KAATOPAIKAN JÄTEMATERIAALIN JA OLOSUHTEIDEN VAIKUTUS KAATOPAIKKAVESIIN KOKEMUKSIA SAKSASSA

Transkriptio

1 KAATOPAIKAN JÄTEMATERIAALIN JA OLOSUHTEIDEN VAIKUTUS KAATOPAIKKAVESIIN KOKEMUKSIA SAKSASSA KAATO 2001-hanke Kirjallisuuskatsaus Taina Hoilijoki Jukka Rintala Jyväskylän yliopisto

2 1 ESIPUHE Tässä kirjallisuuskatsauksessa käsitellään Saksassa tehtyjä tutkimuksia ja siellä saatuja kokemuksia kaatopaikkojen jätemateriaalien ja kaatopaikan olosuhteiden vaikutuksista kaatopaikkavesiin. Saksaa voitaneen pitää yhtenä kaatopaikkojen ympäristöhaittojen vähentämisen edelläkävijöistä. Kokemuksilla lienee vaikutusta myös Suomea koskevien EU-direktiivien sisältöön. Katsaus tehtiin osana KAATO2001 hanketta eli "Kaatopaikkavesien vaikutus yhdyskuntajätevedenpuhdistamon toimintaan ja mitoitukseen sekä kaatopaikkavesien esikäsittelytarpeen ja -menetelmien arviointi" -hanketta, joka käynnistettiin keväällä 1998 osa TEKESINin Vesihuolto 2001-ohjelmaa. Hankkeen rahoittajat olivat: Jätelaitosyhdistys ry. (Pääkaupunkiseudun Yhteistyövaltuuskunta, Kiertokapula Oy, Pirkanmaan jätehuolto Oy, Mustankorkea Oy, Joensuun seudun jätehuolto Oy, Oulun jätehuolto), Teknologian kehittämiskeskus TEKES, Espoon Vesi, Tampereen vesi- ja viemärilaitos, Jyväskylän Seudun Puhdistamo Oy, Jyväskylän teknologiakeskus Oy, Jyväskylän yliopisto, Tritonet Oy ja Biomark Ky Jyväskylässä Tekijät Lisätietoja: Jukka Rintala Jyväskylän yliopisto, Bio- ja ympäristötieteiden laitos PL 35, Jyväskylä puh fax

3 2 Kaatopaikan jätemateriaalin ja olosuhteiden vaikutus kaatopaikkavesiin Kokemuksia Saksassa (Kaato2001-hanke / Kirjallisuuskatsaus) Sisällysluettelo 1 JOHDANTO KAATOPAIKAN IÄN VAIKUTUS JÄTTEEN HAJOAMISEEN JA KAATOPAIKKAVESIEN LAATUUN Jätteiden hajoaminen kaatopaikalla Jätejakeet eri ikäisillä kaatopaikoilla Kiinteiden jätteiden koostumus ja liukoisuuskokeet Orgaaninen aines Typpiyhdisteet Epäorgaaniset aineet ja muut haitalliset aineet Jätteiden biohajoavuus Kaatopaikan suotovesi eri ikäisissä jätetäytöissä JÄTTEIDEN HAJOAMINEN LABORATORIOKOKEISSA JÄTTEIDEN ESIKÄSITTELYN VAIKUTUS KAATOPAIKKAVESIIN Mekaaninen esikäsittely / mekaanis-biologinen esikäsittely Mekaanis-biologinen esikäsittely / terminen esikäsittely Terminen esikäsittely Raskasmetallien liukeneminen Biojätteen erilliskompostointi KAATOPAIKAN HOITOTOIMENPITEIDEN VAIKUTUS KAATOPAIKAN YMPÄRISTÖHAITTOIHIN Veden kierrätys kaatopaikkatäytössä Kaatopaikan / jätteen ilmastus Kaatopaikan peittäminen ja tiivistäminen YHTEENVETO LÄHDEKIRJALLISUUS... 31

4 3 1 JOHDANTO Keräämällä jätteitä kaatopaikalle pyritään vähentämään ympäristön likaantumista ja jätteiden aiheuttamia haittoja. Jätteiden sisältämien haitta-aineiden kulkeutuminen kaatopaikalta ympäristöön voi kuitenkin tehdä kaatopaikasta saastelähteen. Koska tieto kaatopaikoille sijoitettujen jätteiden laadusta ja määrästä on yhä edelleen usein riittämätön, on kaatopaikkojen aiheuttamien haittojen arviointi vaikeaa. Orgaanisten aineiden monilukuisuuden ja hajoamisprosesseissa syntyvien uusien yhdisteiden vuoksi orgaanisten aineiden ympäristövaikutusten arviointi on erityisen vaikeaa (Ehrig ja Scheelhaase, 1995). Jätteiden aiheuttamia haittoja voidaan vähentää tehostamalla haitallisten aineiden erilliskeräystä ja vähentämällä syntyvän jätteen määrää. Kun jätteiden muodostumista ei voida estää, jäte tulee käsitellä ja varastoida parasta mahdollista käytössä olevaa tekniikkaa hyödyntäen luvulla jätteiden hyötykäytön ja kierrätyksen tehostuminen onkin vähentänyt kaatopaikoille päätyvän jätteen määrää ja tulevaisuudessa jätteen kierrätyksen ja erilliskeräyksen uskotaan vielä lisääntyvän. Kuitenkin, vaikka kierrätettävä jätemäärä pystyttäisiin nostamaan nykyisestä 30 %:sta esimerkiksi 50 %:iin, päätyy kaatopaikoille vuosittain paljon jätettä. Saksan uuden lainsäädännön mukaan kaatopaikoille sijoitettavat jätteet eivät saa saastuttaa ympäristöä nyt eikä kaatopaikkojen haittoja saa myöskään siirtää tulevaisuuteen. Taulukossa 1 esitetään vuonna 1993 voimaan astuneen uuden jätehuoltolainsäädännön (TA Siedlungsabfall, TASi) kaatopaikalle läjitettävälle jätteelle ja liukoisuuskokeessa jätteestä liukeneville yhdisteille asetetut raja-arvot. Koska uuden lain asettamat vaatimukset kaatopaikoille sijoitettavan jätteen laadusta poikkeavat huomattavasti vanhoista ohjeista, on uuden lain toimeenpanoon annettu siirtymäaika vuoteen 2005 asti (Bergs et al., 1997). Uuden jätehuoltolain vastaanotto oli ristiriitainen ja siihen tehtiin satoja muutosvaatimuksia. Merkittävimmät muutokset koskivat mekaanis-biologisen esikäsittelymenetelmän kelpoisuuden arviointia, ja siihen liittyen miten ja millä parametreillä jätteen kaatopaikalla tapahtuvaa hajoamista voidaan arvioida. Erityisesti monet kritisoivat hehkutushäviön (VS) ja orgaanisen hiilen (TOC) pitoisuuden käyttöä jätteen kaatopaikkakelpoisuuden arvioinnissa, sillä näihin parametreihin sisältyy myös kaatopaikan olosuhteissa hajoamattomia orgaanisia aineita. Tutkimuksissa onkin ryhdytty jonkin verran käyttämään hehkutushäviön tilalla korjattua hehkutushäviötä, joka sisältää vain biologisesti hajoavan orgaanisen aineksen määrän (Amin ja Lepom, 1995; Bergs et al., 1997).

5 4 Taulukko 1. Saksan jätehuoltolainsäädännön (TASi:n) kaatopaikkaluokille I ja II annetut kaatopaikalle sijoitettavan jätteen ja liukoisuuskokeen laatuvaatimukset (Bergs et al., 1997). Kaatopaikkaluokka I (max.) Kaatopaikkaluokka II (max.) Kiinteä jäte Hehkutushäviö (% TS) TOC (% TS) Liukoisuuskoe ph Sähkönjohtokyky (µs/cm) TOC (mg/l) Fenolit (mg/l) Arseeni (mg/l) Lyijy (mg/l) Kadmium (mg/l) Kromi(mg/l) Kupari (mg/l) Nikkeli (mg/l) Elohopea (mg/l) Sinkki (mg/l) Fluori (mg/l) Ammonium-N (mg/l) Syanidit, helposti liukenevat (mg/l) AOX (mg/l) KAATOPAIKAN IÄN VAIKUTUS JÄTTEEN HAJOAMISEEN JA KAATOPAIKKAVESIEN LAATUUN 2.1 Jätteiden hajoaminen kaatopaikalla Kaatopaikkatäytössä jätteet alkavat hajota erilaisten biologisten, kemiallisten ja fysikaalisten prosessien seurauksena. Mikrobit hajottavat biologisesti hajoavan orgaanisen jätteen vesiliukoisiksi ja/tai kaasumaisiksi hajoamistuotteiksi, jotka kemiallisten ja fysikaalisten prosessien kuten liukenemisen ja strippautumisen kautta siirtyvät vesi- tai kaasufaasin välityksellä ympäristöön (Roos et al., 1995). Lyhyen aikaa jätteen läjityksen jälkeen helposti hajoava orgaaninen aines hajoaa kaatopaikan pinnassa aerobisissa olosuhteissa, jolloin hajoamistuotteina syntyy vettä ja hiilidioksidia. Jätetäytön tiivistyessä ja kasvaessa korkeammaksi happipitoisuus vähenee ja noin m:n syvyydessä hajoamisolosuhteet muuttuvat anaerobisiksi. Jätteen anaerobinen hajoaminen voidaan jakaa kolmeen vaiheeseen, joista ensimmäisessä vaiheessa (happovaihe) tapahtuva hajoaminen aiheuttaa suotoveden korkean orgaanisen aineen ja ammoniumtypen pitoisuuden sekä alhaisen ph:n. Toisen anaerobisen vaiheen aikana suotoveden haitta-aineiden pitoisuudet alkavat laskea ja ph-arvo nousee. Kolmannessa vaiheessa (metaanivaihe) jätteen sisältämä orgaanisen aines hajoaa

6 5 anaerobisen hajoamisen lopputuotteiksi, metaaniksi ja hiilidioksidiksi, suotoveden orgaanisen aineen pitoisuus on alhainen, mutta ammoniumtyppipitoisuus on edelleen korkea. Kun anaerobinen hajoaminen hidastuu voivat olosuhteet kaatopaikan pinnassa muuttua taas aerobisiksi (Ehrig ja Scheelhaase, 1995). Jätteen hajoamisnopeuden ennustaminen on vaikeaa. Se riippuu kaatopaikan olosuhteista (ph, redox-potentiaali, lämpötila, vesi- ja happipitoisuus) ja jätteen laadusta, esimerkiksi helposti ja vaikeasti hajoavan orgaanisen aineen osuuksista. Kaatopaikan vesipitoisuus vaikuttaa mikrobien aktiivisuuteen sekä liukenemis- ja siirtoprosesseihin. Jätteen pinnan rakenne ja koko voi vaikuttaa hajoamiseen, samoin mahdollisten toksisten yhdisteiden esiintyminen. Hajottajamikrobeilla voi olla optimilämpötila- ja ph-alue, jossa ne toimivat parhaiten. Esimerkiksi metaanivaiheen kaatopaikan suotovesien ph arvot olivat , redox-potentiaali oli alhaisimmillaan -265 mv ja näytteiden lämpötilat vaihtelivat 35 C:sta 55 o C:een (Roos et al., 1995). Typpi esiintyy jätteissä sekä epäorgaanisessa (ammonium, ammoniakki), että orgaanisessa (proteiini) muodossa. Suotovesistä ja liukoisuuskokeista analysoitujen typpitulosten perusteella kokonaistyppimäärästä 75 % oli ammoniummuodossa. Suotovesien käsittelyn kannalta typpiyhdisteet ovat tärkeitä, sillä ammoniumin hapettuminen nitraatiksi kuluttaa runsaasti happea ja ammoniakki on toksinen yhdiste (Roos et al., 1995). 2.2 Jätejakeet eri ikäisillä kaatopaikoilla Seitsemältä saksalaiselta kaatopaikalta otettujen jätenäytteiden perusteella selvitettiin jätteen laadussa viimeisten 35 vuoden aikana tapahtunutta muutosta sekä jätteen hajoamista jätetäytössä. Seuraavassa nuoriksi kaatopaikoiksi kutsutaan kaatopaikkoja, joille jätteet on läjitetty korkeintaan viisi vuotta sitten ja vanhoiksi kaatopaikkoja, joiden jätteet on läjitetty noin 30 vuotta sitten. Kaatopaikkojen jätteistä % kuiva-aineen (TS) määrästä on raekooltaan pienempää kuin 20 mm. Hienoaineksen määrä oli vanhassa jätteessä suurempi kuin nuoresta jätetäytöstä otetussa näytteessä. Tämä johtui sekä jätteen hajoamisesta kaatopaikkatäytössä että jätteen laadussa tapahtuneista muutoksista (tuhkan määrä) (Kabbe et al., 1997) luvulla jätemäärä henkeä kohti vuodessa oli hieman alle 190 kg:a ja 1990-luvulle tultaessa määrä on noussut lähes 350 kg/hlö*a:een. Biojätteen, puun, nahkan, pahvin ja kiviaineksen määrä yhdyskuntajätteessä henkeä kohti vuodessa on kuluneiden 35 vuoden aikana pysynyt lähes vakiona tai lisääntynyt vain vähän luvulla hienoaineksen (mm. tuhka) osuus yhdyskuntajätteessä oli lähes puolet koko jätemäärästä, noin 100 kg/hlö*a. Hienoaineksen määrä on 1960-luvulta lähtien laskenut huomattavasti ja sen määrä nykyisin on noin 15 kg/hlö*a. Kokonaisjätemäärän lisäys johtuu suurelta osin yhdyskuntajätteen sisältämän paperin ja hienopaperin määrän lisääntymisestä. Jätteen sisältämä paperi on noussut 1970-luvulta lähtien ja 1990-luvun alussa yhdyskuntajätteessä oli noin 150 kg paperia/hlö*a. Myös muovin ja lasin määrä yhdyskuntajätteessä on lisääntynyt viimeisten 35 vuoden aikana (Kabbe et al., 1997). Kaatopaikalta otetuista näytteistä raekooltaan yli 20 mm ollut jäte koostui pääasiassa paperista, tekstiileistä, puusta, muovista, metalleista ja hajoamattomasta (inertistä)

7 6 aineesta. Biokemiallisten prosessien aiheuttama jätteiden hajoaminen vaikuttaa jonkin verran eri jätejakeiden määrään (% TS) eri ikäisissä jätekerroksissa, nuoressa jätteessä on enemmän hajoavaa ainesta jäljellä kuin vanhassa jätteessä. Kuitenkin myös vanhoista jätekerroksista löytyi biologisesti hajoavia aineita, kuten puuta ja paperia. Ilmeisesti olosuhteet kaatopaikalla eivät ole olleet jätteen hajoamiselle suotuisat, esimerkiksi paperia on usein läjitetty niin tiiviisti, että hajotustoiminnalle vapaa pinta-ala on ollut hyvin pieni. Lisäksi puun sisältämä ligniini on huonosti hajoavaa kaatopaikan olosuhteissa. Vanhoilta kaatopaikoilta määritettiin myös suuria määriä haitallisia aineita. Tämä johtui todennäköisesti teollisuusjätteiden läjittämisestä yhdyskuntajätteiden kanssa samaan jätetäyttöön (Kabbe et al., 1997). 2.3 Kiinteiden jätteiden koostumus ja liukoisuuskokeet Seuraavassa eri ikäisistä jätetäytöistä otettuja näytteitä arvioidaan jätteiden kiintoaineen, kiintoaineen liukoisuustestien (DIN S4), kaatopaikkavesien (suoto-, näytteenottokaivantojen vesien) sekä kaatopaikkakaasujen analyysitulosten perusteella Orgaaninen aines Orgaaninen aines määritettiin jätteen hienoaineen (0-8 mm, 8-20 mm) hehkutushäviön (VS), orgaanisen aineen (TOC) ja kemiallisen hapenkulutuksen (COD) perusteella. Näiden parametrien todettiin korreloivan merkittävästi keskenään. Jätteen orgaanisen aineen pitoisuus vähenee kaatopaikan ikääntyessä. Tuoreen jätteen TOC-pitoisuus oli noin 300 gtoc/kgts ja 13 vuotta vanhan jätteen TOC-pitoisuudet vaihtelivat välillä gtoc/kg TS (Roos et al., 1995). Liukoisuuskokeissa jätteistä liukenevan orgaanisen aineksen määrä väheni merkittävästi jätteen ikääntyessä. Nuoresta jätteestä liukeneva TOC-pitoisuus oli keskimäärin 380 mg/l (maks. 900 mg/l), kun yli 30 vuotta vanhasta jätteestä liukeneva TOC-pitoisuus oli keskimäärin enää 30 mg/l. Liukoisuuskokeessa jätteestä liukeneva TOC-pitoisuus on kuitenkin pieni verrattuna jätteen liukenemispotentiaaliin eli jätteen sisältämään orgaaniseen aineeseen (ts. jätteen TOC-pitoisuuteen). Liukoisuuskokeiden tulokset ovatkin lähinnä suuntaa antavia, eivätkä ne kerro jätteestä todellisuudessa, pitkällä aikavälillä vapautuvaa haitta-aineiden määrää. Nuoresta jätteestä liukeneva TOCpitoisuus vastaa vain 1.9 %:a (maks. 3.5 %) jätteen TOC:sta ja vanhasta jätteestä liukeneva TOC-pitoisuus oli keskimäärin 0.2 % TOC:sta. Liukoisuudessa tapahtuva muutos johtuu helposti hajoavan orgaanisen aineen määrässä tapahtuvasta muutoksesta. Ensimmäisten kuukausien ja vuosien aikana jätteen hajoaminen on nopeaa ja veteen hyvin liukenevat orgaaniset hapot aiheuttavat liukoisuuskokeen korkean orgaanisen aineen pitoisuuden ja suuremman liukenemispotentiaalin (Kabbe et al., 1997; Roos et al., 1995). Liukoisuuskokeissa määritetyt COD-arvot olivat saman suuntaisia kuin TOC-pitoisuudet, mutta noin kolme kertaa suurempia. Nuoresta jätteestä tehdyn liukoisuuskokeen perusteella liukenevan orgaanisen aineen BOD/COD-suhde oli > 0.4. Jätteen ikääntyessä tämä suhde muuttuu, ja on n. 30-vuottta vanhalle jätteelle noin Nuoresta jätteestä liukeneva BOD 5 -pitoisuus oli korkea, noin 1000 mg/l, mutta vanhassa jätteessä

8 7 liukenevaa BOD:ta oli vähän, noin 10 mg/l. Kemiallisesti ja biokemiallisesti hajoamattomien yhdisteiden (esimerkiksi rasvaliukoiset hiiliyhdisteet) pitoisuuksissa ei tapahdu merkittäviä muutoksia kaatopaikan ikääntyessä (Kabbe et al., 1997). Kun jätteen hajoaminen on hidastunut ja saavuttanut tasaisen metaanivaiheen, vähenee suotoveteen liukenevien orgaanisten aineiden määrä ja aineiden siirtyminen kaasufaasiin, metaanina ja hiilidioksidina lisääntyy. Hajoavista hiiliyhdisteistä yli 90 % voi levitä ympäristöön kaasufaasin välityksellä (Kabbe et al., 1997). Jätteen orgaanisen aineen hajotessa biokemiallisissa prosesseissa, pienenee kiinteän jätteen hienoaineksen (d < 20 mm) hehkutushäviö jätetäytön vanhetessa (nuori jäte VS noin 35 % TS:sta, vanha jäte VS < 20 % TS:sta). Myös laskennallisesti määritetyn kokonaisjätteen (ei raekokoerottelua) hehkutushäviö pienenee jätteen vanhetessa, mutta hehkutushäviö on koko ajan hieman suurempi (noin 5 % -yksikköä) kuin jätteen hienoaineksen hehkutushäviö. Ero johtuu todennäköisesti muovista, jota on kokonaisjätteessä enemmän kuin hienoaineessa. Kaatopaikkalainsäädännössä (TASi) jätteen kaatopaikkakelpoisuus määritellään mm. hehkutushäviön perusteella, joka ei saisi olla kaatopaikkaluokassa II suurempi kuin 5 % TS:stä. Yli 30 vuoden kaatopaikkaläjityksen aikana jätteen hehkutushäviö eli orgaanisen aineen määrä ei ole vielä vähentynyt uuden lainsäädännön vaatimiin arvoihin (Kabbe et al., 1997). Heyerin ja Stegmannin (1997) tekemissä kokeissa tuoreessa, juuri läjitetyssä jätteessä helposti (12 % korjatusta VS:stä; Amin ja Lepom, 1995) tai keskinkertaisesti (28 %) hajoavaa ainesta on paljon verrattuna kahdeksan vuotta vanhaan yhdyskuntajätteeseen, jossa näiden molempien jakeiden osuus oli 4.8 %. Vaikeasti hajoavan jätteen määrässä ei tapahtunut yhtä suurta muutosta, tuoreessa jätteessä sitä oli 13 % ja vanhassa 11.5 %. Epäorgaanisen aineksen määrä jätteessä (kuiva-aineesta laskettuna) lisääntyi 47 %.sta 79 %:iin jätteen hajotessa kaatopaikalla. Jätteen kuiva-aineesta määritetyn hehkutushäviön osuus eli orgaanisen aineksen määrä puolittui noin kuudessa vuodessa jätteen läjityksestä laskettuna. Muutamissa jätepenkereen pintakerroksesta otetuissa näytteissä VS-pitoisuudet olivat pienempiä kuin syvemmältä otetuissa näytteissä. Ilmeisesti penkereen pinnassa jätteet ovat pidempään aerobisissa olosuhteissa ja hajoaminen on nopeampaa kuin syvemmällä jätetäytössä anaerobisissa olosuhteissa. Myös jätteen laatu ja kaatopaikan olosuhteet vaikuttavat hehkutushäviön suuruuteen. Jos kaatopaikalle on läjitetty paljon vaikeasti hajoavaa jätettä tai jätteen kosteuspitoisuus on ollut orgaanisen aineen hajoamisen kannalta liian alhainen, pysyy hehkutushäviön osuus korkeana (30 %) vielä vanhassakin (yli 30 v) jätteessä, vaikka sen olisi pitänyt vähentyä noin 10 %:iin (Heyer ja Stegmann, 1997). Stegmann ja Heyer (1995) tutkivat kiinteän jätteen koostumusta eri ikäisissä jätetäytöissä (taulukko 2). Ennen analyysejä suuret kivet, lasin palaset ja muovit (d > 100mm) eroteltiin muiden jätteiden joukosta. Pois eroteltu aines oli noin 5-10 % jätteen massasta. Vesipitoisuus on määritetty heti näytteenoton jälkeen ja se on orgaanisen aineen hajoamisen kannalta riittävän korkeita. Myös näytteenottokaivannoista mitatut lämpötilat (30-40 o C) osoittavat hyviä olosuhteita biologiselle toiminnalle.

9 8 Taulukko 2. Kiinteän jätteen laatu eri ikäisissä jätepenkoissa (Stegmann ja Heyer, 1995) Näyte B1N13 B1N16 B1N17 B2Z4 B2Z8 B2Z15 B3S4 B3S8 B3S12 B3S16 Tuore jäte Näytteenottosyvyys / läjitysvuosi 11 m - 15 m 1981/82 15 m - 17 m 1980/81 17 m (pohja) m m 1987/ m 1987/ m m m 1988/90 8 m m 1986/87 16 m 1986/87 VS (paino-%) C (paino-%) N (paino-%) Kosteus (%) ph n. 52 n. 31 n. 0.9 B1= näytteenottokaivanto 1 jne. N = kaatopaikka-alueen pohjoislaidalla, Z = alueen keskellä, S = alueen etelälaidalla Tuoreeseen jätteeseen verrattuna orgaanisen aineen pitoisuus (VS ja TOC) on vähentynyt kaatopaikalla huomattavasti. Näytteissä B1N17, B2Z4 ja B3S3 on todennäköisesti muita näytteitä enemmän inerttiä, hajoamatonta ainesta. Näytteistä määritetyt raskasmetallipitoisuudet olivat yhtä tulosta lukuun ottamatta (Ni näytteessä B2Z15) puhdistamolietteelle asetettujen raja-arvojen alapuolella. Suurin osa raskasmetalleista oli raekooltaan 40 mm pienemmässä aineksessa (Stegmann ja Heyer, 1995) Typpiyhdisteet Kiinteän jätteen (raekoko < 20 mm) typpipitoisuus ei muutu yhtä johdonmukaisesti kuin orgaanisen aineen pitoisuus. Ensimmäisten vuosien aikana typpipitoisuus näyttäisi laskevan, mutta kääntyy sitten nousuun. Tuoreesta jätteestä määritetyt typpipitoisuudet olivat 4-18 g/kgts:sta ja 15 vuodessa jätteen typpipitoisuus oli vähentynyt noin puoleen alkuperäisestä arvosta. Yli 30 vuotta vanhan jätteen typpipitoisuudet olivat korkeampia kuin tuoreen jätteen typpipitoisuudet (ka g/kgts). Jätteen typpipitoisuuden väheneminen johtuu biokemiallisista hajoamisprosesseista sekä liukenemisesta kaatopaikan suotoveteen. Ilmeisesti jätteen helposti ja vaikeasti hajoavan orgaanisen aineen ja typen määrissä tapahtuva muutos vaikuttaa näytteistä analysoituihin

10 9 typpipitoisuuksiin. Ensimmäisinä vuosina jätteen helposti hajoavan orgaanisen aineen määrä vähenee nopeasti, jolloin myös jätteen määrä vähenee merkittävästi. Kun hajoaminen hidastuu, hidastuu myös jätteen määrän väheneminen, ja vaikka typpeä poistuu koko ajan suotoveteen liuenneena sen jätteen kuiva-ainetta kohti laskettu pitoisuus voi jopa nousta kaatopaikan ikääntyessä. Myös kaatopaikoille läjitetyt puhdistamolietteet voivat vaikuttaa merkittävästi kaatopaikalta liukenevaan typpeen (Roos et al., 1995; Kabbe et al., 1997). Myös typpiyhdisteiden liukoisuus muuttuu jätteen ikääntyessä. Muutamaa poikkeavaa tulosta lukuun ottamatta liukenevan typen määrä vähenee kaatopaikan ikääntyessä. Yli 30 vuotta vanhassa jätteessä liukenevaa typpeä on vain noin 3 %:a kiinteän jätteen typpipitoisuudesta. Nuoremmista jätteistä (8 vuotta) saatiin liukoisuuskokeissa satunnaisesti poikkeuksellisen korkeita arvoja, jopa 80 %:a typestä oli liukenevaa. Koska monista yli 30 vuotta vanhoista jätenäytteistä määritettiin korkeita typpipitoisuuksia, voidaan typpeä pitää yleisesti huonosti liukenevana (Roos et al., 1995; Kabbe et al., 1997) Epäorgaaniset aineet ja muut haitalliset aineet Epäorgaanisten aineiden määrä jätteessä vähenee nopeasti liukenemisen ja laimenemisen seurauksena sen jälkeen, kun ne ovat siirtyneet vesifaasiin. Veteen hyvin liukenevat ionit, kuten Na +, NH 4 + tai Cl - siirtyvät jo ensimmäisinä vuosina jätteen läjityksen jälkeen kiintoaineesta kaatopaikan suotoveteen. Kiinteiden jätteiden (d < 20 mm) raskasmetallipitoisuudet ylittivät jonkin verran lainsäädännössä asetetut raja-arvot. Eniten raja-arvo ylitettiin kuparin ja sinkin kohdalla. Liukoisuuskokeissa raskasmetalleja liukeni vain vähän (Roos et al., 1995; Kabbe et al., 1997) Jätteiden biohajoavuus Anaerobisissa kaasuntuottokokeissa (DIN S8) 28 vuorokauden aikana saavutettu kaasuntuottopotentiaali oli vain prosenttia jätteen alkuperäisestä kaasuntuottopotentiaalista. Kaatopaikalla tapahtuneet biokemialliset prosessit olivat merkittävästi vähentäneet jätteen kaasuntuottopotentiaalia. Kaasuntuottopotentiaalin väheneminen ei ollut kuitenkaan suoraan riippuvainen jätteen iästä, 30 vuotta vanhasta jätteestä saatettiin kokeessa saada korkeampi kaasuntuottopotentiaali kuin tuoreemmasta, 14 vuotta vanhasta jätteestä. Jätteen iän lisäksi kaasuntuottopotentiaaliin vaikuttaa jätteen laatu ja kaatopaikan olosuhteet, esimerkiksi vesipitoisuus. Tuoreesta jätteestä (viisi vuotta) määritetty alhainen kaasuntuottopotentiaali johtui jätteen (d < 20 mm) suuresta kiviaineen määrästä. Myös aerobisissa olosuhteissa tehty hapenkulutuskoe (Sapromat) osoitti tuoreelle jätteelle suurempaa hapenkulutusta kuin vanhalle jätteelle. Koeaikaa jatkettaessa hapenkulutus väheni, mutta hapenkulutus ja biohajoaminen jatkuvat kuitenkin hitaasti pitkän aikaa (Kabbe et al., 1997).

11 Kaatopaikan suotovesi eri ikäisissä jätetäytöissä Kaatopaikan suoto- ja näytteenottokaivantojen vesistä määritetyt orgaanisten aineiden pitoisuudet vähenivät jätetäytön ikääntyessä. Tulokset olivat saman suuntaisia, mutta orgaanisten aineiden pitoisuudet olivat korkeampia kuin jätteen hienoaineen liukoisuuskokeissa saadut tulokset. Suotoveden sekä näytteenottokaivantojen vesien laadun arviointi jätteen iän mukaan oli vaikeaa. Näytteenottokaivannoissa vesiä valui nuoremmista, päälle läjitetyistä jätekerroksista jätetäytön pohjalle vanhan jätteen päälle. Myös suotoveden erottelu eri ikäisten jätealueiden mukaan oli vaikeaa. Tutkittaessa eri ikäisten jätteiden vaikutusta kaatopaikkavesiin, varmemmat tulokset saadaan ottamalla näyte näytteenottokaivannosta. Suotovesistä määritetyt pitoisuudet (esim. TOC) olivat yleensä pienempiä kuin mitä vastaavista näytteenottokaivannoista määritettiin. Tämä johtuu todennäköisesti siitä, että suotoveden kontaktiaika jätteen kanssa on ollut lyhyempi kuin näytteenottokaivannon veden. Myös suotoveden mahdollinen laimeneminen muilla vesillä esimerkiksi pintavalunnan vesillä on mahdollista (Kabbe et al., 1997). Yleensä orgaanisen aineen pitoisuudet olivat pieniä vanhoissa jätetäytöissä, mutta satunnaisesti mitattiin myös korkeita arvoja. Kokonaistyppipitoisuus oli noin kymmenen kertaa korkeampi kuin vastaavan ikäisistä jätteistä liukoisuuskokeessa saadut arvot. Koska kaatopaikkatäytön typpiyhdisteet vähenevät pääsääntöisesti vain hitaasti liukenemalla suotovesiin, määräävät typpiyhdisteet kaatopaikan sulkemisen jälkeisen hoito- ja seuranta-ajan (Kabbe et al., 1997). Kaatopaikkavesistä määritetyt raskasmetallipitoisuudet ylittivät satunnaisesti toksiseksi määritellyt pitoisuudet. Muiden haitallisten aineiden pitoisuudet olivat yleensä pieniä. Ajoittain kaatopaikkavesissä oli kuitenkin kohonneita haitta-aine-pitoisuuksia, esim. polysyklisiä aromaattisia hiilivetyjä (PAH), jos alueelle oli läjitetty PAH:lla saastunutta maata tai tervaa sisältäviä jätteitä. Suoto- ja näytteenottokaivantojen vesien fenolikonsentraatiot olivat välillä µg/l. Näytteiden keskiarvo 140 µg/l alitti kaatopaikkaluokalle I liukoisuuskokeen kriteeriksi asetetun arvon. Syanidipitoisuudet kaikissa kaatopaikkavesissä alittivat määritysrajan (0.02 mg/l). Suotovesien ja näytteenottokaivantojen vesien AOX-pitoisuudet olivat mg/l ja ne alittivat keskimääräisesti kaatopaikoille asetetut suositusarvot (Kabbe et al., 1997). Toksisuuskokeet Koostumukseltaan hyvin epähomogeenisten kaatopaikkavesien tutkimuksessa voidaan toksisuuskokeilla päästä sellaisten haitta-aineiden jäljille, joita eivät näy rutiininomaisissa kemiallisissa analyyseissä. Jos toksisuuskokeessa saadaan muihin analyyseihin nähden poikkeava tulos voidaan kemiallisia analyysejä laajentaa, jolloin haitta-aine todennäköisesti löytyy. Toksisuuskokeissa valobakteerit reagoivat herkemmin kaatopaikkavesien toksisuuteen ja tuloksena oli suurempia laimennuskertoimia kuin Daphnia -kokeissa. Toksisuustesteille annettu laimennuskertoimen raja-arvo, 4 ylitettiin lähes kaikissa suoto- ja näytteenottokaivantojen vesillä tehdyissä kokeissa. Liukoisuuskokeissa vesien toksisuudet olivat alhaisempia kuin suoto- ja näytteenottokaivantojen vesien toksisuudet. Vanhoista jätteistä tehdyt liukoisuuskokeet osoittivat pienempää toksisuutta kuin nuorista jätteistä tehdyt kokeet (Kabbe et al., 1997).

12 11 3 JÄTTEIDEN HAJOAMINEN LABORATORIOKOKEISSA Koska jätteiden hajoaminen kaatopaikalla voi kestää jopa satoja vuosia, kokeissa tutkittiin tulevaisuuden jätettä, jota kaatopaikoilla ei vielä ole. Kokeissa tutkittiin jätteiden hajoamista laboratoriossa kaatopaikkasimulaattorireaktorissa. Kaatopaikkareaktorissa jäte hajoaa optimiolosuhteissa (vesipitoisuus, lämpötila), jolloin hajoaminen kaatopaikan olosuhteisiin verrattuna on huomattavasti nopeampaa. Myös olosuhteiden valvonta ja muuttaminen sekä syntyvän suotoveden ja kaatopaikkakaasun talteenotto on yksinkertaista (Stegmann ja Heyer, 1995; Höring at al., 1996). Jätteiden hajoamista kaatopaikkareaktorissa voidaan tarkastella teoreettisesti laskemalla vesi/kuiva-aine suhde (W/F). Vesi/kuiva-aine-kerroin kuvaa jätteen läpi suodattuneen veden kokonaismäärää verrattuna jätteen kuiva-aineen määrään. Koereaktorissa jäte huuhtoutuu 139 kertaa enemmän kuin kaatopaikalla, jolloin esimerkiksi kaatopaikalla 66 vuoden aikana tapahtuva hajoaminen (W/F-arvo 1 l/kgts) saavutetaan laboratoriossa kaatopaikkareaktorissa hieman alle puolessa vuodessa (Höring at al., 1996). Heyer ja Stegmann (1997) (myös Stegmann ja Heyer, 1995) tutkivat eri ikäisistä kaatopaikkakerroksista otettujen jätteiden hajoamista kaatopaikkareaktorissa. Suotoveden orgaanisen aineen pitoisuus (määritys COD ja BOD) väheni koeajan edetessä. Koska jätteet oli otettu metaanivaiheen kaatopaikoilta (jäte 8-11 vuotta, vuotta) oli suotoveden BOD/COD-suhde heti ensimmäisen näytteen jälkeen pienempi kuin 0.1. Typpiyhdisteiden pitoisuudet vähenivät hitaammin kuin orgaanisen aineen pitoisuudet. Suotoveden typpi oli pääasiassa ammoniumtyppenä. Suolojen, kuten kloridin pitoisuus vähenee nopeasti, sillä se ei ole riippuvainen biohajoamisesta vaan veden kierrätyksestä ja laimenemisesta (Heyer ja Stegmann, 1997). Laboratorio-olosuhteissa tehtyjen kokeiden perusteella yhdyskuntajätteen vesifaasin aiheuttama kokonaiskuormitus jaettiin kolmeen eri ryhmään: Ryhmä A Kaatopaikalla ennen näytteen ottoa aiheutunut kuormitus Ryhmä B Laboratoriokokeiden aikainen kuormitus Ryhmä C Kaatopaikan hoidon päätyttyä pitkällä aikavälillä aiheutuva kuormitus. Taulukossa 3 esitetään laboratoriokokeiden perusteella eri kuormitusvaiheille saatuja lukuarvoja. Kokeessa käytetyn kaatopaikan jäte oli läjitetty 8-13 vuotta sitten (Heyer ja Stegmann, 1997).

13 12 Taulukko 3. Jätteiden hajoamisen eri vaiheissa (A-C) muodostuvan suotoveden kuormitus (Heyer ja Stegmann, 1997) COD k-a TKN k-a Cl k-a Parametri Kokonaiskuormitus A- C (mg/kg TS) Kuormitusvaihe B - C (mg/kg TS) B C (% A - C:sta) Kuormitusvaihe C (mg/kg TS) Kaatopaikan vaatima hoitoaika on laskettu seuraavien raja-arvojen perusteella: COD 200 mg/l (51. Anhang, 1996) TKN 70 mg/l (51. Anhang, 1996) Cl 100 mg/l (Sveitsin päästöraja, 1989) C (% A - C:sta) Tulosten perusteella jätteen sisältämästä orgaanisesta aineesta oli lähes 90 % hajonnut kaatopaikalla ennen laboratoriokokeiden alkua. Sen sijaan typpiyhdisteistä oli hajonnut vasta hieman yli 30 %. Kun suotovedelle asetetut raja-arvot saavutetaan, on jätteen orgaaninen aines kulunut lähes loppuun (jäljellä alle 3 %), mutta jätteessä on vielä sitoutuneena typpeä ja klooria (12-19 %) (Heyer ja Stegmann, 1997). Kaatopaikan vaatima hoitoaika voidaan laskea kaavalla (Heyer ja Stegmann, 1997): C = C * e t 0 k*( t T0 ) missä C t = pitoisuus hetkellä t (mg/l) C 0 = pitoisuus kokeen (suotoveden kierrätyksen) alkaessa (mg/l) k = kerroin = ln2/t 1/2 T 1/2 = puoliintumisaika (d) t = koeaika (d) = kokeen (suotoveden kierrätyksen) alkamishetki (d) T 0 Orgaanisen aineen ja kloorin vaatima hoitoaika ennen raja-arvon saavuttamista on vuotta, mutta typpiyhdisteet vaativat jopa vuotta ennen kuin suotovedelle asetettu raja-arvo saavutetaan. Kaatopaikan vaatiman hoitoajan tarkka ennustaminen on vaikeaa, sillä haitta-aineiden puoliintumisajan on todettu kasvavan ajan funktiona. Nuoressa jätteessä on paljon helposti ja keskinkertaisesti hajoavaa ainesta, jolloin puoliintumisaika on suhteellisen lyhyt. Kun vaikeasti hajoavat aineet alkavat hajota, lisääntyy puoliintumisaika. Myös kaasufaasin kautta kulkeutuvat hajoamistuotteet vaikuttavat vesifaasin kautta liukenevien aineiden poistumisen arviointiin (Heyer ja Stegmann, 1997).

14 13 4 JÄTTEIDEN ESIKÄSITTELYN VAIKUTUS KAATOPAIKKAVESIIN Suurin osa sekajätteestä (Restmüll) sijoitetaan vielä tällä hetkellä ilman esikäsittelyä kaatopaikoille. Uuden jätehuoltolainsäädännön mukaan tämä ei ole kuitenkaan enää mahdollista vuoden 2005 jälkeen. Jätteenkäsittelyn tulevaisuuden suuntana onkin sekajätteen poltto jätteenkäsittelylaitoksella tai muu soveltuva esikäsittely ennen kaatopaikkasijoitusta. Poltossa syntyvä tuhka pyritään ohjaamaan hyötykäyttöön tai, jos sellaista ei ole, se sijoitetaan kaatopaikalle. Vuonna 1991 polttolaitoksista tuli noin 2.8 milj. tonnia tuhkaa, josta milj. tonnia päätyi hyötykäyttöön. Polttolaitoksen tuhkaa voidaan käyttää rakennusmateriaalina kaatopaikan ulkopuolisissa kohteissa (tiet, meluaidat, patovallit) tai kaatopaikan rakenteissa (tiet). Koska jätteenpolttolaitoksen investointi- ja käyttökustannukset ovat huomattavat korkeat, on Saksassa tutkittu myös muita mahdollisia esikäsittelymenetelmiä esimerkiksi sekajätteen mekaanis-biologista käsittelyä. Mekaanis-biologisella esikäsittelyllä voidaan nopeuttaa jätteen hajoamista kontrolloiduissa olosuhteissa, jolloin jätteen kaatopaikalla aiheuttamat päästöt (kaatopaikkakaasuihin ja suotoveteen) vähenevät merkittävästi käsittelemättömään jätteeseen verrattuna. Toistaiseksi käytössä olevalla mekaanis-biologisella käsittelytekniikalla ei kuitenkaan päästä lainsäädännössä (TASi) annettuihin rajaarvoihin, joita tulevaisuudessa kaatopaikalle sijoiteltavalta jätteeltä vaaditaan. Mekaanisbiologisen esikäsittelyn tehostaminen tai täydentäminen muilla menetelmillä (poltto) voi auttaa asetettujen raja-arvojen saavuttamista. Termisesti tai mekaanis-biologisesti esikäsiteltyjen jätteiden ympäristöhaittoja vertailtaessa on kaatopaikkojen aiheuttamien päästöjen lisäksi huomioitava myös esikäsittelyn aikana syntyvät päästöt (Förstner ja Hirschmann, 1995; Stegmann et al., 1995; Affüpper et al., 1998). 4.1 Mekaaninen esikäsittely / mekaanis-biologinen esikäsittely Sekajätteen mekaanisessa esikäsittelyssä poistetaan jätteestä haitalliset aineet sekä jätteet, joiden polttoarvo on korkea tai joita voidaan käyttää raaka-aineena. Jäljelle jäänyt jäte murskataan tasalaatuiseksi ja ohjataan biologiseen käsittelyyn tai läjitetään kaatopaikalle ilman jälkikäsittelyä. Mekaaninen esikäsittely parantaa jätteen läjitysominaisuuksia (mm. tiivistämistä) ja vähentää jätetäytön epätasaisesta painumisesta aiheutuvia haittoja (mm. peittorakenteen rikkoutumista). Jätteen raekoon pienentäminen lisää ominaispinta-alaa, jolloin hajottajamikrobien toiminta tehostuu (Ehrig ja Scheelhaase, 1995; Stegmann et al., 1995). Mekaanista esikäsittelyä seuraava biologinen vaihe voi tapahtua aerobisesti kompostoimalla tai anaerobisesti mädättämällä. Biologisella käsittelyllä saavutettu orgaanisen aineen poisto riippuu merkittävästi käsittelylaitoksen teknisestä tasosta ja käsittelyajasta sekä jätteen helposti hajoavan orgaanisen aineen määrästä. Kompostoimalla päästään noin 50 % orgaanisen aineen poistoon, mutta jos hajoamattoman orgaanisen aineen (muovin) erilliskeräystä tehostetaan voidaan kompostoimalla saavuttaa parempi käsittelytulos. Biologisen esikäsittelyn seurauksena jätteellä ei ole enää happovaiheen hajoamista kaatopaikalla, jolloin syntyvissä kaatopaikkavesissä ei ole korkeita orgaanisen aineen pitoisuuksia. Suotoveden epäorgaanisten suolojen ja typen pitoisuudet sen sijaan nousevat, mutta näiden yhdisteiden poistuminen kaatopaikalta tapahtuu nopeammin. Biologinen esikäsittely vähentää kaatopaikan hajuhaittoja ja kaatopaikkakaasujen määrää jopa 90 %:lla.

15 14 Mekaanisesti käsitelty jäte vaatii noin 70 % ja mekaanis-biologisesti käsitelty jäte enää noin 40 % siitä tilavuudesta, mitä jäte olisi vaatinut ilman esikäsittelyä. Koska kaatopaikan painumat mekaanis-biologisen käsittelyn jälkeen ovat pieniä, voidaan kaatopaikka peittää ja maisemoida aikaisemmin kuin ilman esikäsittelyä läjitetyn jätteen kaatopaikka. Mekaanis-biologisesti käsitelty jäte voitaisiin läjittää myös nk. kuivalle kaatopaikalle, mutta tällaisista kaatopaikoista ei ole vielä riittävästi kokemuksia (Ehrig ja Scheelhaase, 1995; Stegmann et al., 1995). Thome-Kozmiensky (ref. Amin ja Lepom, 1995) on jakanut kompostoinnin aikana hajoavat aineet eri ryhmiin niiden biohajoavuuden mukaan: - helposti hajoavat aineet (sokeri, tärkkelys, hemiselluloosa, erilaisia proteiineja) - pitkällä aikavälillä ja tietyissä olosuhteissa hajoavat aineet (selluloosa, rasva, valkuaisaineet) - kompostoinnin aikana hajoamattomat aineet (ligniini, keratiini) - biologisesti hajoamattomat aineet, inertit aineet (hiili, koksi, kumi, nahka, suurin osa muoveista). Stegmann et al. (1995) tekemissä kokeissa tutkittiin laboratoriossa sekajätteiden mekaanis-biologista esikäsittelyä aerobisissa olosuhteissa 20 viikon ajan. Kompostoinnin aikana jätteen massa väheni 31 % ja vesipitoisuus laski 49 %:sta 32 %:in. Eniten väheni biojätteen määrä, joka putosi noin 10 %:sta 1 %:in (paino-%). Myös paperin, pahvin, vaippojen ja muiden hygieniajätteiden määrä väheni merkittävästi. Käsittelyn seurauksena jätteen läjitystiiveys kasvoi 0.85 Mg/m 3 :sta noin 1.3 Mg/m 3 :aan. Myös kompostoinnin kuluttama happimäärä mitattiin. Kokeen alkaessa hapenkulutusaktiivisuus oli mgo 2 /gts, mutta se väheni ensimmäisten viikkojen aikana jyrkästi ja 80:n koepäivän jälkeen hapenkulutusaktiivisuus vakiintui tasolle 10 mgo 2 /gts. Mekaanisbiologisen esikäsittelyn jälkeen jätteen hehkutushäviö oli %, kun se ennen kompostointia oli ollut 62 %. Laboratoriossa tutkittiin pitkälle lajiteltujen ja erilaisilla mekaanis-biologisilla menetelmillä käsiteltyjen sekajätteiden laatua. Jätteen orgaanisen aineen määrä oli vähentynyt eniten pilot-laitoksessa käsitellyssä jätteessä, jonka hehkutushäviön arvo oli vähentynyt alkuperäisestä 44 %:sta 15 %:iin (vähenemä 66 %). Pilot-laitoksessa jätteen mekaanista pienennystä ja seulontaa seurasi kolmen viikon mädätysjakso ja noin kahdeksan kuukauden kompostointi avoimessa kompostissa. Täyden mittakaavan laitoksella orgaaninen aines ei vähentynyt yhtä paljon, jätteen VS-pitoisuus oli ennen käsittelyä 58 % ja käsittelyn jälkeen 43 % (vähenemä 26 %). Pilot-laitoksessa saatu tulos edustaa optimiolosuhteissa mekaanis-biologisella käsittelyllä saavutettavaa orgaanisen aineen poistoa. Jätteen hehkutushäviö ja hapenkulutusaktiivisuus eivät vähentyneet yhtä paljon mekaanis-biologisessa käsittelyssä. Pilot-laitoksessa jätteen hehkutushäviö väheni käsittelyn aikana 66 %, mutta hapenkulutusaktiivisuus väheni 93 %. Ero johtui todennäköisesti jätteen helposti hajoavan orgaanisen aineen hajoamisesta kompostoinnin aikana. Vaikeasti hajoava orgaaninen aines ei näy hapenkulutusaktiivisuuden arvossa yhtä hyvin kuin hehkutushäviössä (Brinkmann et al., 1995). Polysykliset aromaattiset hiilivedyt (PAH) ovat huonosti liukenevia, mutta adsorboituvat helposti orgaaniseen aineeseen. PAH-yhdisteet eivät häviä kaasufaasin välityksellä ja myös niiden biohajoaminen on vähäistä. PAH-pitoisuudet ylittivät muutaman näytteen kohdalla Berliinin listan asettaman raja-arvon 1 mg/kg maata, mutta alittivat selvästi Hollannin listan raja-arvon 20 mg/kg maata. Yhdestä näytteestä mitattu

16 15 poikkeuksellisen korkea PAH-pitoisuus aiheutui todennäköisesti näytteessä olleesta tuhkasta. Polykloorautuneiden bifenyylien (PCB) pitoisuudet olivat alhaisia. Vain yhdestä näytteestä mitattiin Berliinin listan raja-arvon, 1 mg/kg maata ylittävä PCB-pitoisuus. PCB-pitoisuudet vähenivät jonkin verran käsittelyn aikana. Raskasmetalleista lyijyn, kuparin ja sinkin pitoisuudet olivat muutamien näytteiden kohdalla Hollannin listan raja-arvojen yläpuolella (Brinkmann et al., 1995). Brinkmann et al. (1995) tutkivat myös käsittelemättömän, mekaanisesti ja mekaanisbiologisesti käsiteltyjen jätteiden hajoamista kaatopaikkareaktorissa ja syntyneiden suotovesien toksisuutta. Toksisuutta tutkittiin valobakteereilla (GL20 = 20 % kuolema) ja krassilla (GL30 = 30 % kuolema). GL-30-arvot olivat suurempia (krassi oli herkempi suotovesien aiheuttamalle toksisuudelle) kuin GL20-arvot. Tulosten perusteella mekaanisesti esikäsitellyn jätteen biologinen esikäsittely vähentää suotoveden orgaanisen aineen kuormituksen lisäksi myös vesien toksisuutta. Toksisuus väheni sitä enemmän mitä tehokkaampi biologinen esikäsittelymenetelmä oli. Käsittelemättömän ja vain mekaanisesti käsitellyn jätteen GL20-arvot vaihtelivat 500:n ja 260:n välillä. Tehokkaan mekaanis-biologisesti käsitellyn jälkeen GL20-arvot olivat <10. Höring et al. (1996) tekemissä kokeissa mekaanis-biologisesti esikäsitellyn sekajätteen aiheuttamia päästöjä verrattiin käsittelemättömän (vain mekaaninen esikäsittely) jätteen aiheuttamiin päästöihin. Kokeet tehtiin anaerobisissa olosuhteissa kaatopaikkareaktorissa, ja ennen kokeiden aloittamista tutkituista jätteistä poistettiin paperi, lasi, tekstiilit, metallit ja puutarhajäte sekä biojäte. Sekajätteen mekaanisbiologisella esikäsittelyllä voitiin kaatopaikan aiheuttamia haittoja vähentää huomattavasti. Lakiehdotuksen (TA Siedlungsabfall) kaatopaikkaluokalle II antamia suosituksia kiinteän jätteen hehkutushäviön ja TOC-pitoisuuden suhteen ei kuitenkaan saavuteta mekaanis-biologisella käsittelyllä. Sen sijaan liukoisuuskokeelle annetut rajaarvot saavutettiin lähes kaikkien tarkkailuparametrien kohdalla, ainoastaan TOCpitoisuudet ylittävät raja-arvon. Käsittelemättömän jätteen suotoveden orgaanisen aineen pitoisuus pysyi pitkään (yli 100 d) korkealla, yli mgcod/l. Korkea orgaanisen aineen pitoisuus aiheutui helposti hajoavista orgaanisista haihtuvista rasvahapoista (VFA). Kaatopaikkatäytössä tällainen korkea kuormitus on yleensä syvällä jätetäytössä ainakin osittain anaerobisissa olosuhteissa. Sekajätteen helposti hydrolysoituvan osan hajotessa suotoveden ph on alhainen ja kaasun tuotanto on vähäistä. Noin 150 koepäivän jälkeen käynnistyi jätteen intensiivinen kaasuntuotto, ja suotoveden orgaanisen aineen ja typen pitoisuudet alkoivat laskea. Myös suotoveden ph alkoi nousta ja veden BOD/COD suhde pieneni. Koska mekaanis-biologisesti esikäsitellyn jätteen helposti hajoavan ja hydrolysoituvan aineksen määrä oli vähäinen käsittelemättömään jätteeseen verrattuna, olivat suotoveden haittaaineiden pitoisuudet heti koejakson alusta alkaen alhaisempia (Höring at al., 1996). Käsittelemättömän sekajätteen kaasuntuottopotentiaali on l/kg TS. Mekaanisbiologisesti käsitellyn jätteen kaasuntuotanto on huomattavasti alhaisempi, 0-15 l/kg TS. Mekaanis-biologisen esikäsittelyn ansiosta jätteen kaasuntuottopotentiaalia voidaan vähentää 90 - lähes 100 %, suotoveden orgaanisen aineksen kuormitusta voidaan vähentää noin 95 %:lla ja typpiyhdisteiden kuormitusta % (Höring at al., 1996). Sovellettaessa kokeessa saatua vesi/kuiva-aine-kerrointa todellisiin, kaatopaikoilla havaittuihin tuloksiin, pitäisi käsittelemättömän jätteen happovaiheen (korkea orgaanisen

17 16 aineen kuormitus) kestää kaatopaikalla huomattavasti pidempään, kuin mitä sen on käytännössä todettu kestävän. Sen sijaan mekaanis-biologisesti esikäsitellylle jätteelle kokeissa saatu arvo pätee suhteellisen hyvin, sillä orgaanisen aineen liukeneminen jätteestä suotoveteen tapahtuu pääasiassa fysikaalisten (huuhtelu) prosessien kautta (Höring at al., 1996). Kun jätteen nopea, intensiivinen hajoamisvaihe on ohi (W/F-arvo 2 l/kg TS saavutetaan) tapahtuu käsittelemättömän jätteen hajoaminen yhtä hitaasti kuin mekaanis-biologisesti esikäsitellyn jätteen hajoaminen ja molempien jätteiden suotovedet ovat lähes samanlaisia. Yhdyskuntajätteen mekaanis-biologinen esikäsittely ei juurikaan lyhennä kaatopaikan vaatimaa hoitoaikaa, mutta alentaa suotovesien kuormitusta kaatopaikan ensimmäisinä toimintavuosina. Vaikka mekaanis-biologisesti esikäsitellystä jätteestä suotoveteen liukenevien haitta-aineiden pitoisuudet ovat alhaisempia kuin käsittelemättömällä jätteellä, ovat suotovesien COD-arvot ja typpipitoisuudet kuitenkin suositusraja-arvojen yläpuolella (Höring at al., 1996). Käsittelemättömän jätteen suotoveden kautta aiheuttama kuormitus on noin g COD/kgTS ja g N/kgTS. Mekaanis-biologisen käsittelyn jälkeen suotoveden kuormitus on 3-6 g COD/kgTS, eikä typen aiheuttamaa kuormitusta vielä tiedetty (Brinkmann et al., 1995: g N/kgTS). Koska mekaanis-biologisesti esikäsitellyn jätteen kuormitus aiheutuu vaikeasti biohajoavasta aineksesta, on vesien vaatima käsittelyaika pitkä (vuosikymmeniä - vuosisatoja). Mekaanis-biologista esikäsittelyä pitäisikin kehittää niin, että myös keskinkertaisesti ja vaikeasti hajoavat ainekset saadaan poistettua ennen kaatopaikkasijoitusta (Höring at al., 1996). Suotoveteen liuenneet PAH- ja PCB-pitoisuudet olivat pieniä. Mekaanis-biologinen esikäsittely ei vaikuttanut jätteen PAH- ja PCB-pitoisuuksiin, sillä yhdisteet ovat huonosti biohajoavia. Kaatopaikkareaktoreista saatujen tulosten perusteella raskasmetalleista kupari, lyijy ja elohopea liukenivat jonkin verran suotoveteen. BTEXyhdisteet (bentseeni, tolueeni, ksyleenit) ovat jonkin verran vesiliukoisia ja biologisesti hajoavia. Kokeessa niiden pitoisuus väheni esikäsittelyn aikana, mutta on vaikea määritellä mikä osa oli hajonnut biologisesti ja mikä osa on haihtunut ilmaan (Höring at al., 1996). 4.2 Mekaanis-biologinen esikäsittely / terminen esikäsittely Kabbe at al. (1995) tutkivat käsittelemättömän, mekaanis-biologisesti käsitellyn ja termisesti käsitellyn jätteen aiheuttamaa suotoveden kuormitusta laboratoriossa lysimetrissä (jätetilavuus 1.2 m 3 ). Kokeessa käytetty vesimäärä vastasi 800 mm:n vuosittaista sademäärää. Käsittelemätön jäte oli kaatopaikalta välittömästi läjityksen jälkeen, mekaanis-biologisesti käsitelty jäte oli keinotekoista kompostoitua sekajätettä ja terminen jäte yhdyskuntajätteen polttolaitoksen kuonaa (ei lento- eikä suodatintuhkaa) (taulukko 4).

18 17 Taulukko 4. Käsittelemättömän, mekaanis-biologisesti ja termisesti käsitellyn jätteen laatu ennen lysimetrikokeiden alkua (Kabbe at al., 1995) Parametri Yksikkö Käsittelemätön yhdyskuntajäte Mekaanisbiologisesti käsitelty sekajäte Yhdyskuntajätteen polttolaitoksen kuona TS paino-% VS paino-% TOC g/kg TS COD g/kg TS Kok-N mg/kg TS Kok-P mg/kg TS Raskasmetallit: As mg/kg TS <3.3 <5 6.9 Cd mg/kg TS 8.3 <2 2.0 Cr mg/kg TS Cu mg/kg TS Hg mg/kg TS Ni mg/kg TS Pb mg/kg TS Zn mg/kg TS Fe mg/kg TS Mn mg/kg TS Mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen laatu sijoittui tarkkailuparametrien mukaan käsittelemättömän ja termisesti käsitellyn yhdyskuntajätteen väliin. Termisesti käsitellyn jätteen hehkutushäviön arvo (VS) oli poikkeuksellisen alhainen, jäte alitti TASi:ssa annetun VS-pitoisuuden raja-arvon 5 paino-%:a. Yhdyskuntajätteen sisältämistä raskasmetalleista kadmiumin, kromin ja nikkelin pitoisuudet olivat kirjallisuudessa esitettyjen analyysitulosten vaihteluvälin yläpäässä. Tässä kokeessa kuonasta analysoidut raskasmetallipitoisuudet olivat kadmiumia ja elohopeaa lukuun ottamatta huomattavasti korkeampia kuin vertailussa olleiden muiden polttolaitosten kuonista määritetyt arvot. Käsittelemättömän jätteen suotoveden COD oli kokeen alkaessa noin mgcod/l ja se laski hitaasti arvoon mgcod/l. COD-arvo väheni 670 päivän jälkeen hyvin nopeasti, kunnes väheneminen hidastui ja suotoveden COD-arvo pysyi seuraavat 80 päivää noin 2000 mg/l:ssa. Noin 1000 koepäivän jälkeen COD alkoi taas laskea ja oli päivänä saavuttanut arvon 650mgCOD/l. Mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen COD-arvo oli kokeen alkaessa mg/l ja 175 päivän jälkeen COD-arvo oli pudonnut arvoon 2100 mg/l. Tästä eteenpäin suotoveden COD-arvon väheneminen hidastui ja 1000 päivän jälkeen pitoisuus oli noin 500 mg/l. Mekaanis-biologisesti esikäsitellyn jätteen suotovesi saavutti nopeammin metaanivaiheen kaatopaikalle tyypillisen orgaanisen aineen pitoisuuden kuin käsittelemättömän jätteen suotovesi. Käsittelemättömän jätteen suotovesi sisälsi huomattavasti enemmän orgaanisia happoja (etikka-, propioni-, voi- ja valeriaanihappoja) kuin mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen suotovesi. Käsittelemättömästä jätteestä muodostuneen veden COD:n nopea väheneminen 670 päivän jälkeen näkyi myös suotoveden ph:n nopeana nousuna alun 5.7:stä yli 7:ään ja

19 18 kaatopaikkakaasujen määrän kasvuna. COD:n vähenemisen vaikutus suotoveden pharvoon ja kaatopaikkakaasuihin havaittiin myös Höring et al., (1996) tekemissä kokeissa (Kabbe at al., 1995). Termisen käsittelyn jälkeen jätteen orgaanisen aineen pitoisuus oli alhainen. Suotoveden COD-arvo kokeen alkaessa oli 900 mg/l ja se väheni pääasiassa huuhtoutumisen seurauksena niin, että 1200 päivän jälkeen suotoveden COD-arvo oli noin 200 mg/l. Kuonan suotoveden ph-arvot olivat korkeita (11-12) verrattuna muilla jätteillä tehtyihin kokeisiin (Kabbe at al., 1995). Myös suotoveden typpikuormitus oli käsittelemättömällä jätteellä muita näytteitä korkeampi. Käsittelemättömän jätteen suotoveden NH 4 -N-pitoisuus oli kokeen alkaessa noin 2200 mg/l ja 800 päivän jälkeen pitoisuuden väheneminen hidastui ja vakiintui noin tasolle 450 mgnh 4 -N/l. Mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen suotoveden NH 4 -Npitoisuus oli aluksi alhainen, 20 mg/l, mutta nousi hieman kokeen edetessä ja 800 päivän jälkeen se oli hieman yli 100 mg NH 4 -N/l. Suotoveden typpipitoisuuden muista näytteistä poikkeava kehitys mekaanis-biologisesti käsitellyssä jätteessä johtui todennäköisesti siitä, että aerobisen esikäsittelyn jälkeen jätteeseen jääneet vaikeasti hajoavat typpiyhdisteet alkoivat huuhtoutua suotoveteen vasta jonkin ajan kuluttua kokeen aloittamisesta. Termisesti käsitellyn jätteen typpipitoisuus oli maksimissaan kokeen alkaessa, noin 50 mg/l ja huuhtoutumisen seurauksen pitoisuus laski tasaisesti ja oli lopulta noin 15 mg NH 4 -N/l (Kabbe at al., 1995). Käsittelemättömän jätteen kaasuntuotanto oli aluksi vähäisempää kuin mekaanisbiologisesti käsitellyn jätteen kaasuntuotanto, mutta 670 päivän jälkeen kaasuntuotanto lisääntyi merkittävästi ja kokeen jatkuessa mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen kaasuntuotto oli noin 55 % käsittelemättömän jätteen kaasumäärästä. Termisesti käsitellyn jätteen kaasumäärä oli hyvin pieni, noin 2.3 % käsittelemättömän jätteen kaasumäärästä. 4.3 Terminen esikäsittely Uusi jätehuoltolainsäädäntö vaatii yhdyskuntajätteen muuttamisen hajoamattomaan muotoon ennen kaatopaikkasijoitusta. Tämän vuoksi yhdyskuntajätteen termisen käsittelyn uskotaan lisääntyvän. Jätteiden muuttaminen termisellä käsittelyllä mineraaliseen muotoon ei kuitenkaan ratkaise kaikkia kaatopaikkojen aiheuttamia haittoja. Termisellä käsittelyllä voidaan pienentää jätteen vaatimaa tilaa ja vähentää kaatopaikkojen aiheuttamaa orgaanisen aineen kuormitusta, mutta tuhkasta vapautuvat raskasmetallit voivat aiheuttaa uuden ongelman. Tuhkasta vapautuvia haitallisia aineita on tutkittu sekä laboratoriomittakaavassa että käytännössä. Polttojäte on laadultaan hyvin aktiivista ja kaatopaikalla tapahtuvien prosessien ennustaminen on vaikeaa. Raskasmetallien liukeneminen suotoveteen riippuu pääasiassa kaatopaikan pholosuhteista ja sen odotetaan tapahtuvan vasta hyvin pitkän ajan (jopa tuhansia vuosia) kuluttua polttokuonan läjityksestä (Förstner ja Hirschmann, 1995; van Wickeren et al., 1997). Aikaisemmin lentotuhka läjitettiin kaatopaikoille yhdessä polttolaitosten kuonan kanssa, mutta uusilla kaatopaikoilla näiden läjitys tapahtuu eri alueille. Uusista kaatopaikoista ei

20 19 ole vielä paljoa täydenmittakaavan tuloksia, mutta käytössä olleen aineiston perusteella (seitsemän kaatopaikkaa) raskasmetallipitoisuudet ovat uusilla kaatopaikoilla keskimääräisesti pienempiä kuin kaatopaikoilla, joille on läjitetty sekä lentotuhkaa että kuonaa (14 kaatopaikkaa). Vanhojen kaatopaikkojen suotovesissä todetut haitta-aineiden pitoisuudet edustavat odotettavissa olevia maksimipitoisuuksia. Taulukossa 5 esitetyt kaatopaikkojen suotovesien laatutiedot perustuvat vuosilta Saksasta, Sveitsistä ja Tanskasta kerättyyn aineistoon. Kaatopaikkojen tarkkailujaksot vaihtelivat pääsääntöisesti kahdesta neljään vuoteen. Koska uusilta kaatopaikoilta oli vähän tarkkailutuloksia, esitetään taulukossa myös laboratoriossa lysimetrikokeissa saatuja tuloksia. Laboratoriokokeiden perusteella suotovesien raskasmetallipitoisuudet olivat korkeampia kuin kaatopaikoilta saadut arvot. Tämä johtuu todennäköisesti lysimetrikokeessa käytetystä erilaisesta ph-alueesta (van Wickeren et al., 1997). Polttolaitosten tuhka pitää varastoida kaatopaikalla erilliselle alueelle, jolloin syntyvät suotovedet voidaan kerätä erikseen ja käsitellä niille parhaiten soveltuvalla tekniikalla. Tuhkan läjitysalueilta tulevat suotovedet sisältävät muihin kaatopaikkavesiin verrattuna paljon anioneja (kloridia ja sulfaattia), sekä alkali- ja maa-alkalimetalleja (natriumia, kaliumia ja kalsiumia), mutta vähän orgaanista ainesta (TOC-pitoisuus 1-2 %). Hapetuspelkistys reaktioissa syntyvien korroosiotuotteiden vuoksi suotoveden keräilyjärjestelmän tukkeutuminen on mahdollista. Koska orgaanisen aineen hajoaminen on vähäistä, kaasumaiset päästöt ovat pieniä ja muodostuvat pääasiassa vedystä ja ammoniakista sekä vesihöyryn mukana kulkeutuvista muista kaasumaisista aineista (van Wickeren et al., 1997). Tuhkan reaktioaktiivisuus on suuri; tärkeimmät reaktioihin osallistuvat aineet ovat vesi ja hiilidioksidi. Heti tuhkan läjityksen jälkeen kaatopaikalla tapahtuu hydrolyysireaktioita, joissa muodostuu erilaisia kalsium-, rauta- ja alumiinihydroksideja. Myös helposti liukenevat kloridit, sulfaatit ja alkaalihydroksidit alkavat liueta heti läjityksen jälkeen suotoveteen ja niiden pitoisuus tuhkassa vähenee nopeasti. Kaatopaikan olosuhteiden kannalta merkittävin on kalsiumionien poishuuhtoutuminen, sillä erilaiset kalsiumsidokset vaikuttavat merkittävästi tuhkan puskurikapasiteettiin ja vähentävät ph:n laskun aiheuttamaa raskasmetallien liukenemista (Förstner ja Hirschmann, 1995). Liukenemisen lisäksi tuhkassa oleva kalsiumhydroksidi (Ca(OH) 2 ) reagoi hiilidioksidin kanssa (karbonatisoituminen), jolloin muodostuu kalsiumkarbonaattia (CaCO 3 ) tai kalsiumhydroksidi muodostaa polttokuonassa olevan lasin sulamistuotteiden (SiO 2 - sidoksia) kanssa kalsiumsilikaattihydroksideja (CaH 2 SiO 4 ). Kalsiumhydroksidin ja silikaattioksidien reaktiot ovat lähellä sementtiteollisuudessa tapahtuvia reaktioita ja ne lujittavat polttojätteen rakennetta ja vähentävät huokostilaa, mutta myös kuluttavat jätteen puskurikapasiteettia. Karbonatisoituminen sen sijaa vaikuttaa puskurikapasiteettiin positiivisesti, sillä CaCO 3 liukenee veteen huonommin kuin Ca(OH) 2. Edellä esitettyjen reaktioiden lisäksi myös polttojätteessä olevien sulfidien hapetusreaktiot vaikuttavat jätetäytön olosuhteisiin. Myös orgaanisen aineen hajoaminen on mahdollista, joskin vähäistä (Förstner ja Hirschmann, 1995). Useat edellä esitetyt reaktiot ovat eksotermisia (erityisesti hydrolyysi) ja aiheuttavat jätetäytön lämpötilan nousun jopa yli 80 o C:n. Korkea lämpötila vähentää jätteen vesipitoisuutta, jolloin suolojen poishuuhtoutuminen hidastuu ja jätteen pölyäminen lisääntyy. Lisäksi alumiinin hydrolyysissä syntyy kaasumaista vetyä (Förstner ja Hirschmann, 1995).