpatroon van DOC in het monster van de uitgangssituatie lijkt
sterk op het bioreactor monster en de verschillende afgebroken ONF fracties, zowel qua vorm
van de curve alswel het niveau. Er dient rekening te worden gehouden met het feit dat ONF
een geselecteerde organische fractie uit huisvuil is en zodoende per kilogram veel meer
pH
49

organische stof bevat dan huisvuil op zich. Het integrale huisvuil zoals gestort op Braambergen
is dan min of meer ‘verdund’ met meer anorganische bestanddelen, maar naar verwachting
heeft er zeker enige vorm van afbraak plaatsgevonden in het materiaal bij de uitgangssituatie
ten opzichte van het vers gestorte afval. Het volledig uitgereageerde monster van Braambergen
vertoont weliswaar hetzelfde uitloogpatroon maar het niveau ligt hier een factor 2-3 onder. Om
de uitersten weer te geven zijn de grafieken van vers ONF en de ANC-mix als representant van
overwegend anorganisch afval ook in de grafiek gezet. Uit recent onderzoek [van der Sloot et.
Al, 2001] is een relatie gelegd tussen de DOC uitloging bij neutrale pH en de afbreekbaarheid
van de organisch koolstof. Wanneer de DOC uitloging bij neutrale pH hoog is (bijvoorbeeld voor
ONF), is er relatief veel afbreekbaar organisch koolstof aanwezig. De DOC uitloging bij hoge
pH geeft het potentieel uitloogbaar koolstof weer, hierbij zitten ook de veel trager afbreekbare
humuszuren.
Het volledig uitgereageerde monster ligt nog een factor 5 boven de ANC-mix in het zure tot
neutrale pH gebied. Voor alle monsters behalve vers ONF is de karakteristieke toename van de
DOC concentratie naar het hoge pH gebied duidelijk zichtbaar. Deze toename wordt
toegeschreven aan de hogere oplosbaarheid van (slecht afbreekbare) humuszuren bij
oplopende pH.
Op het eerste gezicht lijkt het DOC niveau in de eindsituatie hoger te liggen dan de
beginsituatie. Nadere bestudering van de uitloogproeven geeft een ander beeld. De proeven
(van de uitgangs- en eindsituatie) zijn in triplo uitgevoerd. Wanneer de resultaten batchgewijs
uitgezet worden, zie figuur 23, wordt duidelijk dat DOC voor het monster Eindsituatie 1 een
duidelijk afwijkende uitloging vertoont. Er wordt dan ook geconcludeerd dat de DOC uitloging
niet significant is veranderd ten opzichte van de beginsituatie.
Ondanks het feit dat huisvuil een van de meest heterogene matrices is, blijkt de
herhaalbaarheid van de ANC test op drie deelmonsters van hetzelfde 'gehomogeniseerde'
monster verrassend goed, behalve voor het monster Eindsituatie 1 (figuur 22) Hier blijkt dat de
uitloging significant afwijkt. Dit betekent dat slechts 1 van de 8 monsters een significante
afwijking vertoont (voornamelijk voor DOC), hetgeen verklaard zou kunnen worden door een
heterogeniteit. Deze consistentie in uitloogresultaten zou wellicht op het eerste gezicht niet
verwacht worden gezien de samenstelling van huishoudelijk afval (zie figuur 19 en 20). Uit deze
Figuren wordt duidelijk dat een vaste stof analyse op dit materiaal (zelfs na verkleining) zeer
waarschijnlijk een veel grotere scattering in de resultaten zal hebben dan de nu geobserveerde
waarden.
Het wordt van belang om te onderzoeken of deze consistentie in de uitloging zich niet beperkt
tot hetgeen nu voor stortplaats Braambergen gemeten is, maar of dit ook geldt voor andere
stortplaatsen. Er wordt dan een algemeen beeld zichtbaar voor stortplaatsen met huishoudelijk
afval en de relevante processen die zich hier afspelen.
50

Uitgeloogd
Uitgeloogd
Uitgeloogd
( /k )
Uitgeloogd
( /k )
10000
1000
100
10
1
0
0
10000
1000
100
10000.0
1000.0
100.0
10.0
1.0
0.1
100.000
10.000
1.000
0.100
0.010
0.001
0.000
NH4
2 4 6 8 10 12 14
DOC
pH
Uitgangssituatie 1
Uitgangssituatie 2
Uitgangssituatie 3
Eindsituatie 1
Eindsituatie 2
Eindsituatie 3
Volledig uitgereageerd 1
Volledig uitgereageerd 2
2 4 6 8 10 12 14
Al
pH
2 4 6 8 10 12 14
Cu
pH
2 4 6 8 10 12 14
pH
Figuur 23: Gemeten emissies van NH4, Al, DOC en Cu, gesplitst naar de individuele batch
experimenten om de overeenkomst tussen de verschillende experimenten aan te tonen.
Alleen het monster Eindsituatie 1 vertoont een hogere uitloging voor DOC.
De koperuitloging is in zowel de uitgangs- als de eindsituatie erg laag en blijft zelfs bij
toenemende pH lager dan bijvoorbeeld het ANC-MIX monster. Echter, de koper uitloging uit het
volledig uitgereageerde materiaal ligt ongeveer 2 orden van grootte hoger dan de
uitgangssituatie en vertoont bovendien een toename van de uitloging in het hoge pH gebied.
De gemeten DOC concentraties in het volledig uitgereageerde materiaal zijn een factor 3-5
lager dan de uitgangs- en eindsituatie. Omdat het bekend is dat koper in het milieu en in
reststoffen zeer sterke complexen met DOC vormt [Buffle, 1988, Meima et. al, 1999], is het op
51

het eerste gezicht onverwacht dat het volledig uitgereageerde materiaal een hogere koper
uitloging vertoont. Er zijn echter grote verschillen in de redoxpotentiaal tussen het volledig
uitgereageerde materiaal (oxiderend) en de monsters van uitgangs- en eindsituatie
(reducerend).
Om de gemeten koper emissies te verklaren, is met het computerprogramma Geochemist’s
Workbench [Bethke, 1998] de koperspeciatie en de relevante kopermineralen berekend als
functie van pH en Eh op basis van gekozen relevante condities (Cu (10 -6 M) , Cl (10 -2 M) , SO4
(10 -2 M) en CO3 (10 -2 M), aanname: activiteitscoëfficiënt is 1) Als input voor het model worden
de (gemiddelden van de) gemeten concentraties in oplossing ingevoerd voor: Cu, Cl, SO4 en
CO3 (aanname activiteitscoëfficiënt is 1). De resultaten hiervan staan in Figuur5. Hierin zijn
verschillende velden (pH en Eh) aangegeven waarin een indicatie is gegeven van welke koper
species (blauwe velden) en mineralen (gele velden) dominant zijn. Uit de figuur wordt duidelijk
dat de monsters van de uitgangs- en eindsituatie in het gereduceerde gebied liggen. De meest
stabiele mineralen in dit gebied zijn cuprite (Cu2O) en Chalcocite (Cu2S). Hoewel Eh metingen
in het algemeen met voorzichtigheid dienen te worden geïnterpreteerd [Christensen et al.,
2000], betekent dit dus dat onder gereduceerde omstandigheden Cu(I)-oxiden en mogelijk
Cu(I)-sulfiden een rol spelen. Tijdens de uitloogproeven is bij de monsters met lage pH ook een
H2S geur waargenomen.
De metingen aan het volledig uitgereageerde materiaal hebben een hogere redoxpotentiaal
waardoor onder de gekozen voorwaarden (Cu = 10 -6 M) tenorite het meest stabiele mineraal is
(tussen pH 8 en 13). Ook in een breder pH traject kan tenorite nog stabiel zijn, echter omdat de
figuur voor één koper concentratie is geconstrueerd (10 -6 M) is dit niet in de figuur
weergegeven. Meer specifieke modellering met bijvoorbeeld ECOSAT [Keizer en van
Riemsdijk, 1995] of ORCHESTRA [Meeussen, 2002] kan uitwijzen welke
oplosbaarheidscontrolerende mineralen of adsorptieprocessen daadwerkelijk bepalend zijn
voor de koper concentratie in oplossing.
52

Figuur 24: Berekening met Geochemist Workbench (Bethke, 1998) van dominante koperspecies en
mineralen in de monsters. Als input voor het model zijn de concentraties van Cu (10 -6 M) , Cl (10 -2 M) ,
SO4 (10 -2 M) en CO3 (10 -2 M) meegenomen (aanname: activiteitscoëfficiënt is 1).
Ook is de koperspeciatie in de oplossing berekend met Geochemist’s Workbench, hiervoor is
dezelfde input genomen als in bovenstaande berekening. De resultaten hiervan staan in figuur
25. De horizontale lijn in de Figuur geeft de overgang tussen Cu(I) (onder de horizontale lijn) en
Cu(II) (boven de horizontale lijn) aan. Uit figuur 25 is te zien dat opgelost koper in de monsters
van de uitgangs- en eindsituatie (boven pH 5) waarschijnlijk voornamelijk als Cu(I) voorkomt.
Opgelost koper in het volledig uitgereageerde materiaal komt waarschijnlijk voornamelijk als
Cu(II) voor. Van Cu(II) is bekend dat het zeer sterke complexen vormt met DOC [Buffle, 1988;
Meima et al., 1999]. Uit de literatuur is tot op heden niet duidelijk of dit ook voor Cu(I) geldt,
mogelijk is de complexering van Cu(I) met DOC een stuk lager dan voor Cu(II) is aangetoond.
-
Uit figuur 25 blijkt ook dat in de oplossing Cu(I)Cl2 een dominant species is, het is daarom ook
mogelijk dat de binding aan DOC hierdoor verlaagd wordt.
Resumerend wordt de verhoogde koper uitloging in het volledig uitgereageerde monster
verklaard door Cu(II) complexering met DOC onder oxiderende omstandigheden. De relatief
lage koperuitloging voor de monsters van de uitgangs- en eindsituatie (ondanks hun hogere
DOC concentraties) kan verklaard worden door de mogelijke aanwezigheid van slecht
oplosbare Cu(I)-oxiden (bijv. Cu2O) en Cu(I)-sulfiden (bijv. Cu2S). Ook kan de dominantie van
Cu(I)Cl2 - complexen en de vermoedelijk lagere affiniteit van Cu(I) species voor DOC belangrijk
zijn bij de lagere koper uitloging van deze monsters.
53

Figuur 24: Berekening met Geochemist Workbench [Bethke, 1998] van dominante koperspecies in
de uitloogoplossingen. Als input voor het model zijn de concentraties van Cu (10 -6 M) ,
Cl (10 -2 M) , SO4 (10 -2 M) en CO3 (10 -2 M) meegenomen (aanname: activiteitscoëfficiënt
is 1).
Het belangrijkste effect voor de ijzer uitloging vindt plaats bij zure tot neutrale pH. Onder
gereduceerde omstandigheden is het meer oplosbare Fe 2+ species aanwezig waardoor de
uitloging in dit traject verhoogd is. De vorming van complexen met DOC speelt waarschijnlijk
ook een rol. Uit ongepubliceerd werk [Dijkstra en van der Sloot, 2002, zie Bijlage D] worden de
gecombineerde effecten van redoxtoestand en DOC op de ijzer uitloging modelmatig
beschreven. Hieruit blijkt dat beide parameters belangrijk zijn bij de ijzeruitloging, reducerende
omstandigheden en verhoogde DOC gehalten verhogen de opgeloste ijzerconcentraties. Bij het
volledig uitgereageerde monster is het ijzer geoxideerd en worden minder oplosbare
ijzerhydroxide mineralen gevormd.
In de eindsituatie zijn de ijzerconcentraties in het neutrale pH gebied een factor 2-10 hoger dan
de beginsituatie. De verschillen worden kleiner in zowel het zure alswel het alkalische gebied.
Deze resultaten zijn in overeenstemming met het werk van Dijkstra en van der Sloot
[ongepubliceerd, 2002, Bijlage D]. Hier is echter niet het alkalische pH gebied (>9) onderzocht.
Uit figuur 22 is te zien dat de uitloging van mangaan niet veranderd onder invloed van oxidatie,
zowel voor de eindsituatie als voor het volledig uitgereageerde materiaal. De uitloging van
mangaan vertoont grote overeenkomsten, zowel qua patroon als qua niveau, met de overige
monsters (ANC-MIX, bioreactor, Ox en Red) over het gehele pH traject. Alleen het verse ONF
monster heeft een wat afwijkend patroon, dit heeft waarschijnlijk te maken met DOC
complexatie in deze zeer organisch-rijke matrix.
54

De uitloging van de overige elementen staan in Bijlage D. Resumerend heeft de oxidatie
(volledig geoxideerd materiaal) van het afval een verhoogde uitloging tot gevolg voor koper
(over het gehele pH traject, 1-2 orden van grootte), zink (pH 4-8, ongeveer 1 orde van grootte),
calcium (pH 7-12, ongeveer 0.5-1 orde van grootte) en zwavel (pH 6-12, ongeveer 0.5 orde van
grootte).
De uitloging van ijzer (pH 3-7, ongeveer 1-2 orden van grootte), ammonium (pH 5-12, ongeveer
1-3 orden van grootte), fosfor (pH 3-9, ongeveer 0.5-2 orden van grootte) en DOC (pH 3-8,
ongeveer 0.5 orde van grootte) wordt door het oxidatie proces verlaagd. Deze effecten zouden
in de praktijk een rol spelen wanneer het gehele stortlichaam een geoxideerd milieu zou
hebben. Op basis van de resultaten in dit project en observaties uit andere onderzoek
[Weathers et. al, 2002] lijkt deze situatie in de praktijk onhaalbaar.
Het SWS heef na 2 jaar werking een verhoogde uitloging tot gevolg voor: koper (pH 8-12), ijzer
(pH 8.5-9.5), nikkel (pH 7-9) en tin (pH 7-12). De verhoging van de uitloging ligt in de meeste
gevallen binnen een halve orde van grootte, alleen voor tin kan bij pH waarden groter dan 9
een verhoging van ongeveer een orde van grootte optreden.
De uitloging is na geforceerde aëratie verlaagd met ongeveer een halve orde van grootte ten
opzichte van de beginsituatie voor arseen (pH 7-12).
De volledige afbraak op labschaal brengt met zich mee dat het materiaal een andere redox
toestand krijgt. Voor veel elementen heeft dat relatief weinig invloed op het uitlooggedrag. De
ijzer uitloging bij lagere pH neemt sterk af door oplosbaarheidscontrole door ijzer (III) in plaats
van ijzer (II). Voor ammonium valt op dat onder deze conditie de uitloging in het neutrale pH
bereik relatief laag is ten opzichte van de uitloging in het zure en basische pH traject (de
monsters van de uitgangs- en eindsituatie vertonen een pH onafhankelijke uitloging). Dit pH
afhankelijke gedrag is ook waargenomen in ANC testen met het lysimeter mengsel dat gebruikt
is in het Duurzaam storten project (pilot Nauerna) en in afgebroken bioreactor materiaal.
Wellicht is de verlaagde uitloging in het neutrale pH gebied te verklaren door microbiele
omzetting van ammonium naar nitraat in een geoxideerd milieu. De omzetting zou dan in het
neutrale pH gebied effectief plaatsvinden, terwijl de micro organismen onder zure en basische
omstandigheden niet binnen de tijdsperiode van het experiment (48 uur) in staat zijn de
omzetting te realiseren. Uit de literatuur is bekend dat micro-organismen in de
afvalwaterzuivering een optimale omzetting hebben tussen pH 7 en 8.5. Wanneer de pH lager
is dan 6.3 wordt de nitrificatie volledig gestopt [Stowa, 1993]. Aanvullende experimenten
waarbij vooraf de micro organismen gedood worden zouden duidelijker aanwijzingen kunnen
geven dat dit mechanisme een rol speelt bij het monster van het volledig afgebroken materiaal.
Poriewater analyses
In figuur 26 staan de resultaten van de poriewateranalyses als functie van de tijd weergegeven.
In de figuur staan enkele parameters weergegeven, de overige gemeten elementen staan in
Bijlage D.
55

Eh (mV tov H2)
Cu (mg/L)
Ni (mg/L)
500
400
300
200
100
0
-100
-200
0.40
0.30
0.20
0.10
Poriewater Braambergen
0 3 6 9 12 15 18
Tijd (maanden)
Poriewater Braambergen
0.00
0 3 6 9 12 15 18
0.60
0.50
0.40
0.30
0.20
0.10
Tijd (maanden)
Poriewater Braambergen
0.00
0 3 6 9 12 15 18
Tijd (maanden)
DOC (mg/L)
Cr (mg/L)
Sn (mg/L)
1200
1000
800
600
400
200
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
Poriewater Braambergen
0
0 3 6 9 12 15 18
Tijd (maanden)
Poriewater Braambergen
0.00
0 3 6 9 12 15 18
0.070
0.060
0.050
0.040
0.030
0.020
0.010
Tijd (maanden)
Poriewater Braambergen
0.000
0 3 6 9 12 15 18
Tijd (maanden)
Figuur 26: Poriewater concentraties als functie van de tijdsduur t.o.v. de uitgangssituatie
Uit figuur 26 is te zien dat de gemeten Eh in het poriewater niet echt verandert in de loop van
de tijd. Er lijkt zelfs een lichte daling van de Eh in de tijd waar te nemen, maar gezien de
spreiding tussen de metingen is deze waarschijnlijk niet significant. De DOC en de koper
concentraties lijken in de loop van de tijd iets toe te nemen, deze toename komt dan vooral tot
uitdrukking bij de bemonstering na 15 maanden., De toename is wel in overeenstemming met
56

de ANC resultaten van het monster van de eindsituatie. De concentraties chroom, nikkel en tin
lijken ook in de tijd iets toe te nemen maar ook hier wordt dit beeld grotendeels bepaald door de
gemeten concentraties na 15 maanden. Voor nikkel en tin worden deze metingen ook
ondersteund door de ANC resultaten van het eindsituatie monster. In Bijlage D staan de
grafieken van de overige gemeten elementen, ook hier lijkt steeds weinig of een onduidelijke
verandering in de tijd waar te nemen.
Door de grote L/S verschillen tussen de poriewatermetingen in de stortsituatie en de
laboratoriumproeven bij L/S=10 kunnen de concentraties in mg/l niet voor alle elementen direct
met elkaar vergeleken worden. De mobiele componenten kunnen in het poriewater (met een
zeer lage L/S) hoge concentraties bereiken terwijl de concentraties in de L/S=10 test een stuk
lager zijn. De emissies zijn daarom als voorbeeld voor een aantal elementen cumulatief als
functie van de L/S weergegeven (figuur 27). In Figuur 27 is tevens de lijn voor
oplosbaarheidscontrole weergegeven. Wanneer de data dezelfde trend als de lijn volgen is er
sprake van oplosbaarheidscontrole.
cum. emissie (mg/kg)
cum. emissie (mg/kg)
5000
4000
3000
2000
1000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
0 2 4 6 8 10
L/S
0
0 2 4 6 8 10
L/S
cum. emissie (mg/kg)
2400
2000
1600
1200
800
Cl 400
K
Ca
cum. emissie (mg/kg)
60
50
40
30
20
10
0
0 2 4 6 8 10
L/S
0
0 2 4 6 8 10
Figuur 26: Cumulatieve emissies als functie van L/S. Voor het laagste punt is de L/S geschat op 0.3.
Afbraak stadium organische stof
Om het DOC niveau in perspectief te zetten ten opzichte van andere matrices en zodoende het
stadium van afbraak te bepalen zijn de gegevens van de bioreactor studie, natuurlijke bodem
en de basismix van de pilotproef Nauerna vergeleken met de gemeten emissies op
Braambergen (figuur 28). In de Figuur is te zien dat het materiaal op Braambergen
L/S
Mn
57

(uitgangssituatie) al start met een flink lagere DOC emissie ten opzichte van het
ongereageerde ONF (MSOR). Dit heeft mede te maken met het feit dat ONF een
geselecteerde organische fractie uit huisvuil is en zodoende per kilogram veel meer organische
stof bevat dan huisvuil op zich. Het integrale huisvuil zoals gestort op Braambergen is dan min
of meer ‘verdund’ met meer anorganische bestanddelen. De DOC emissie van het
uitgereageerde afval is een factor 2-3 lager dan de uitgangssituatie.
De DOC emissie van de eindsituatie valt samen met de aanvangssituatie (zie ook figuur 22 en
verklarende tekst).
Overigens ligt het DOC niveau van volledig uitgereageerd materiaal dicht bij dat van natuurlijke
grond (topsoil), hetgeen als eindpunt gezien zou kunnen worden voor de gewenste mate van
afbraak.
Leached at L/S=10 (mg/kg)
100000
10000
1000
Braambergen
uitgereageerd
WASHOX
100
ONF
Eindsituatie
Braambergen
Uitgangssituatie
Braambergen
Natural
soil
Bioreactor - Pilot proef
3 5 7 9 11 13
pH
OX
Pilot Nauerna
Basic mix
Figuur 28: Vergelijking van DOC emissie uit verschillende matrices.
RED
DOC
Relatie tussen uitloging in ANC testen en poriewater data
In figuur 29 worden de gemeten concentraties (in mg/L) van de uitgangssituatie, het volledig
afgebroken monster en van het poriewater met elkaar vergeleken. Gelijke concentraties in
poriewater en ANC duidt op oplosbaarheidscontrole wanneer dit niet het geval is kan er wel
een factor 100 tussen zitten. Er kan in ieder geval geconcludeerd worden dat het poriewater
aangeeft dat het afval in-situ nog niet daar is waar het afgebroken materiaal na versnelde
afbraak wel is aangekomen. Uit Figuur 29 blijkt verder dat in die gevallen waar verschillen
tussen gereduceerd en geoxideerd optreden (tussen de uitgangssituatie en het volledig
uitgereageerde monster), het poriewater zich nog steeds reducerend gedraagt. Deze
verschillen vallen niet zo op wanneer men naar de Eh en bijvoorbeeld DOC kijkt, maar het
effect wordt duidelijker voor koper, ijzer, ammonium en nitraat (Bijlage D). De poriewater
concentraties van sulfaat en lithium lijken meer het karakter van een geoxideerd systeem te
hebben, dit is niet verwacht en kan ook niet verklaard worden. Voor elementen, die niet met de
matrix reageren als kalium, natrium, lithium en borium, blijkt dat de poriewaterdata uitgedrukt in
58

mg/l systematisch boven de waarden van de ANC testen liggen, hetgeen klopt met het feit dat
dit relatief makkelijk uitspoelbare componenten zijn (L/S is in stortlichaam vele malen lager dan
in ANC test). Chroom en fosfor gedragen zich vergelijkbaar en zijn dus ook relatief goed
uitspoelbaar. Voor Chroom is dat vreemd, omdat onder reducerende condities Chroom in de
vorm van Chroom(III) slecht oplosbaar is.
Voor de elementen Alumium, Barium, Calcium, Cadmium, ijzer, koper, mangaan, ammonium,
Molybdeen, sulfaat, Nikkel en antimoon is overwegend sprake van oplosbaarheidscontrole,
omdat de concentraties in poriewater en ANC test vrijwel gelijk zijn.
800
600
400
200
0
-200
-400
1 3 5 7 9 11 13
pH
10
1
0.1
0.01
0.001
0.0001
Braamberge
uitgangssituatie
Braambergen,
verkleind i
Braambergen,
uitgereageerd
ll di
Poriewater
Braambergen
Braambergen,
eindsituatie
0.00001
1 3 5 7 9 11 13
pH
1000
Eh tov H2 DOC
1000
Cu Fe
100
10
1
0.1
0.01
100
10
1 3 5 7 9 11 13
pH
1 3 5 7 9 11 13
pH
Figuur 29: Relatie tussen poriewater metingen en de ANC testen op de monsters van de
uitgangssituatie en het volledig geoxideerde monster
5.4.3 Conclusies en aanbevelingen
Het Smell-Well systeem (SWS) op stortplaats Braambergen is primair geïnstalleerd om geur-
en methaanemissies naar de omgeving te reduceren door het creëren van aërobe
omstandigheden in een deel van het stortlichaam (de taluds van het stortlichaam). Tegelijkertijd
is het uitlooggedrag van het afval in verschillende stadia van oxidatie cq afbraak gemeten
teneinde uitspraken te kunnen doen omtrent de gevolgen van het SWS op de percolaatwater
kwaliteit.
Ondanks het feit dat huisvuil een van de meest heterogene matrices is, blijkt de
herhaalbaarheid van de ANC test op drie deelmonsters van hetzelfde 'gehomogeniseerde'
monster verrassend goed. In één geval, namelijk een van de drie deelmonsters genomen na
beëindiging van de aëratie (eindsituatie 1), blijkt dat de uitloging significant afwijkt. Dit betekent
dat slechts 1 van de 8 monsters een significante afwijking vertoont, hetgeen verklaard zou
kunnen worden door een heterogeniteit. Het wordt van belang om te onderzoeken of deze
consistentie in de uitloging zich niet beperkt tot hetgeen nu voor stortplaats Braambergen
gemeten is, maar of dit ook geldt voor andere stortplaatsen. Er wordt dan een algemeen beeld
zichtbaar voor stortplaatsen met huishoudelijk afval en de relevante processen die zich hier
afspelen.
59

Vergelijking van het uitlooggedrag van huisvuil uit Braambergen met ONF, vergaand
afgebroken ONF en overwegend anorganisch afval (Pilot Nauerna) heeft laten zien dat deze
zeer heterogene matrices qua uitlooggedrag zeer systematisch reageren. Het lijkt erop dat het
eindpunt van de afbraak van organische stof van het Braambergen monster (volledig
uitgereageerd) overeenkomsten gaat vertonen met overwegend anorganisch afval, zoals dat in
de pilot Nauerna wordt onderzocht.
Geforceerde aëratie met behulp van het SWS heeft een beperkte invloed op de redox
omstandigheden in de bestudeerde monsters. Een verklaring zou kunnen zijn dat het deel van
het pakket, waar de aëratie een effect op de vaste stof heeft beperkt is en dat de bemonstering
voor de eindsituatie (grotendeels) heeft plaats gevonden in delen van het afvalpakket dat niet of
nauwelijks beïnvloed is door de aëratie en daarom vergelijkbaar zou zijn met de
aanvangsituatie. In bioreactorstudies uitgevoerd in de VS (Weathers et. al, 2002) is ook ervaren
dat aëratie slechts een beperkt effect heeft op de redox toestand van het afvalpakket.
Na 2 jaar werking heeft het SWS een verhoogde uitloging tot gevolg voor: koper (pH 8-12), ijzer
(pH 8.5-9.5), nikkel (pH 7-9) en tin (pH 7-12). De verhoging van de uitloging ligt in de meeste
gevallen binnen een factor 3-8, alleen voor tin kan bij pH waarden groter dan 9 een verhoging
van ongeveer een orde van grootte optreden.
De uitloging is na geforceerde aëratie verlaagd met ongeveer een halve orde van grootte ten
opzichte van de beginsituatie voor arseen (pH 7-12).
Doordat de pH van het percolaatwater op stortplaatsen grofweg varieert tussen 6.5 en 8, zijn
bovengenoemde veranderingen in de praktijk waarschijnlijk alleen relevant voor nikkel, tin en
arseen.
Volledige afbraak/oxidatie (bestudeerd met het volledig afgebroken materiaal, TNO) van het
afval heeft een verhoogde uitloging tot gevolg voor koper (over het gehele pH traject, 1-2 orden
van grootte), zink (pH 4-8, ongeveer 1 orde van grootte), calcium (pH 7-12, ongeveer 0.5-1
orde van grootte) en zwavel (pH 6-12, ongeveer 0.5 orde van grootte). De uitloging van ijzer
(pH 3-7, ongeveer 1-2 orden van grootte), ammonium (pH 5-12, ongeveer 1-3 orden van
grootte), fosfor (pH 3-9, ongeveer 0.5-2 orden van grootte) en DOC (pH 3-8, ongeveer 0.5 orde
van grootte) wordt door het oxidatie proces verlaagd. Deze effecten zouden in de praktijk een
rol spelen wanneer het gehele stortlichaam een geoxideerd milieu zou hebben. Op basis van
de resultaten in dit project en observaties uit ander onderzoek (Weathers et. al, 2002) lijkt deze
situatie in de praktijk onhaalbaar.
Het is opvallend dat de ammonium uitloging in het volledig uitgereageerde materiaal in het
neutrale pH bereik relatief laag is ten opzichte van de uitloging in het zure en basische pH
traject (de monsters van de uitgangs- en eindsituatie vertonen wel een pH onafhankelijke
uitloging). Dit pH afhankelijke gedrag is ook waargenomen in ANC testen met het lysimeter
mengsel dat gebruikt is in het Duurzaam storten project (pilot Nauerna) en in afgebroken
bioreactor materiaal. Wellicht is de verlaagde uitloging in het neutrale pH gebied te verklaren
door microbiële omzetting van ammonium naar nitraat (nitrificatie) in een geoxideerd milieu. De
omzetting zou dan in het neutrale pH gebied effectief plaatsvinden, terwijl de micro organismen
onder zure en basische omstandigheden niet binnen de tijdsperiode van het experiment (48
uur) in staat zijn de omzetting te realiseren. Uit de literatuur is bekend dat micro-organismen in
de afvalwaterzuivering een optimale omzetting hebben tussen pH 7 en 8.5. Wanneer de pH
lager is dan 6.3 wordt de nitrificatie volledig gestopt [Stowa, 1993]. Aanbevolen wordt om
aanvullende experimenten uit te voeren (gericht op ammonium), waarbij vooraf de micro
organismen gedood worden. Deze experimenten zouden duidelijker aanwijzingen kunnen
geven dat dit mechanisme een rol speelt in de laboratoriumproeven op het volledig
uitgereageerde monster.
60

5.5 Discussie en conclusies aërobe stort
Verloop van aërobe processen in de praktijk
Op basis van de onttrokken hoeveelheid CO2 in het Smell-Well systeem is in hoofdstuk 4.3 al
geconcludeerd dat de aërobe omzetting van vast organisch materiaal in de beluchte zone
beperkt is gebleven. Als alle extra CO2 in het onttrekkingssysteem wordt toegerekend aan
aërobe omzetting, dan komt dit overeen met een omzetting van maximaal 2,5% van het
organische droge stof.
Dit beeld wordt bevestigd door de resultaten van de analyses op monsters uit het afvalpakket
voor en na luchtinjectie (hoofdstuk 5.2). Er kan geen afname van organisch materiaal worden
waargenomen.
Er zijn wel enkele indicaties dat op sommige plekken wel materiaal aëroob is omgezet. Op
sommige plekken in de directe omgeving van injectielansen ontsnapte soms stoom, wat er op
duidt dat bepaalde exotherme processen toch optreden. Het meest waarschijnlijk exotherme
proces is de aërobe omzetting van organisch materiaal.
Poriewaterkwaliteit
Wel wordt op praktijkschaal een effect op poriewaterkwaliteit waargenomen: het gehalte aan
DOC in de beluchte zone daalt sterk en met de DOC dalen ook de gehaltes aan
sporencomponenten. Blijkbaar wordt opgelost organisch materiaal sneller aëroob omgezet dan
vast organisch materiaal. Verwacht kan worden dat wanneer de luchtinjectie wordt stopgezet,
het gehalte aan DOC in het poriewater weer zal stijgen tot het niveau dat voorafgaand aan de
luchtinjectie ook bestond.
Haalbaarheid van aërobe stortplaatsen
Met betrekking tot de haalbaarheid van aërobe stortplaatsen zijn de resultaten op
laboratoriumschaal en praktijkschaal met elkaar in tegenspraak:
op werkelijke schaal kon geen significante aërobe omzetting in het beluchte deel na
anderhalf jaar lang beluchten worden aangetoond;
op labschaal bleek de aërobe stabilisatie vrij snel te verlopen en was het geheel na
ongeveer een half jaar volledig gestabiliseerd (N.B. dit materiaal was echter wel met behulp
van een shredder verkleind).
Over de reden voor discrepantie kan alleen maar worden gespeculeerd. Een verklaring kan
hem zitten in de temperatuur van de toplaag, ten opzichte van de temperatuur van de
labopstelling. Wellicht was de toplaag te koud om een efficiënte compostering van afval op
gang te brengen. Als dit het geval is, zou een aërobe stortplaats voor diepere afvalpakketten
beter moeten gaan.
Een andere reden kan hem zitten in een inhomogene verdeling van lucht/zuurstof in de
beluchte zone. Wellicht bestaan in onverkleind afval allerlei pockets, waar de lucht moeilijk kan
binnendringen, hetgeen de oxidatie belemmert.
Echte uitspraken over de haalbaarheid van aërobe stortplaatsen kunnen niet worden gedaan.
Een conclusie die wel kan worden getrokken is dat de aanwezigheid van een intensief systeem
voor beluchting geen garantie is van aëroob verlopen van de afbraak van organisch materiaal.
De ervaring in dit project is dat monitoring van onttrokken gas (als ten minste een systeem met
alternerend injectie en onttrekking gekozen is) en bemonstering en analyse van het beluchte
afval methoden zijn voor monitoring van effecten. Gegevens uit methaanemissiemetingen
61

kunnen een goede aanvulling hierop zijn. Bij het verwerken van demonstraties elders kunnen
dit soort monitoringsgegevens in de beoordeling worden meegenomen.
Kwaliteit van het afval na volledige stabilisatie
In een vergelijking van het uitlooggedrag van volledig aëroob gestabiliseerd afval van
Braambergen met ONF, vergaand anaëroob gestabiliseerd afval (bioreactor Essent) en
overwegend anorganisch afval (duurzaam storten pilot Nauerna) laat zien dat deze zeer
heterogene matrices qua uitlooggedrag uiteindelijk dezelfde uitloogkarakteristieken gaan
krijgen.
Financiële haalbaarheid aërobe stortplaatsen
De kosten van een aërobe stortplaats verschillen van die van een normale stortplaats op een
aantal punten voor zowel de investeringen, als de operationele kosten. Een aantal van deze
posten zijn zeker; voor een aantal andere geldt dat het onduidelijk is of deze voordelen ook
daadwerkelijk kunnen worden verzilverd.
De relevante kostenposten staan hieronder weergegeven (kosten en baten zijn teruggerekend
naar een ton afval; uitgegaan is van een pakkethoogte van 8 tot 10 m, zodanig dat per hectare
100.000 ton afval ligt). De onderstaande kosten zijn gebaseerd op informatie die sinds het
uitkomen van de studie van Mathlener et al. [2000] beschikbaar gekomen over aërobe
stortplaatsen, enerzijds uit de demonstratie van het Smell-Well systeem; anderzijds is
aanvullende informatie beschikbaar gekomen uit het buitenland [o.a. Hudgins et al., 2001;
Heyer et al., 2001].
Tabel 14: financiële haalbaarheid aërobe stortplaatsen
extra uitgaven/baten vermeden uitgaven/baten
Investeringen: systeem voor injectie van lucht.
Er worden in de literatuur verschillende
systemen voorgesteld voor luchtinjectie,
variërend van intensief (zoals Smell-Well, met
een bronafstand van 5 m) tot extensief met
bronafstanden van 50 m. Daarnaast worden
zowel systemen voorgesteld voor afwisselend
luchtinjectie en onttrekking als systemen voor
alleen injectie.
De kosten van het systeem hangen af van het
ontwerp. Er zijn verschillende manieren om tot
een schatting van kosten te komen en de
resultaten zijn in de ordegrootte van ~ € 40.000
systeem voor onttrekking van stortgas
De kosten van een systeem voor
stortgaswinning (de bronnen, het
leidingensysteem en de afzuiginstallatie plus
bijbehorende fakkel) bedragen in de
ordegrootte van € 40.000 per hectare, oftewel €
0,4 per ton afval. 7
6 Enkele ervaringen op een rijtje:
Volgens Hudgins et al [2001] zijn de kosten voor een (extensief) aëroob systeem waar alleen lucht wordt
geïnjecteerd vergelijkbaar met een systeem voor stortgaswinning (~ € 40.000 per hectare).
Om met de buitenlandse ervaringen te beginnen: Heyer et al. [2001] kwantificeren de kosten van hun
AeroFlott-systeem (waarmee ervaringen zijn opgedaan op drie stortplaatsen in Duitsland) op ongeveer € 2
tot € 4 per ton afval, waarvan 70% afschrijving op investeringen en 30% operationele kosten zijn. Rekening
houdend met de hoogte van hun afvalpakketten, wordt een investering berekend van € 115.000 tot € 230.000
per hectare.
De aanschafkosten voor Smell-Well op Braambergen kostte indertijd ongeveer € 0,5 miljoen per hectare.
Aanleg was € 25.000 per hectare. Stel dat de levensduur van Smell-Well 10 jaar is en volledige aërobe
stabilisering in twee jaar kan worden bereikt, dan zijn de investeringskosten per hectare € 125.000
(€ 100.000 aan afschrijving van Smell Well en € 25.000 voor realisatie).
7 Gemiddelde van werkelijke kosten op 15 stortplaatsen, zoals geïnventariseerd door Tebodin in opdracht van de
VVAV.
62

Operationele
kosten:
extra uitgaven/baten vermeden uitgaven/baten
per hectare tot € 230.000 per hectare, ofwel
€ 0,4 tot 2,3 per ton afval. 6
operationele kosten - energie voor
luchtinjectie
Een praktijkwaarde voor energieverbruik bij
luchtinjectie is 200 kJ per m 3 geïnjecteerde en
onttrokken lucht 8 . Per ton is 150-200 m 3 aan
lucht noodzakelijk, waardoor de
energiebehoefte wordt berekend op ongeveer
30-40 MJ per ton afval (ongeveer een liter
diesel; € 0.40). 9
Een andere praktijkwaarde voor de kosten voor
beheer van aërobe stortplaatsen wordt
gegeven door Heyer: € 0,6 tot 1,2 per ton afval.
Nazorg: sneller beschikbaar komen van ruimte.
De ervaring op Braambergen laat zien dat de
zetting inderdaad sterk versneld verloopt: naar
inschatting tussen de 5 en 10 jaar sneller. Een
m³ stortruimte is ongeveer € 50 waard. Echter
een vergunning wordt verleend tot een bepaald
eindvolume. Dat volume wordt waarschijnlijk
niet groter als je de zetting versneld aëroob
realiseert. M.a.w. de zetting sneller realiseren
levert in termen van stortvolume geen geld op.
Wat op den duur wel kan spelen is dat het
stortoppervlak eerder ter beschikking komt
voor hergebruik; er bestaan echter nog grote
weerstanden tegen bouwen op een afgewerkt
afvalpakket. Als dit niet veranderd zullen
operationele kosten voor stortgaswinning
Deze bedragen zo’n € 2000 per hectare per
jaar. 5 Een stortgasproject duurt in de regel
minimaal 10 tot 15 jaar, dus zijn de totale
operationele kosten € 20 000-30 000 per
hectare, oftewel € 0,2-0,3 per ton afval.
opbrengst van gewonnen stortgas
Verkoop van gas aan de benutting levert
ongeveer 0,03 € De REB is afgeschaft voor
stortgas, waardoor de opbrengsten zijn
gereduceerd tot 0,015 € per m³. In een
stortgasproject kan maximaal ongeveer 30 m 3
per ton afval worden onttrokken (Mathlener et
al, 2000), zodat de baten uitkomen op € 0,45
per ton afval. 10
behandeling van schoner percolaat
Wordt niet gekwantificeerd.
verminderde hoeveelheid percolaat
Dit is ongeveer 0,015 m 3 per ton afval, hetgeen
een besparking kan opleveren in de
ordegrootte van € 0.02 per ton afval. 11
nazorg
In 2001 is door Afvalzorg per ton afval € 4,25
gereserveerd per ton afval en € 8,30 per ton
afval voor de nazorg. Als het beleid blijft wat
het nu is (afdichting conform stortbesluit en
nazorg conform leemtewet), dan levert een
aërobe stortplaats geen besparing op. De
besparing is geheel afhankelijk van een
versoepeling van regelgeving waar de overheid
mee wil instemmen op basis van het
verminderde vervuilingspotentieel
8 Bij de Smell-Well demonstratie op Braambergen werd jaarlijks 2450 GJ aan diesel gebruikt voor 12 miljoen m 3
aan luchtinjectie en onttrekking, hetgeen overeenkomt met 200 kJ per m 3 lucht.
9 Een m 3 afval bevat ongeveer 30 tot 40 kg afbreekbaar organisch materiaal. Voor volledige oxidatie van deze
hoeveelheid organisch materiaal is 30-40 kg zuurstof nodig, oftewel ongeveer 150-200 m 3 lucht.
10 Let wel. Deze 30 m 3 per ton is haalbaar in een ideaal ontworpen systeem; de bijbehorende investeringen en
operationele kosten van dit systeem zijn dan waarschijnlijk hoger dan de opgave in de cellen hierboven. Deze
berekening is gebaseerd op praktijkgegevens (zie voetnoot 7), waarbij veel minder m 3 per ton afval worden
onttrokken en benut (in de ordegrootte van 10-15 m 3 per ton).
11 Stel dat 200 m 3 aan lucht nodig is per m 3 afval en bij aërobe omzetting vrijkomt bij 50 o C. Verzadigde lucht bij 50 o C
bevat 12% water. De 200 m 3 lucht bevat dus 24 Nm 3 waterdamp, hetgeen overeenkomt met ongeveer 15 liter
vloeibaar water.
63

extra uitgaven/baten vermeden uitgaven/baten
vierkante meters afgewerkt afvalpakket niet
veel opleveren.
De werkelijke kosten van het project (per ton afval) hangen dus heel erg af van de specifieke
situatie. Hieronder wordt een voorbeeld gegeven voor een ongunstige en een gunstige situatie:
ongunstig: Op een bestaande stortplaats waar gasonttrekking is gerealiseerd is een
investering in de gasinjectie nodig (€ 0,4 tot 2,3 per ton afval, wellicht goedkoper als
van de infrastructuur van het stortgasproject gebruik kan worden gemaakt. De leidingen
liggen er dan al en er zijn bronnen aanwezig), extra kosten voor operatie van de aërobe
stortplaats zijn € 0,6 tot 1,2 per ton. Operationele kosten voor onttrekking en de baten
van het onttrokken stortgas worden vermeden maar kunnen tegen elkaar worden
weggestreept (men besluit hiervoor als de baten niet meer tegen de kosten opwegen).
Aërobe stabilisatie brengt de vergunningverlener er niet toe om met een eenvoudiger
bovenafdichting dan voorgeschreven. De totale kosten bedragen dan € 1 tot 2,5 per ton
afval, waarbij in totaal de emissie van zo’n 15 kg methaan 12 wordt vermeden (uitgaand
van een restgehalte van 2% afbreekbaar organisch materiaal). De kosteneffectiviteit is
ongeveer € 3 tot 7,5 per ton CO2-equivalenten.
gunstig: Op een stortplaats wordt een afweging gemaakt tussen gasonttrekking of
aëroob maken van het afvalpakket. Als men kiest voor een aërobe stortplaats heeft
men deze investeringen, maar vermijdt men de koste van een onttrekkingssysteem
(verschil: € 0 tot 1,9 per ton afval). Men heeft operationele kosten voor de aërobe
stortplaats, maar vermijdt kosten voor beheer van de gasonttrekking (maar dan ook de
opbrengst. Het verschil hier is netto: (€ 0,75- € 1,45). Omdat de kwaliteit van het
achterblijvend afval sterk verbeterd gaat de vergunningverlener akkoord met een
eenvoudiger bovenafdichting, waardoor de kosten hiervan worden gehalveerd.
Hierdoor zal ook in de toekomst onderhoud eenvoudiger worden waardoor minder geld
hoeft te worden gerealiseerd voor nazorg (totaal verschil € 4 per ton afval). De netto
opbrengst van de maatregel is nu € 0,65 tot € 3,25 per ton afval, waardoor de
kosteneffectiviteit voor methaanemissiereductie negatief wordt.
12 2% = 20 kg C per ton afval. 57% hiervan wordt methaan: 20 * 0.57* 16/12 (verhouding
molmassa’s methaan en C) = 15 kg methaan per ton.
64

Referenties
1. Bender, M. & R. Conrad. 1993. Kinetics of methane oxidation in oxic soils. Chemosphere,
26 (1-4): 687-696.
2. Bethke, C.M., The geochemist’s workbench, release 3.0, A users guide to rxn, act2, tact,
react and gtplot, 1998.
3. Binner, E., Zach, A. & P. Lechner. 1999. Test methods describing the biological reactivity
of pretreated residual wastes. Proceedings Sardinia 99, Seventh International Waste
Management and Landfill Symposium, 4-8 October 1999, S. Margherita di Pula, Cagliari,
Italy.
4. Bogner, J.E., Spokas, K. & E. Burton. 1997. Kinetics of methane oxidation in landfill cover
materials: major controls, a whole landfill experiment, and modeling of net methane
emissions. Environmental Science and Technology, 31 (9): 2504-2614.
5. Börjesson, G. & B.H. Svensson. 1997. Measurements of landfills gaseous emissions and
investigations on methane oxidation in the cover soils. Proceedings Sardinia 97, Sixth
International Landfill Symposium, 13-17 October 1997, S. Margherita di Pula, Cagliari,
Italy.
6. Buffle, J., Complexation reactions in aquatic systems, Ellis Horwood limited, Chichester,
England, 1988.
7. Christensen, T.H., Bjerg, P.L., Banwart, S.A., Jakobsen, R., Heron, G., Albrechtsen, H.J.,
Characterization of redox conditions in groundwater contaminated plumes, Journal of
contaminant hydrology, 45, 2000, 164-241.
8. Cossu, R., Laraia, R., Adani, F. & R. Raga. 2001. Test methods for the characterization of
biological stability of pretreated municipal solid waste in compliance with EU directives.
Proceedings Sardinia 2001, Eighth International Waste Management and Landfill
Symposium, 1-5 October 2001, S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
9. Cossu, R., Raga, R. & V. Vascellari. 1999. Comparison of different stability criteria for MBP
waste in view of landfilling. Proceedings Sardinia 99, Seventh International Waste
Management and Landfill Symposium, 4-8 October 1999, S. Margherita di Pula, Cagliari,
Italy.
10. Czepiel, P.M., Mosher, B., Crill, P.M. & R.C. Harris. 1996. Quantifying the effect of
oxidation on landfill methane emissions. Journal of Geophysical Research, 101 (D11).
11. Figueroa, R.A. 1993. Methane oxidation in landfill top soils. Proceedings Sardinia 93,
Fourth International Landfill Symposium, 11-15 October 1993, S. Margherita di Pula,
Cagliari, Italy.
65

12. Keizer, M.G., van Riemsdijk, W.H., ECOSAT, a computer program for the calculation of
chemical speciation and transport in soil-water systems, Wageningen University:
Wageningen, The Netherlands, 1995.
13. Heyer K.U., Hupe K., Ritzkowski M., Stegmann R., Technical implementation and
implementation of the low-pressure aeration, Proceedings Sardinia 01, Eighth International
Waste Management and Landfill Symposium, 1-5 October 2001, S. Margherita di Pula,
Cagliari, Italy.
14. Höring, K., Kruempelbeck, I. & H.-J. Ehrig. 1999. Long-term emission behaviour of
mechanical-biological pre-treated municipal solid waste. Proceedings Sardinia 99, Seventh
International Waste Management and Landfill Symposium, 4-8 October 1999, S.
Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
15. Hudgins M., Reid A., Sustainable landfill management via the use of aerobic bioreactors,
Proceedings Sardinia 01, Eighth International Waste Management and Landfill
Symposium, 1-5 October 2001, S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
16. Humer, M. & P. Lechner. 1999. Methane oxidation in compost cover layers on landfills.
Proceedings Sardinia 99, Seventh International Waste Management and Landfill
Symposium, 4-8 October 1999, S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
17. Kightley, D. Nedwell, D.B. & M. Cooper. 1995. Capacity for methane oxidation in landfill
cover soils measured in laboratory-scale soil microcosms. Applied and Environmental
Microbiology, February 1995: 592-601.
18. Kjeldsen, P., Dalager, A. & K. Broholm. 1997. Degradation of methane and other organic
compounds in landfill gas affected soils. Proceedings Sardinia 97, Sixth International
Landfill Symposium, 13-17 October 1997, S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
19. Mathlener et al., 2000. Het minimaliseren van methaanemissies op stortplaatsen, ERMrapport
Referente 99687029rap, ERM, Utrecht.
20. Meima, J.A., van Zomeren, A., Comans, R.N.J., Complexation of Cu with dissolved
organic carbon in municipal solid waste incinerator bottom ash leachates, ES&T, 33, 1999,
1424-1429.
21. Meeussen, J.C.L., ORCHESTRA; a New Object-Oriented Framework for Implementing
Chemical Equilibrium Models, 2002, submitted.
22. Oonk H., Boom T. (1995) Landfill gas formation, recovery and emission, TNO-report 95-
203, TNO, Apeldoorn, the Netherlands.
23. Raninger, B., Pilz, G. & D. Gheser. 1999. Optimisation of mechanical-biological treatment
of waste to achieve Austrian landfill requirements. Proceedings Sardinia 99, Seventh
International Waste Management and Landfill Symposium, 4-8 October 1999, S.
Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
66

24. Soyez, K., Koller, M. & D. Thrän. 1999. Mechanical-biological pre-treatment of residual
waste: results of the German federal research program. Proceedings Sardinia 99, Seventh
International Waste Management and Landfill Symposium, 4-8 October 1999, S.
Margherita di Pula, Cagliari, Italy.
25. Stowa (programma PN-1992), Handboek stikstofverwijdering, 1993
26. van der Sloot, H.A., Rietra, R.P.J.J., Vroon, R.C., Scharff, H. and Woelders, J.A.,
Similarities in the long term leaching behaviour of predominantly inorganic waste, MSWI
bottom ash, degraded MSW and bioreactor residues. In: Proceedings Sardinia 2001,
Eighth International waste management and Landfill symposium, S. Margheriata di Pula,
Cagliari, Italy, 1-5 October 2001, pp 199-208.
27. Van der Sloot, H.A., Heyer, K.-U., Hupe, K., Stegmann, R. & P. Buurman. 2000.
Milieueigenschappen en potentiële toepassingsmogelijkheden van het eindproduct van
een mechanisch gescheiden organische fractie na stabilisatie in een bioreactor. ECN-C--
00-054, Energieonderzoek Centrum Nederland, Petten.
28. Sloot, H. A. v. d., Zomeren, A. v., Rietra, R. P. J. J., Hoede, D., and Scharff, H. integration
of lab-scale testing, lysimeter studies and pilot scale monitoring of a predominantly
inorganic waste landfill to reach sustainable landfill conditions. In: Proceedings Sardinia
2001, Eighth International waste management and Landfill symposium, S. Margheriata di
Pula, Cagliari, Italy, 1-5 October 2001, pp 199-208.
29. Weathers, L.J., Wolfe, K. and Mathis, N., Evaluation of Physical and chemical data from an
aerated bioreactor landfill – The Williamson County, TN, Landfill, The 2 nd Intercontinental
Landfill Research Symposium, October 13-16, 2002, Asheville, NC.
30. Whalen, S.C., Reeburgh, W.S. & K.A. Sandbeck. 1990. Rapid methane oxidation in a
landfill cover soil. Applied and Environmental Microbiology, 56 (11): 3405-3411.
67

Bijlage A Resultaten methaanoxidatiecapaciteit
Tabel A.1 Methaanoxidatiecapaciteit berekend op basis van
CH4- en O2-metingen (resultaten nulmeting).
monster
CH 4-analyses O 2-meting
[µg/(g ds)/hr] [l/m 2 /hr] [µg/(g ds)/hr] [l/m 2 /hr]
1-1 (1) 5,4 3,6 4,0 2,7
1-1 (2) 7,9 5,3 4,3 2,8
3-1 (1) 5,7 3,8 2,2 1,5
3-1 (2) 4,6 3,1 2,6 1,7
5-1 (1) 12,4 8,3 7,0 4,7
5-1 (2) 15,8 10,5 7,3 4,8
8-1 (1) 1,7 1,2
8-1 (2) 8,1 5,4 0,4 0,3
1-2 (1) 7,2 4,8 1,3 0,9
1-2 (2) 4,2 2,8 1,2 0,8
3-2 (1) 4,7 3,1 1,7 1,1
3-2 (2) 4,4 3,0 2,2 1,5
5-2 (1) 12,3 8,2 4,7 3,2
5-2 (2) 11,0 7,3 4,3 2,8
1 (1) 5,7 3,8 1,9 1,3
1 (2) 1,8 1,2 3,5 2,3
3 (1) 0,7 0,4 3,2 2,2
3 (2) 1,9 1,3 3,2 2,1
5 (1) 6,0 4,0 1,9 1,3
5 (2) 8,3 5,5 2,0 1,3
afdeklaag (< 50 cm)
- gemiddelde 8,6 5,7 3,7 2,5
- 95%-BI 3,8 2,5 2,1 1,4
- min 4,6 3,1 0,4 0,3
- max 15,8 10,5 7,3 4,8
afdeklaag (> 50 cm)
- gemiddelde 7,3 4,8 2,6 1,7
- 95%-BI 3,7 2,5 1,6 1,1
- min 4,2 2,8 1,2 0,8
- max 12,3 8,2 4,7 3,2
totale afdeklaag
- gemiddelde 8,0 5,3 3,2 2,1
- 95%-BI 2,3 1,5 1,2 0,8
- min 4,2 2,8 0,4 0,3
- max 15,8 10,5 7,3 4,8
afval (> 100 cm)
- gemiddelde 4,0 2,7 2,6 1,7
- 95%-BI 3,2 2,1 0,8 0,5
- min 0,7 0,4 1,9 1,3
- max 8,3 5,5 3,5 2,3
68

Tabel A.2 Methaanoxidatiecapaciteit berekend op basis van
CH4- en O2-metingen (resultaten eindmeting).
monster
[µg/(g ds)/hr] [l/m 2 /hr] [µg/(g ds)/hr] [l/m 2 /hr]
1-1 (1) 4,8 3,2 0,1 0,1
1-1 (2) 4,9 3,3 0,1 0,1
3-1 (1) 4,4 2,9 0,8 0,5
3-1 (2) 4,4 2,9 0,8 0,5
5-1 (1) 4,1 2,8
0 0
5-1 (2) 6,0 4,0
0 0
8-1 (1) 4,7 3,1 0,4 0,3
8-1 (2) 5,4 3,6 0,4 0,3
1-2 (1) 1,9 1,2 0,1 0,0
1-2 (2) 0,4 0,3 0,0 0,0
3-2 (1) 1,2 0,8
0 0
3-2 (2) 2,3 1,5
0 0
5-2 (1) 8,7 5,8 3,0 2,0
5-2 (2) 6,0 4,0 3,7 2,5
1 (1) 35,6 23,6
0 0
1 (2) 40,2 26,7 8,1 5,4
4 (1) 37,0 24,6 2,3 1,5
4 (2) 30,4 20,2 8,9 5,9
5 (1) 19,5 12,9
5 (2) 10,7 7,1
CH 4-analyses O 2-meting
0 0
0 0
afdeklaag (< 50 cm)
- gemiddelde 4,8 3,2 0,3 0,2
- 95%-BI 0,5 0,3 0,3 0,2
- min 4,1 2,8 0,0 0,0
- max 6,0 4,0 0,8 0,5
afdeklaag (> 50 cm)
- gemiddelde 3,4 2,3 1,1 0,8
- 95%-BI 3,4 2,2 1,8 1,2
- min 0,4 0,3 0,0 0,0
- max 8,7 5,8 3,7 2,5
totale afdeklaag
- gemiddelde 4,2 2,8 0,7 0,4
- 95%-BI 1,3 0,8 0,7 0,5
- min 0,4 0,3 0,0 0,0
- max 8,7 5,8 3,7 2,5
afval (> 100 cm)
- gemiddelde 28,9 19,2 3,2 2,1
- 95%-BI 12,1 8,0 4,4 2,9
- min 10,7 7,1 0,0 0,0
- max 40,2 26,7 8,9 5,9
69

Bijlage B Resultaten biologische stabilisatiegraad en zuurstofvraag
Tabel B.1 Resultaten nulmeting.
monster O 2-vraag O 2-vraag
t=1573 t=1165 max eind (t=1573) eind (t=1165)
[mg O 2/g ds] [mg O 2/g ds] [mg O 2/g ds] [mg O 2/g ds] [mg O 2/g ds]
afval 1 33,0 29,4 4,07 0,63 0,94
afval 2 60,4 50,5 6,71 1,80 2,63
afval 3 42,7 37,3 5,28 0,92 1,52
afval 4 39,5 34,4 4,72 1,02 1,58
afval 5 35,8 30,9 4,36 0,90 1,41
afval 6 42,7 38,2 4,84 0,77 1,31
afval 7 43,5 37,7 4,52 0,87 1,77
afval 8 106,8 77,5 8,51 6,57 3,46
kolom 132,8 112,2 14,26 4,33 4,25
gem - tot 59,7 49,8 6,4 2,0 2,1
SD - tot 35,5 27,6 3,3 2,1 1,1
rel. SD - tot 60% 56% 52% 105% 53%
gem - 1 t/m 8 50,5 42,0 5,4 1,7 1,8
SD - 1 t/m 8 24,1 15,7 1,5 2,0 0,8
rel. SD - 1 t/m 8 48% 37% 28% 119% 45%
95%-BI 1,3
Tabel B.2 Resultaten eindmeting.
monster O 2-vraag
t=1165 max eind (t=1165)
[mg O 2/g ds] [mg O 2/g ds] [mg O 2/g ds]
afval 1 154,2 23,46 5,98
afval 2 168,3 20,40 8,21
afval 3 86,5 11,08 4,21
afval 4 86,7 12,32 4,24
afval 5 183,2 23,94 7,85
afval 6 79,5 10,32 3,49
afval 7 81,3 10,08 3,57
afval 8 134,9 21,55 6,12
gem - 1 t/m 8 121,8 16,6 5,5
SD - 1 t/m 8 43,2 6,2 1,9
rel. SD - 1 t/m 8 35% 37% 34%
95%-BI 5,2
RI 4 (96 uur)
RI 4 (96 uur)
70

Bijlage C Resultaten stabilisatie op semi-technische schaal
O 2-gehalte [vol%]; luchtdebiet [l/min]
21
18
15
12
9
6
3
0
0 50 100 150 200 250 300
tijd [dagen]
CO2-gehalte
O2-gehalte
luchtdebiet
Figuur C.1 Verloop luchtdebiet en O2- en CO2-gehalte uitgaande luchtstroom kolom 1.
O 2-gehalte [vol%]; luchtdebiet [l/min]
21
18
15
12
9
6
3
0
0.0
0 50 100 150 200 250 300
tijd [dagen]
CO2-gehalte
O2-gehalte
luchtdebiet
Figuur C.2 Verloop luchtdebiet en O2- en CO2-gehalte uitgaande luchtstroom kolom 2.
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
CO 2 -gehalte [vol%]
CO 2 -gehalte [vol%]
71

temperatuur [°C]
70
60
50
40
30
20
10
0
0 50 100 150 200 250 300
dagnummer [-]
K1 - onder
K1 - boven
K2 - onder
K2 - boven
Figuur C.3 Temperatuurverloop in beide kolommen (op twee kolomhoogten) en
geconditioneerde ruimte.
hoogte afvalkolom t.o.v. starthoogte [-]
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
K1
K2
0 50 100 150 200 250 300
tijd [dagen]
Figuur C.4 Verloop van hoogte afvalkolom t.o.v. starthoogte voor beide kolommen.
ruimte
72

Bijlage D Vergelijking poriewater concentraties met uitloogdata
100
10
1
0,1
0,01
1 3 5 7 9 11 13
1000
100
10
1
0,1
0,01
pH
0,001
1 3 5 7 9 11 13
10000
1000
100
10
1
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
10000
1000
Br- Cl-
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
NH4 NO3-
SO4-2 Al
0,1
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
100
0,1
100
10
1
10
1
1 3 5 7 9 11 13
0,01
1 3 5 7 9 11 13
100
10
1
0,1
0,01
0,001
pH
pH
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
73

1
0,1
0,01
0,001
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
10
1
0,1
0,01
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
As B
Ba Ca
0,001
1 3 5 7 9 11 13
0,1
0,01
0,001
0,0001
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Cd Co
0,00001
1 3 5 7 9 11 13
0,01
0,001
1
pH
Cr Cu
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
1000
100
10
0,1
1
0,1
1
pH
Fe K
0,01
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
10
1
0,1
0,01
10000
1000
100
10
1 3 5 7 9 11 13
pH
1
1 3 5 7 9 11 13
1
0,1
0,01
0,001
pH
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
10
1
0,1
0,01
0,001
0,0001
pH
0,00001
1 3 5 7 9 11 13
1000
100
10
pH
1
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
74

1
0,1
0,01
0,001
0,0001
100
10
1
0,1
0,01
10000
1000
100
100
10
1
0,1
0,01
10
1 3 5 7 9 11 13
pH
1 3 5 7 9 11 13
pH
1
10000
1000
100
10
1 3 5 7 9 11 13
pH
1 3 5 7 9 11 13
pH
1
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
1000
Li Mg
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
100
10
1
0,1
0,01
1 3 5 7 9 11 13
1
0,1
0,01
0,001
Mn Mo
0,0001
Na Ni
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
P Pb
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
1
0,1
0,01
pH
1 3 5 7 9 11 13
pH
0,001
1 3 5 7 9 11 13
1
0,1
0,01
pH
0,001
1 3 5 7 9 11 13
0,001
S Sb
1
0,1
0,01
pH
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
75

1
0,1
0,01
0,001
0,0001
0,01
0,001
1 3 5 7 9 11 13
pH
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
10
0,1
1
0,1
1
pH
0,01
1 3 5 7 9 11 13
0,01
0,001
pH
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
800
600
400
200
0,1
0
-200
1
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Se Si
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Sn Sr
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
100
10
1
1 3 5 7 9 11 13
10
1
0,1
pH
0,01
1 3 5 7 9 11 13
1
0,1
0,01
0,001
Sr Ti
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
pH
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
0,001
V Zn
-400
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
100
10
1
0,1
0,01
pH
0,0001
1 3 5 7 9 11 13
1000
Eh tov H2 DOC
100
pH
10
1 3 5 7 9 11 13
pH
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
Braambergen,
uitgangssituatie
Braambergen, uitgang,
verkleind
Braambergen, volledig
uitgereageerd
Poriewater Braambergen
76