RAPPORT D2008:01 - Avfall Sverige

Minskad mängd organiskt avfall på deponi.Effekt på redox-förhållanden, nedbrytning av organisktmaterial och utlakning av redox-känsliga ämnenRAPPORT D2008:01ISSN 1103-4092Reviderad 2009-05-12

FÖRORDGenom EUs nya regler för deponering av avfall har gränsvärdena för organisk halt i avfall skärpts. Denya lägre gränsvärdena kan innebära att redoxförhållandena i deponier och därmed också utlakningenav redoxkänsliga ämnen förändras. Förändringen innebär också ett ökat krav på säkra analysmetoderav halten organiskt kol i avfall.I denna rapport beskrivs hur utlakningen av redoxkänsliga ämnen påverkas av organiskt material iavfall men också hur andelen reaktivt, lätt nedbrytbart kol kan särskiljas från den totala halten kol somfinns i avfall.Projektet har finansierats till lika delar av Avfall Sverige och SAKAB Kumla Miljöstiftelse. Den referensgruppsom varit knuten till projektet består av Anders Lagerkvist, LTU, Holger Ecke, Vattenfall,Christian Maurice, Ramböll, Thomas Rihm, SGI samt Henrik Bjurström, ÅF-Process AB.Rapporten har utarbetats av Jurate Kumpiene, forskarassistent vid Luleå tekniska universitet. Övrigapersoner som bidragit till rapporten och medverkat i projektet är Désirée Nordmark, doktorand vidavfallsteknik och Ryan Robinson, doktorand vid avdelningen för processmetallurgi, båda LTU. Ulla-Britt Uvemo och Evelina Brännvall, LTU har bistått projektet med genomförandet av labförsöken.Malmö september 2008Hans-Erik OhlssonOrdf. Avfall Sveriges Utvecklingssatsning DeponeringWeine WiqvistVD Avfall Sverige1

SAMMANFATTNINGI den nya EU-lagstiftningen angående deponering av avfall (2003/33/EC) finns krav på att den totalaorganiska halten kol (TOC) i avfall inte bör överstiga 3% för inert avfall, 5% för icke farligt avfall, 6%förfarligt avfall och 18% för restprodukter från avfallsförbränning, vilket innebär en sänkning av tidigaregränsvärden. Förändringen kan få konsekvenser för bland annat mobiliteten hos redox-känsliga ämnen.Vid analys av TOC enligt europeisk och svensk standard (EN 13 137) går det inte att särskilja mellanorganiskt kol och elementärt kol vilket är ett problem eftersom elementärt kol är inert i deponeringssammanhang.Genom biologiska, kemiska och termogravimetriska analyser har det här projektet försökt ge svar påhur stor andel av TOC som motsvaras av organiskt, lätt nedbrytbart kol och hur stor effekt halten organisktmaterial har på utlakningen av redox-känsliga ämnen från avfall. Tre olika avfall har ingått iundersökningen och som representerar aktuella avfallsströmmar till svenska upplag: en CCAförorenadjord, en bottenaska från biobränsleförbränning och ett restavfall.Nedbrytningen av organiskt material i avfallen och dess inverkan på utlakningen av redoxkänsligaämnen har studerats i laboratorieförsök med metoder som BMP-försök (metanbildningspotential vidnedbrytning av organiskt material) och olika laktest i oxiderad och reducerad miljö, med och utantillsats av organiskt material. Kolspeciering har gjorts dels med standardiserade analysmetoder förTOC men också med termogravimetrisk (TG) analys kopplad till differentiell termisk analys (DTA) ochquadrupole masspektrometri (QMS).Resultaten från kolspecieringen med TG-analys visar på att den dominerade andelen kol i samtligaavfall var elementärt kol (ca 60%) medan standardiserad TOC-analys visar på att allt kol i askan ochjorden var organiskt. Kolinnehållet i restfraktionen varierade stort och gav inga signifikanta skillnadermellan totalt och organiskt kol. Bestämningen av TOC, med standardiserad metod, i jorden och askangav signifikant högre värden än analys med TG. Restfaktionen uppvisade ingen signifikant skillnadmellan de båda metoderna.Restfraktionen uppvisade den högsta gasbildningspotentialen medan nedbrytningen av organiskt materiali askor kan vara svår att bedöma med biologiska metoder på grund av karbonatiseringsreaktioneri materialet.Utlakningen av redox-känsliga ämnen påverkades av mängden reaktivt organiskt material. En hög haltorganiskt material sänkte redoxpotentialen i avfallen och krom och koppa visade på en minskad utlakningi reducerade miljö i samtliga avfall, zink även i jorden och restfaktionen. Utlakningen av arsenikoch bly ökade i reducerande miljö från samtliga avfall. Från askan ökade också utlakningen av zink.Generellt ökar utlakningen av ämnen som till största delen är bundna till reducerbart material (t.ex.Fe-Mn-oxider) vid en högre halt organiskt material, medan det omvända gäller för ämnen som tillstörsta delen är bundna till oxiderbart material (organiskt material och sulfider).3

Andra faktorer som inverkar på mobiliteten hos kritiska ämnen är faktorer som pH och närvaron avligander. Även materialens fysiska egenskaper som porositet och permeabilitet måste vägas in vid enbedömning av ändrad avfallssammansättnings effekt på utlakningen från deponier.4

SUMMARYAccording to the latest EU directive on the landfill of waste (Council Directive 99/31/EC), the amountof total organic carbon (TOC) in waste to be accepted for disposal at landfills should not exceed 3% forinert waste, 5% for non-hazardous waste, 6% for hazardous waste and 18% for waste incineration residues.The determination of TOC is performed according to the European standard EN 13 137. Elementalcarbon, which is considered as non-reactive, can be one of the major C forms present in waste. AnalysingTOC according to the standard, differentiation between organic and elemental carbon is notpossible.In this study, an attempt to determine the degradability of organic carbon and its speciation by biological,chemical and thermo-gravimetric analyses was made. Three types of waste representing the relevantwaste streams to Swedish landfills were included into the study, namely copper, chromium, arsenic(CCA)-contaminated soil, bottom ash from refuse derived fuel incineration and residual waste fraction.Degradation of organic matter in waste and its impact on the mobility of trace elements was studied ina laboratory by the biological methane production (BMP)-test and leaching procedures under oxidisingand reducing conditions with and without added organic matter. Carbon speciation was performedfollowing the standard method for TOC determination as well as by chemical extractions andthermo-gravimetric analyses (TGA) connected to differential thermal analysis (DTA) and quadrupolemass spectrometry (QMS).Carbon speciation results obtained by TGA analyses indicate that the dominating carbon fraction in allwastes was elemental carbon (up to 60%), whilst standard TOC analyses indicated that all carbon inashes and soil was organic. The TOC-values in the residual waste fraction varied greatly; therefore thedifference between the total carbon and TOC was insignificant even in this type of waste. Based on thegas generation potential assessed by the BMP-test, the residual waste fraction had the highest actualdegradability. This could be attributed to the waste composition in the residual fraction (e.g. highamount of gypsum board residues). Even though ashes had the highest reducing capacity and the highestamount of organic carbon (4 wt%) among the studied materials, it was difficult to assess the biologicaldegradation by measuring volatile degradation products. Generated carbon dioxide was consumedin carbonation reactions.Trace element mobility in waste with low amount OC increased for copper and chromium, but decreasedfor arsenic and lead compared to the waste with higher amount OC. This may be related to thelower redox potential reached in waste containing high amount of reactive carbon and immobilizationof elements in oxidizable fraction (i.e. bound to OM or sulphides).Changes in waste physical or mechanical properties like permeability and porosity (e.g. due dissolutionof gypsum in residual fraction) should be studied to better understand and predict impact ofchanged waste composition on redox conditions and leaching of critical elements in a landfill.5

INNEHÅLLSFÖRTECKNING1 INLEDNING ...........................................................................................................................................71.1 Bakgrund..............................................................................................................................................71.2 Problembeskrivning ............................................................................................................................71.3 Kunskapsläget......................................................................................................................................82 SYFTE OCH RELEVANS .................................................................................................. 92.1 Syfte ......................................................................................................................................................92.2 Målgrupp..............................................................................................................................................92.3 Förväntad nytta ...................................................................................................................................92.4 Resurser ...............................................................................................................................................93 MATERIAL OCH METODER.......................................................................................... 103.1 Material ..............................................................................................................................................103.2 Metoder .............................................................................................................................................. 123.2.1 Biologisk nedbrytning och reducerande kapacitet ................................................................123.2.2 Kolanalyser ............................................................................................................................... 123.2.3 Laktester .................................................................................................................................... 133.2.4 Statistisk bearbetning............................................................................................................... 144 RESULTAT ......................................................................................................................154.1 Biokemisk nedbrytning ..................................................................................................................... 154.1.1 Biologisk nedbrytning av organiskt material ........................................................................ 154.1.2 Kemisk nedbrytning av organiskt material ........................................................................... 164.1.3 Reducerande kapacitet ............................................................................................................. 164.2 Kolspeciering ..................................................................................................................................... 174.3 Laktester.............................................................................................................................................204.3.1 En-stegs laktest .........................................................................................................................204.3.2 En-stegs laktest med ymp......................................................................................................... 214.3.3 Sekventiell extraktion ...............................................................................................................234.3.4 Utlakning av ämnen utan och med tillsatt OM under varierande redox förhållanden......255 DISKUSSION ................................................................................................................. 295.1 Sammansättning av organiskt material ...........................................................................................295.2 Påverkan av organiskt material på utlakning av riskämnen...........................................................306 SLUTSATSER ................................................................................................................. 337 REFERENSER ................................................................................................................ 34BILAGA 1. ANALYSMETODER ...........................................................................................................36Siktanalys ...................................................................................................................................................36pH, redox och konduktivitet .....................................................................................................................36Torrsubstans ..............................................................................................................................................36Reducerande kapacitet ..............................................................................................................................36Elementanalys............................................................................................................................................366

1 INLEDNING1.1 BakgrundNya EU regler angående deponering av avfall (2003/33/EC) kräver att den organiska halten (TOC -Total Organic Carbon – sammanlagd mängd organiskt kol) i avfall som kan tas emot vid deponier intebör överstiga 3% för inert avfall, 5% för icke-farligt avfall och 6% för farligt avfall. För restprodukterfrån förbränning gäller 18% TOC. Det låga organiska innehållet kan påverka avfallets egenskaper ochdet organiska materialets inverkan på redox-reaktioner förväntas minska eller försvinna. Detta kan isin tur påverka utlakningen av vissa element, vars rörlighet beror av redox-förhållandena.1.2 ProblembeskrivningÄven om endast små mängder organiskt avfall accepteras på deponi, kommer den anaeroba miljön iupplagen troligen inte att försvinna. Studier visar att även låga halter av organiskt material tillsammansmed en effektiv syrebarriär (t.ex. tätskikt, vatten) kan leda till anaeroba förhållanden (Kumpiene,2005; van Zomeren et al., 2005). Däremot kan en snabb övergång till reducerande förhållandenvara avgörande för stabilisering av element som bildar sulfider på deponi, t.ex. arsenik, kadmium,kobolt, koppar, bly, molybden och zink.Organiskt material fungerar som en katalysator i redox-reaktioner genom att öka den mikrobiella aktivitetenav t.ex. svavelreducerande bakterier. Förhållanden där bara en liten mängd organiskt kol ärtillgängligt kan vara avgörande för bakteriens överlevnad och reproduktion. Vid analys av TOC enligteuropeisk och svensk standard (EN 13 137) ingår dessutom både organiskt och elementärt kol. Elementärtkol är inert i deponeringssamband (Bjurström & Ecke, 2005), medan organiskt kol är reaktivtoch kan brytas ner biologiskt, d.v.s. är tillgängligt för mikroorganismer. Organiskt kol har också förmågaatt binda metaller till sig och påverka metallernas rörlighet (Buffle, 1988).För att kunna utreda vilken effekt halten TOC kommer att ha i processer i en deponi är det viktigt attsärskilja organiskt och elementärt kol p.g.a. deras olika reaktivitet. Även andra egenskaper som t.ex.pH kan påverka nedbrytningen av organiskt material. Låga halter av lättnedbrytbart organiskt kol ochstora mängder av redoxbuffrande föreningar (t.ex. Fe och Mn oxider) kan avgöra hur lång tid det tarinnan miljön i en deponi blir reducerande. Emissioner av element som är mer rörliga under oxiderandeförhållanden (t.ex. Cu) kan då pågå under längre tid. Dessutom kan sulfidstabilisering av föroreningarfördröjas eller försvagas. Desutom, deponimiljön är mycket heterogen och kan beskrivas somflerfassystem. Redoxförhållanden kan skiljas mycket i olika delar av ett upplag och miljön i de småporerna kan avvika från den i den större delen av deponin.7

1.3 KunskapslägetI ett avslutat projekt vid LTU undersöktes nedbrytningshastigheten av organiskt material i blandningarav slam med hög organisk halt och alkalisk flygaska (Wikman et al., 2005). Ingen biologisk nedbrytningav organiskt material kunde påvisas, däremot kunde kemisk nedbrytning till viss del observeras.Även om man har lättnedbrytbart material i avfall kan andra egenskaper påverka och möjligenfördröja nedbrytning av organiskt material markant.Våra tidigare studier har även visat att endast en mindre andel av TOC i restprodukter från förbränningav avfall är lösligt i vatten (Ecke & Svensson, 2007) och då lättillgängligt för mikrobiell aktivitet.Andras undersökningar tyder även på att inert elementärt kol utgör den största andelen av TOC i restprodukteterfrån förbränning (Ferrari et al, 2002; van Zomeren & Comans, 2003).För att skilja på andelen organiskt och elementärt kol i TOC kan en termisk analysteknik (TGA) användas,med vilken mera stabilt elementärt kol kan särskiljas från organiskt kol.8

2 SYFTE OCH RELEVANS2.1 SyfteSyftet med projektet har varit att utreda betydelsen av minskad mängd organiskt material på deponimed avseende på redox-förhållanden och utlakning av redox-känsliga ämnen samt att finna ett verktygför att bedöma den verkliga halten av organiskt kol i TOC vilket kan vara väsentligt i deponeringssammanhang.I projektet har svar sökts till följande frågor:• Hur stor andel av TOC motsvaras av organiskt kol som är lättnedbrytbart?• Hur stor effekt har halten organiskt material på utlakningen av redox-känsliga element i endeponi?2.2 MålgruppProjektresultaten kommer att vara relevanta främst för deponiägare som behöver uppskatta rörlighetoch utlakning av redox-känsliga ämnen från olika typer av avfall (behandlat och obehandlat) och dessblandningar samt för att kunna bedöma den korrekta halten av organiskt material i olika typer av avfall.2.3 Förväntad nyttaProjektresultaten kommer att bidra till kunskapen om vilka förhållanden som kan förväntas i en deponimed låg halt av organiskt avfall och hur det kan påverka utlakningen av vissa ämnen. Efter det attEUs deponeringsdirektiv började gälla under 2005 finns en osäkerhet om vilka redox-förhållandenautvecklas i en deponi med avfall med låg halt av organiskt material. Resultaten kan användas somutgångspunkt för storskaliga försök i deponier med olika slag av oorganiskt avfall. Resultaten kommerockså att kunna användas vid bedömning av olika typer av förorenade massor och jordar där redoxförhållandenpåverkar deras egenskaper, t.ex. kisaska och sulfidjord.2.4 ResurserFörsöken har genomförts på Miljölaboratoriet vid avdelningen för Avfallsteknik, LTU, där den utrustningsom behövs för att utföra materialkaraktärisering, laktester, elementanalyser (ICP-OES), analyserav TOC samt biologisk nedbrytning finns tillgänglig. Termiska analyser har utförts i samarbete medavdelningen för Processmetallurgi, LTU. Metoder och analyser har valts utifrån möjligheterna att simuleraoch analysera deponiförhållanden i laboratoriemiljö.9

3 MATERIAL OCH METODER3.1 MaterialTre olika typer av avfall har använts i undersökningen (figur 1): en jord förorenad med krom, kopparoch arsenik (så kallad CCA-förorenad jord) från marksaneringsarbeten vid Forsmo träimpregneringsanläggning;en bottenaska från biogränsleförbränning vid Söderenergi AB kraftvärmeverk (Igelsta)samt ett restavfall från Renova AB. Materialen representerar aktuella avfallsströmmar till svenskaupplag.Figur 1Material som ingått i undersökningen. CCA-förorenad jord (överst till vänster), bottenaska(överst till höger), naturligt fuktig restfraktion (nederst till vänster) och torkad restfraktion(nederst till höger).Materialen har karaktäriserats enligt standardiserade metoder med avseende på pH, konduktivitet,redoxpotential, totalhalt av element, reducerande kapacitet samt totalt organiskt kol (tabell 1). Allamätningar har utförts som trippelprov. Metoder för karaktäriseringen av materialen redovisas i bilaga1.10

Tabell 1 Karaktäristik för jord, aska och restfraktion, ± stdav, n=3.Variabel Enhet Jord Restfraktion AskapH - 5,8±0,1 8,0±0,1 9,7±0,04Konduktivitet (EC) mS cm -1 0,58±0,02 2,22±0,03 25,7±0,7Redoxpotential (Eh) mV 212±10 173±3 142±20Torrsubstans (TS) g kg -1 995±0,2 627±53 975±1Reducerande kapacitet mmol O 2 kg -1 TS 92±21 144±14 435±12Totalt organiskt kol(TOC)% 1,2 ±0,02 1,6± 0 6,7±0,8As mg kg -1 TS 264±60 4,4±0,5 73±15Cr " 55±5 24±6 295±34Cu " 11±4 311±453 16200±5700Pb " 3,8±2,2 365±386 2780±840Zn " 115±23 466±67 6330±1190Mn " 430±48 276±19 714±38Al % 1,91±0,12 1,38±0,36 4,67±0,05Fe " 2,39±0,32 1,28±0,14 2,91±0,82Ca " 0,91±0,04 14,5±0,4 13,0±0,4För jorden och askan gjordes en bestämning av kornstorleksfördelning i materialen enligt SS 02 71 24(figur 2). Jorden har en hög andel sand (70 %), 28% silt och 2% lera och klassas som siltig sand. Askanhar ett snävare kornstorleksintervall än jorden med endast 44 % av materialet finare än 0,200 mm och1,6 % finare än 0,020 mm. En okulär besiktning av restfraktionen gav att den till stor del bestod avbyggnadsavfall där bland annat gipsskivor, kakel och klinker, glasfiberisolering och träspill kundeidentifieras. Partikelstorlek varierade mycket från ca 50-60 mm till lerfraktionen. Till alla försök lufttorkadesrestfraktionen (vid 25 ºC) och sönderdelades med en hammare till

3.2 Metoder3.2.1 Biologisk nedbrytning och reducerande kapacitetBMP-försökDen biologiska nedbrytningen av avfallet uppskattades genom att blanda avfallet med biologiskt slam igastäta behållare som sedan förvarades i mörker vid 30°C, och där sedan gasproduktionen i behållarnauppmättes regelbundet under ca 20 dagar. Metoden benämns BMP som står för biokemisk metangaspotential.Halterna av CO2, CH4, O2, N2 och H2 uppmättes med gaskromatografi (Varian Micro GC).Till jorden och askan användes 100 ml gastäta flaskor. Flaskorna fylldes med 10 g material (TS) och 80ml ymp (biologiskt slam) med en TS-halt på ca 1,6 % vilket gav en L/S (liquid to solid)-kvot på 6,7.Med anledning av restfraktionens heterogena karaktär användes 2-liters flaskor med 300 g material(TS) och 1000 ml ymp till det (L/S=3,1). Ympen som användes var ett rötslam från Uddebo kommunalaavloppsreningsverk i Luleå. Flaskorna förslöts med butylgummiproppar som sedan penetreradesmed en kanyl för gasuttag. En kontroll av ympens gasproduktion utfördes parallellt.Reducerande kapacitetMaterialens reducerande kapacitet mättes även enligt NEN 7348:2005. Metoden ger ett mått på materialenssyreförbrukande kapacitet. Materialets reducerande kapacitet anges i mmol O2 kg-1 TS.Nedbrytbart organiskt materialInnehållet av biologiskt nedbrytbart material bestämdes efter en metod som finns beskriven i (Jäger,1995). Det organiska materialet bryts ned stegvis med HCl, NaOH och H2SO4 varefter resterande ickenedbrytbart organiskt material bestäms gravimetriskt.3.2.2 KolanalyserTotalt organiskt kol (TOC)Avfallens organiska halt bestämdes som TOC med TOC-SSM-5000A (Shimadzu Corporation, Kyoto,Japan) i enighet med europeisk och svensk standard (EN 13 137, Metod B). Vid bestämningen drivsförst oorganiskt kol (IC) bort genom tillsats av koncentrerad saltsyra (HCl). TOC bestäms sedan genomoxidation av kol till CO2 genom förbränning av resterande prov vid 900°C. Den bildade koldioxidenmäts med infrarödspektrometri (NDIR- non-dispersive infrared absorbance).TG-analyserEtt försök att bestämma fraktionen fast, organisk och oorganisk kol i dem tre materialen har gjortsmed hjälp av termogravimetrisk analys (TG) kopplad till differentiell termisk analys (DTA) och kvadrupolmasspektrometrisk (QMS) gasanalys. En Netzsch STA 409 termoanalyser utrustad med QMSanvänds till alla experiment. Betingelserna för TG/DTA/QMS tester var: uppvärmningshastighet på10°C/min mellan rumstemperatur och 1000°C, argon eller luft atmosfär med en konstant flöde på 100ml/min, provvikt på 20,73 ± 1,18 mg. TG analysen har en noggrannhet på ±1 μg.12

3.2.3 LaktesterEn-stegs laktest, oxiderande förhållandenEn-stegs batchvisa laktest med L/S 10 användes för att bestämma utlakningen av metaller, löst organisktkol (DOC) och sulfat (SO42-) i vatten från materialen enligt EN 12457/3. Till jorden och askaanvändes 1-liters polyetylen (PE) flaskor, medan 2-liters PE-flaskor användes till restfraktionen. Lakningenav restfraktionen gjordes på material som torkats vid 25°C och sedan sönderdelats till

Steg 1.Steg 2.Steg 3.Flaskor förslöts med butylgummiproppar och luften i flaskorna ersätts med metangas. Flaskorförvarades i mörker vid 30°C i två veckor varefter de roterades under 24 timmar. Därefteröppnades flaskorna och pH, Eh och EK uppmättes i ofiltrerade prover. 5 ml av lakvattnettogs från varje flaska för andra analyser.Flaskorna lämnades öppna på skakbord och redoxpotentialen mättes tills den stabiliserades(efter ca 50 timmar). Därefter mättes pH, Eh och EK igen och ytterligare 5 ml av lakvattnettogs ut för analys.Ymp tillsattes flaskorna motsvarade 1.7% av TOC i askan och jorden och 0.9% i restfraktionen.En timme senare mättes redoxpotentialen i proverna. Flaskorna förslöts med butylgummipropparoch luften i flaskorna ersattes med metangas. Flaskorna förvarades i mörkervid 30°C i två veckor och 5 ml av vattnet togs ut tre gånger med jämna mellanrum. Två veckorsenare roterades flaskorna 24 timmar. Eh, pH och EK mättes en gång till och lakvattentogs för analyser.Alla lakvattenprover filtrerades genom 45 μm sprutfilter innan ICP-OES analys.Sekventiell extraktionMaterialet lakades ut i olika fraktioner. Fraktionerna kan delas upp i (I) utbytbar fraktion, (II) karbonatfraktion(syra-lösligt), (III) Fe- och Mn- fraktion (reducerbart), (IV) organisk fraktion (oxiderbart)samt (V) kvarvarande fraktion (icke-reaktivt).Metoden finns beskriven i Tessier et al. (1979). Metoden modifierades i försöken genom att byta ut HF(vätefluorid) mot kungsvatten (HNO 3 och HCl i förhållandet 1:3) vid totaluppslutningen av materialeni steg (V). Elementinnehållet i de olika fraktionerna analyserades sedan med ICP-OES.3.2.4 Statistisk bearbetningEtt t-test genomfördes för att jämföra medel värdena (95% konfidensnivån) med hjälp av dataprogrammetStatgraphics Plus 5.1.14

4 RESULTAT4.1 Biokemisk nedbrytning4.1.1 Biologisk nedbrytning av organiskt materialDet var endast restavfallet som gav en positiv nettoproduktion av metan när ympens metanproduktionsubtraherades från avfallets (figur 3). Metanproduktionen är som intensivast under de första 10 dagarnaoch ligger på 1,9 liter/kg TS efter 20 dagar. Jordens nettometanproduktion ligger nära noll medanaskan har en hämmande effekt på metanproduktionen från ympen. Bildning av koldioxid följdeliknande mönster (2,8 liter CO2/kg TS i restfraktionen, ~0 liter CO2/kg TS i jorden och -2,3 literCO2/kg TS i askan efter 20 dagar).Figur 3Nettometanproduktion från jord, aska och restavfall vid BMP-försök.En analys av gassammansättningen (figur 4) visar förhållandet mellan gaser som producerats genomnedbrytning av materialet blandad med ymp. Efter korrigering för ympens gasbildning var gasproduktioneni jorden nära noll och i askan negativ (konsumtion av gaser), gassammansättningen användesför att finna relativa gasinnehållsförändringar.Eftersom det rena slammet (ympen) gav en gasblandning som var närmast identisk med blandningenav jord och ymp kan det konstateras att nedbrytningen av OM i jorden var marginell. I restfraktionenoch askan var metanandelen lägre, däremot bildades svavelväte i avfallen (0,6 respektive 0,1 l/kg TS).Dessutom observerades en markant lägre halt koldioxid i gas från aska blandat med slam.15

Figur 4Gassammansättning vid BMP-försök med avfallen och ymp (slam).4.1.2 Kemisk nedbrytning av organiskt materialMängden totalt organiskt kol i jorden var 1,2 %, i restfraktionen 1,6 % och i askan 6,7 % vilket motsvarar12, 16 och 67 gram TOC/kg i respektive material. Av den mängden bestod 10,7 % för jorden, 68,3%för restfraktionen och 66,2 % för askan av icke nedbrytbart material. Den resterande fraktionen varlätt nedbrytbart OM (figur 5).Figur 5Nedbrytbar och biologiskt resistent/icke nedbrytbar fraktion av TOC i undersökta avfall.4.1.3 Reducerande kapacitetDen reducerade kapaciteten (figur 6) ger en indikation på hur mycket syre som behövs för att oxideraavfallen. Det material som har den högsta reducerande kapaciteten är askfraktionen med 435 mmolO2/kg TS (10 liter O2/kg TS vid 20°C och 1 atm).16

Figur 6Reducerande kapacitet hos studerade avfall.4.2 KolspecieringEn metod för bestämning av kolspeciering har utvecklats baserat på strategier som finns beskrivna ilitteraturen (Paya et al., 2002). Metoden går ut på att värmebehandla proverna i inert atmosfär för attbestämma den organiska kolhalten och i luft för att bestämma den elementära och oorganiska kolhalten.Viktsavgången från TG-analyser kan korreleras med entalpin från DTA-analyser och gasgenereringfrån QMS-analyser för att klarlägga vilka reaktioner kol är involverad i. Figur 7 och figur 8 visarresultat från ett av bottenaska-proverna.Figur 7TG- (streckad linje) och DTA- (hel linje) analys på bottenaska med luft som atmosfär17

Figur 8 a) TG-analys på bottenaska i argon (streckad linje) och i luft (hel linje)Figur 8 b) H2O-, CO2-och CH3-(lika med CH4) generering från bottenaska i argon (streckad linje)och i luft (hel linje).TG/DTA-analys i Figur 7 visar en endoterm topp mellan 50 och 150°C med H2O-generering i figur bsom motsvarar fuktavdrivning. Mellan 150 och 300°C finns en bred endoterm topp med H2O-, CO2-och CH3-bildning som motsvarar avgång av organiska kolväten. Vidare mellan 300 och 500°C finns enstor exoterm topp med ökad CO2- och CH3-bildning som motsvarar sönderfall av organiska kolvätenoch förbränning av fast kol. En endoterm topp mellan 500 och 600°C jämsides med ökad CO2-generering motsvarar elementärt kols förgasning och den sista endoterma toppen mellan 600 och700°C med ytterligare ökad CO2-generering motsvarar oorganiskt karbonatsönderfall. Samma utvärderingssätthar använts till alla prover i denna studie. Medelresultat från tre prover av vardera bottenaska,restfraktion och jord i luft visas i figur 9 till 11.Figur 9 Medel för TG/DTA- och QMS-analyser för askan med luft som atmosfär.Figur 10 Medel för TG/DTA- och QMS-analyser för restfraktionen med luft som atmosfär.18

Figur 11 Medel för TG/DTA- och QMS-analyser för jorden med luft som atmosfär.En kolspeciering har beräknats med hjälp av data från TG-försöken i luft och argon för askan, restfraktionenoch jorden. Figur 8a och ekvationen nedanför sammanfattar hur beräkningen har gjorts.Figur 12 visar resultaten från kolspecieringsberäkningarna. Askan innehåller ungefär 11 vikts-% koltotalt medan restfraktionen innehåller ungefär 6 vikts-% och jord 1,5 vikts-%. Specieringen av kolinnehålletär ungefär lika i de olika materialen enligt den har metoden. Det som skiljer är att restfraktionensaknar oorganisk kol.19

Figur 12 Resultat av C-speciering i halt av totala provet och i viktandel av totala C- halten.4.3 Laktester4.3.1 En-stegs laktestI tabell 2 sammanfattas resultaten från en-stegs laktest (L/S 10) i jämförelse med gränsvärden (GV)för inert och icke-farligt avfall angivna i EUs deponeringsdirektiv. Laktestet tillämpas i EU ländernaför att bedöma i vilken deponiklass avfallet skall deponeras. Utlakningen av de flesta ämnen understigergränsvärdet för inert avfall. Däremot överskrider utlakningen av As i jorden, Mo och sulfat i askanoch sulfat i restfraktionen gränsvärdet för inert avfall och det innebär att avfallen enbart kan deponeraspå deponi för icke farligt avfall.20

Tabell 2 Resultat från en-stegs batchlaktest (L/S 10) i jämförelse med gränsvärden för inert ochicke farligt avfall angivna i EUs deponeringsdirektiv. ±Stdav, n=3.Parameter Enhet Jord Restfraktion Aska GVför inert avfallGVför icke-farligtavfallAl mg kg -1 TS 0,69±0,07 0,03±0,00 181±2As " 1.60±0.03

Tabell 3 Resultat från en-stegs batchlaktest (L/S 10) med ymp i jämförelse med gränsvärden förinert och icke farligt avfall angivna i EUs deponeringsdirektiv. ±Stdav, n=3.Parameter Enhet Jord Restfraktion Aska GV för inert avfall GV för icke-farligt avfallAl mg kg -1 TS 1,19±0,55

Figur 13 Utlakning av några grundämnen vid en-stegs batchlaktest (L/S 10) med och utan tillsatsav slam (OM).4.3.3 Sekventiell extraktionResultaten från den sekventiella extraktionen av As, Cr, Cu, Pb och Zn presenteras i figur 14. Jordensinnehåll av As, Cr, Cu, Pb och Zn är till den största delen bundet till den reducerbara fraktionen (III)och kan frigöras när det uppstår reducerande förhållande i avfallet. Andelen metaller som är bundnatill organiskt material eller sulfider varierar mellan 10,5 % för arsenik till 4,4 % för bly.I restfraktionen är det stora skillnader mellan hur metallerna sitter bundna i materialet. Den störstadelen av arseniken är bunden till den reducerbara fraktionen (50 %) men även den karbonatbundnafraktionen innehåller en stor del arsenik (32,9 %). När det gäller koppar så är 73,4 % bundet till oxiderbarfraktion. Krom, bly och zink är hårt bundet i kvarvarande fraktionen med 55, 81,3 respektive23

40,3 %. Zinken är till lika delar bunden till karbonatfraktionen (27,4 %) och Fe-Mn-fraktionen (28,3%).Koppar är den metall som återfinns till största delen i den oxiderbara fraktionen i askan med 24,2 %.Sedan följer Pb, As, Cr och Zn i fallande ordning. I Fe-Mn-fraktionen är det Pb (53,0 %) följt av Zn(43,8 %) som har de högsta halterna. Arsenik och krom är hårt bundna till fraktion (V) i askan med59,5 respektive 77,8 % och där 22,2 respektive 14,8 % är bundet till Fe-Mn-fraktionen.Figur 14 Fördelning av ämnen mellan olika kemiska fraktioner i avfall. I=utbytbar fraktion,II=karbonatbunden fraktion (syra-löslig), III=fraktion bunden till järn- och mangan oxider(reducerbar), IV=organiskt och sulfid bunden fraktion (oxiderbar) ochV=kvarvarande fraktion (icke-reaktiv).24

4.3.4 Utlakning av ämnen utan och med tillsatt OM under varierande redox förhållandenRedoxpotentialen i avfallen utan tillsatt OM sjönk efter två veckors inkubationstid i metanatmosfär till68,6 mV i jorden, 27,5 mV i askan, och -107,9 mV i restfraktionen. Vid oxiderande förhållanden i öppnadeflaskor som stabiliserats under ca 50 timmar uppmättes redoxpotentialen till 244,3 mV i jorden,241,4 mV i askan, och 249,5 mV i restfraktionen (Figur 15).Figur 15 Utveckling av redox-potentialen i avfallen i aeroba (Ox) och anaeroba (Anox) förhållandenmed tillsatt organiskt material (OM).Efter tillsats av OM, sjönk redoxvärdena inom några timmar till 194 mV i jorden, 174,9 i restfraktionenoch 198,7 mV i askan. Redoxpotentialen mättes fyra gånger under två veckors tid. Redoxvärdena islutet av perioden var betydligt lägre än i proverna utan tillsatt OM efter samma inkubationstid. Skillnadenmellan redoxpotentialerna var 70,5 mV i askan, 208 mV i jorden och 188,4 mV i restfraktionen.Utlakning av As, Pb och Fe hade liknande mönster i alla avfallen, dvs. utlakningen ökade i reducerandemiljö och mer med ökad halt OM, se figur 16. Ett undantag var As utlakning från restfraktionen, därAs koncentrationen utan tillsatt OM var lägre än i oxiderande miljö.Lägre redoxpotential i avfallen med förhöjda halten OM orsakade minskad utlakning av Cr, Cu och Zn(utom Zn i askor). Mobiliteten av Zn var lägst i jord och restfraktionen i reducerande miljön med tillsattOM. I askor ökade däremot utlakningen av Zn kraftigt.25

Figur 16 Utlakning av ämnen i avfallen under varierande redox förhållande och mängden organisktmaterial (OM). Anox= anaeroba miljön, Ox= aeroba miljön.I alla material varierade pH på olika sätt. I jorden pH var lägst under oxiderande förhållanden(6,3±0,1) och högst i reducerande prov utan tillsatt OM (8,3±0,8) (Figur 17). I restfraktionen hade pHvariationenmotsatt mönster. I askan sjönk pH med varje steg, dvs. det var högst pH i de reduceradeproverna utan tillsatt OM (9,6±0,03) och lägst i de reducerade proverna med förhöjd halt OM(7,8±0,03).Konduktiviteten (EK) i jorden och restfraktionen var högst under reducerande förhållanden med denförhöjda mängden OM (Figur 17). Däremot betedde sig askan tvärtom, dvs. EK var lägst i reduceradeprover med tillsatt OM.27

Figur 17. pH och elektrisk konduktivitet (EK) i avfallen under varierande redox-förhållanden ochmängd organiskt material (OM). Anox= anaerob miljö, Ox= aerob miljö.28

5 DISKUSSION5.1 Sammansättning av organiskt materialKolspecieringsberäkningarna från TGA resultat (figur 12) tyder att den dominerande andelen kol varicke-reaktivt eller elementärt kol i samtliga avfall. Däremot visar en kolanalys utförd enligt EN 13 137att allt kol i askan och jorden var organiskt. Värdena varierade mycket i restfraktionen vilket gör attskillnaden mellan det totala och organiska kolet inte var signifikant heller i detta avfall.Relation mellan icke-nedbrytbart organiskt material som bestämdes genom kemiskt nedbrytning avmaterialet och mängden elementärt kol beräknat på TGA analys var liknande i alla avfallen (figur 18),där mängden elementärt kol var betydligt högre än icke-nedbrytbart OM. Under kemisk nedbrytningkan även andra faser lösas upp och ger en avvikelse från den mängd organiskt material som i praktikenbryts ned i en deponi.29

Figur 18 Jämförelse av kolfraktioner bestämd enligt standard metod (EN 13 137), kemiskt nedbrytningav OM och TG-analys. TC=totalt kol, TOC=totalt organiskt kol, EK=elementärtkol.Den reducerande kapaciteten hos materialen har också bestämts kemiskt. Båda metoderna (för ickenedbrytbarOM och reducerande kapacitet) gav liknande resultat för askan, dvs. askan hade det högstaandelen lätt nedbrytbart organiskt kol, som motsvarade den höga reducerande kapaciteten (figur 19).Däremot var mängden upplöst organiskt kol (DOC, tabell 2) relativt låg i lakvattnet från askor, sommotsvarade 0,3% av det totala organiska kolet.Nedbrytning av organiskt material kan vara svårt att bedöma med biologiska metoder (BMP) i askorpga kemiska reaktioner i materialet. Den låga halten av CO2 i gasfasen från BMP-tester med aska visaraskans förmåga att ta upp CO2 genom karbonatisering då CaO som finns i askan reagerar med CO2 tillCaCO3. Dessutom kan höga pH värden ha en dämpande effekt på mikrobiologisk aktivitet i aska.Mängden av oorganiskt kol förväntas öka i askan pga. karbonatiseringsreaktioner. Det kan även påverkamobilitet av ämnen (se 5.2).Restfraktionen hade den lägsta andelen lätt nedbrytbart organiskt material, en betydligt lägre reducerandekapacitet än askor och fraktionen elementärt kol utgjorde nästan två tredjedelar av totalt C (figur12). Däremot uppvisar restfraktionen den högsta praktiska nedbrytbarheten, genom BMP-testernasom resulterade i en produktion av metan, koldioxid och svavelväte. Troligen orsakas svavelvätebildningeni det fallet av en nedbrytning av gipsavfall som fanns i restfraktionen som också visas av högsulfatutlakning (tabell 2).5.2 Påverkan av organiskt material på utlakning av riskämnenUtlakning av olika riskämnen varierade beroende på redoxförhållanden i proverna och mängden OM.Ämnena kan grovt grupperas efter sina utlakningsmönster till 1) ämnen vilkas utlakning minskade i30

educerande miljö ( mönster); 2) ämnen vilkas utlakning ökade i reducerande miljö (V mönster)(tabell 4). Vissa andra ämnen som Mo och Ni hade liknande utlakningsmönster som grupp 1.Tabell 4 Fördelningen av ämnena i avfallen enligt dess utlakningsmönster under det 3-stegs modifieradelaktestet.Avfall Grupp 1 () Grupp 2 (V)Jord Cr, Cu, Zn As, PbRestfraktion Cr, Cu, Zn As, PbAska Cr, Cu As, Pb, ZnArsenik är oftast bundet till järn- och manganoxider i marken (Kabata-Pendias & Pentias, 2000; ävenFigur 14), därför påverkar lösligheten av Fe-Mn-oxider direkt mobiliteten hos As. Ökad utlakning avAs med förhöjd halt OM kan ha orsakats av att mycket lägre redoxpotential uppnåddes i proverna.Samma mönster var tydligt även för Pb. Den största andelen Pb i jorden och askan och en betydandedel av restfraktionen var bunden till Fe-Mn-oxider (figur 14). Askan innehöll även en hög halt av Znbundet till Fe-Mn-oxider. En reduktiv upplösning av Fe-Mn-oxider (figur 14) kan ha orsakat den ökademobiliteten av Pb och Zn i reducerade prover.Todorovic och Ecke (2006) undersökte karbonatiseringens påverkan på utlakningen av metaller frånbottenaskor från avfallsförbränning och de observerade också en signifikant ökning av Pb- och Znutlakningfrån karbonatiserade prover. Pb och Zn har amfoteriska egenskaper med minimal utlakningav Pb mellan pH 9 och 10 och av Zn mellan pH 9 och 11 (Chandler et al., 1997; Sloot et al., 1997) därförökade metallernas utlakning i åldrade askor med sjunkande pH. En successiv pH-sänkning observeradesi askproverna under det modifierade laktestet (figur 11) som kan ha orsakats av åldringsreaktioneri avfallet. Askan hade en hämmande effekt på gasproduktionen från ympen (figur 3), vilket kan kopplassamman med askans förmåga att binda koldioxid genom karbonatiseringsreaktioner. Minskad EK(figur 11) tyder också på att jonstyrka av lösningen sjönk med tiden vilket kan ha orsakats av utfällningav karbonater.På så sätt ökade utlakningen av Pb och Zn i det sista lakteststeget (figur 16, Anox+OM). Men den ökadeutlakningen kan även ha orsakats av en avvikelse från de optimala pH-spannen (figur 11).Lägre redoxpotential i avfallen med förhöjd halt OM orsakade minskad utlakning av Cr, Cu och Zn(utom Zn i aska). De metallerna förekom mest i icke-reaktiv (kvarvarande) och oxiderbar fas (OM- ochsulfidbunden) i avfallen. Det innebär att tillsatsen av organiskt material bidrar till att immobiliserametallerna (figur 15). Skillnaden mellan kroms mobilitet i proverna utan och med tillsatt OM var särskiltpåtaglig i askan. Cr i askor förekommer oftast som hexavalent (VI) krom, som är mycket rörligareän den reducerade Cr(III)-formen (Moore & Ramamoorthy, 1984). Troligtvis accelererade organisktmaterial reduktionen av Cr och orsakade en betydande minskning av kroms rörighet.Utlakningen av ämnen från de standardiserade batchlaktesten vid L/S 10 med och utan extra tillsatsav organiskt material skiljer sig åt, men följer samma mönster som utlakningen från försöken med31

varierande redoxförhållanden. När OM tillsattes i batchlaktestet ökade utlakningen av As och Pb medanCr och Cu minskade för samtliga avfall. För Zn minskade utlakningen från jorden och restavfalletmen ökade från askan. Även om laktesten utfördes i oxiderande atmosfär är det möjligt att tillsatsen avorganiskt material orsakade en sänkning av redox på samma sätt som i laktesten med varierande redoxförhållanden.Materialens porositet, vattenhållande förmåga och permeabilitet kan skilja mycket mellan olika avfall.Restfraktionens konsistens förändras i kontakt med vatten (t ex kan en stor andel av gipsen lösas upp)som kan leda till att gasrörelser försvåras. Därigenom kan en given mängd nedbrytbar organisk substanspåverka redox-miljön i olika grad och även leda till att stora skillnader i redox-miljö byggs uppoch vidmakthålls i en deponi. Mobiliseringen av kritiska ämnen påverkas både av den kemiska miljönoch av transportbetingelserna.32

6 SLUTSATSEREn betydande del (kring 60%) av kolinnehållet i samtliga avfallen var icke reaktivt eller elementärt kol.Låga mängder nedbrytningsprodukter (metan, koldioxid, löst organiskt kol) i jorden stämmer med lågreducerande kapacitet och hög fraktion av elementärt kol i materialet. Trots att askan hade det högstareducerande kapaciteten och det högsta innehållet organiskt kol (4 vikts-%) bland de studerade avfallenvar det svårt att bedöma askans biologiska nedbrytning genom att mäta gasproduktion. Produceradkoldioxid konsumerades i karbonatiseringsreaktioner. Nedbrytningspotentialen (TOC halten) sombestämdes genom standardmetoden EN 13 137 överskred den som mättes genom termogravimetriskanalys (TGA) med en tredjedel Restfraktionen visade den högsta praktiska nedbrytbarheten genom singasbildningspotential. Restfraktonen har en hög andel av gipsavfall och är i vattenmättat tillstånd somen seg smet. Materialet har en mycket låg permeabilitet och det krävs förmodligen inte mycket gasbildningför att skapa en reducerande miljö. Dock buffras redoxpotentialen av det höga sulfatinnehålletvilket reducerar metanbildningen och gynnar svavelvätebildning.Låga halter reaktivt organiskt kol leder till en ökad mobilisering av koppar och krom, medan det omvändagällde för arsenik och bly. Generellt utlakas ämnen som till dominerade del är bundna till reducerbartmaterial (t.ex. Fe-Mn oxider) i högre grad i vid högre halt organiskt material, medan det omvändagäller för ämnen som i huvudsak är bundna till oxiderbart material (OM och sulfider).Förutom innehållet av organiskt material påverkas mobiliteten hos kritiska ämnen av faktorer som pHoch närvaron av olika ligander (t ex leder höga CaO-halter till en motsvarande bildning av kalciumkarbonat).Materialens fysiska egenskaper såsom porositet och permeabilitet behöver sammanvägas medde uppnådda resultaten för att bättre förstå och kunna prediktera effekten av den ändrade avfallssammansättningenpå deponiernas utlakning.33

7 REFERENSERBjurström, H. & Ecke, H. (2005). Elementärt kol i en deponi, rapport till Naturvårdsverket, 2005-10-07.Buffle, J. (1988). Complexation reactions in aquatic systems, Ellis Horwood Series in Analytical Chemistry,Ellis Horwood series in analytical chemistry, John Wiley and Sons, Chichester, England.Chandler, A. J., Eighmy, T. T., Hartlen, J., Hjelmar, O., Kosson, D. S., Sawell, S. E., van der Sloot, H.A., Vehlow, J. (1997). Municipal Solid Waste Incinerator Residues. vol.:67, Elsevier Science B.V.,Amsterdam.Ecke, H & Svensson, M. (2007). Mobility of organic carbon from incineration residues, Waste Management(i tryck).EN 13 137 CEN, 2001. Characterization of waste-determination of total organic carbon (TOC) in waste,sludges and sediments. European Standard EN 13 137, European committee for standardization, Brussels,Belgium.EN 1484 CEN, 1997. Water analysis – Guidelines for the determination of total organic carbon (TOC)and dissolved organic carbon (DOC). European Standard EN 1 484, European committee for standardization,Brussels, Belgium.Ferrari, S., Belevi, H. & Baccini, P. (2002). Chemical speciation of carbon in municipal solid wasteincinerator residues, Waste Management, 22, pp 303-314.Kabata-Pendias, A., Pentias, H. (2000). Trace elements is soils and plants. CRC Press, Boca Raton,Florida, USA.Kumpiene, J. (2005). Assessment of trace element stabilization in soil. Doctoral thesis, 2005/38. Divisionof Waste Science & Technology, Luleå University of Technology, Sweden.Moore, J.W. & Ramamoorthy, S. (1984). Chromium. Heavy metals in natural waters: applied monitoringand impact assessment. Springer-Verlag, New York. pp.58-73.Jäger, B. (1995). Chemisch-Physikalisch-Biologische Laboratoriumsuntersuchungen fester Abfälle. In:Bilitewski, Schnurer, Zeschmar-Lahl (ed.). Müllhandbuch 1725. 4/1995. Erich Schmidt Verlag Berlin.NEN 7348: 2005. Leaching characteristics – Determination of the reducing character and the reducingcapacity – Solid earthy and stoney materials. Dutch Standardisation Institute, Delft, The Netherlands.Paya, J., Monzó, J., Borrachero, M.V., Amahjour, F., Peris-Mora, E. (2002). Loss on ignition and carboncontent in pulverized fuel ashes (PFA): two crucial parameters for quality control. Journal ChemicalTechnology and Biotechnology 77: 251-255.34

van der Sloot, H. A., Heasman, L., Quevauviller, P. (1997). Harmonization of Leaching/ExtractionTests. vol.:70, Elsevier Science B.V., Amsterdam, The Nederlands.van Zomeren, A. & Comans, R.N.J. (2003). Speciation and characterisation of organic carbon in municipalsolid waste incinerator (MSWI) bottom ash, Wascon 2003, Progress on the road to sustainability;ISCOWA: San Sebastian, Spain, 2003; pp. 657-666.van Zomeren, A., van der Sloot, H.A., Meeussen, J.C.L., Jacobs, J., Scharff, H. (2005). Prediction oflong-term leaching behaviour of a sustainable landfill containing predominantly inorganic waste. 10thinternational waste management and landfill symposium, 3-7 October 2005, Sardinia, Italy.Wikman, K., Berg, M., Svensson, M., Ecke, H. (2005). Nedbrytningshastigheten för tätskikt uppbyggdaav slam och aska. Rapportnummer: 943.35

ANALYSMETODERDe material som använts i studien har karaktäriserats med avseende på fysikaliska och kemiska egenskaper.Nedan följer beskrivning av de metoder som använts vid materialkaraktäriseringen.SiktanalysFör jorden och askan har en kornfördelningskurva tagits upp enligt SS 02 71 24. På grund av restfraktionenskaraktär var det inte möjligt att utföra någon kornfördelningsanalys på det materialet.pH, redox och konduktivitetpH, konduktivitet (ISO 7888) och redoxpotential uppmättes på materialen efter att det lakats medvatten i förhållandet material-vatten 1:2 i 30 minuter.TorrsubstansMaterialens torrhalt (TS) uppmättes enligt Svensk standard SS 028113 (1981). För restavfallet uppmättestorrhalten dels på naturligt vått material, dels på materialet efter att det först torkats till konstantvikt vid 25°C.Reducerande kapacitetMaterialens reducerande kapacitet utfördes enligt NEN 7348:2005. Metoden ger ett mått på materialenssyreförbrukande kapacitet. Den reducerande kapaciteten bestäms genom att 2g material får reageramed en lösning av Cerium(IV)sulfat i en atmosfär av N2 under omskakning i 24 h. En del avCe(IV) kommer då att reduceras till Ce(III) av materialet. Återstående halt Ce(IV) bestäms sedan genomredoxtitrering med Fe(II)sulfat. Materialets reducerande kapacitet anges i mmol O2 kg -1 TS.ElementanalysTotalanalys av ämnen i materialen utfördes med induktivt kopplad plasma optisk emissionsspektroskopi(ICP-OES) på prover uppslutna i kungsvatten.36

Rapporter från Avfall sveriges deponeringssatsning 2008D2008:01 Minskad mängd organiskt avfall på deponi. Effekt på redox-förhållanden, nedbrytning avorganiskt material och utlakning av redox-känsliga ämnen

Avfall Sverige Utveckling D2008:01ISSN 1103-4092©Avfall Sverige ABAdressTelefonFaxE-postHemsidaProstgatan 2, 211 25 Malmö040-35 66 00040-35 66 26info@avfallsverige.sewww.avfallsverige.se