YHDYSKUNTAJÄTTEEN KÄSITTELYN JÄÄNNÖSJAKEIDEN KESTÄVÄ LOPPUSIJOITUS TULEVAISUUDEN KAATOPAIKOILLE

Transkriptio

1 TEKNILLINEN KORKEAKOULU Rakennus- ja ympäristötekniikan osasto Vesihuoltotekniikan laboratorio TOMMI KAARTINEN YHDYSKUNTAJÄTTEEN KÄSITTELYN JÄÄNNÖSJAKEIDEN KESTÄVÄ LOPPUSIJOITUS TULEVAISUUDEN KAATOPAIKOILLE Diplomityö, joka on jätetty opinnäytteenä tarkastettavaksi diplomi-insinöörin tutkintoa varten Espoossa Työn ohjaaja: DI Ulla-Maija Mroueh Työn valvoja: Prof. Heikki Kiuru

2 2 TEKNILLINEN KORKEAKOULU RAKENNUS- JA YMPÄRISTÖTEKNIIKAN OSASTO DIPLOMITYÖN TIIVISTELMÄ Tekijä: Työn nimi: Tommi Kaartinen Yhdyskuntajätteen käsittelyn jäännösjakeiden kestävä loppusijoitus tulevaisuuden kaatopaikoille Päivämäärä: Sivumäärä: 114 (+11s.) Professuuri: Vesihuoltotekniikka Koodi: Yhd-73 Valvoja: Prof. Heikki Kiuru Ohjaaja: DI Ulla-Maija Mroueh Tämä diplomityö koostuu kirjallisuusselvityksestä sekä kokeellisesta osasta. Kirjallisuusosuudessa on selvitetty erilaisista yhdyskuntajätteen käsittelyprosesseista, erityisesti sekajätteen mekaanis-biologisesta käsittelystä ja jätteenpoltosta, peräisin olevien ja kaatopaikalle sijoitettavien jäännösjakeiden tärkeimpiä ominaisuuksia, kuten liukoisuusominaisuuksia, biohajoavuutta ja geoteknisiä ominaisuuksia sekä jäännösjakeiden kaatopaikkakäyttäytymistä. Kirjallisuusosassa on myös esitelty ulkomailla saatuja kokemuksia erilaisten jäännösjakeiden yhteissijoituskokeista. Kokeellisessa osassa on keskitytty erilaisten liukoisuustestien avulla tutkimaan, millaisia vaikutuksia mekaanis-biologisen jätteenkäsittelyn biologisen vaiheen jäännösjakeen yhteissijoituksella yhdessä jätteenpolton pohjakuonan tai raskasmetalleilla pilaantuneen maan kanssa on jätetäyttöjen läpi suotautuvaan veteen. Liukoisuuskokeet käsittivät ravistelu-, ph-staattisia ja kolonnitestejä sekä lähtömateriaaleilla että näistä muodostetuilla seoksilla. Liukoisuuskokeissa havaittiin erityisesti antimonin liukoisuuden huomattavasti lisääntyneen sijoitettaessa koejärjestelyin mekaanis-biologisesti käsiteltyä jätettä sekoitettuna jätteenpolton pohjakuonan kanssa. Varsinkin pohjakuonassa rikastuneena olevan antimonin kasvaneen liukoisuuden seoksissa on päätelty johtuvan mekaanisbiologisesti käsitellystä jätteestä liukenevasta orgaanisesta hiilestä, joka mahdollisesti kompleksoituu pohjakuonan sisältämän antimonin kanssa. Myös kadmiumin ja molybdeenin liukoisuuden havaittiin kasvaneen samassa seoksessa. Avainsanoja: mekaanis-biologinen, pohjakuona, suotovesi, DOC, antimoni, yhteissijoitus

3 3 HELSINKI UNIVERSITY OF TECHNOLOGY DEPARTMENT OF CIVIL AND ENVIRONMENTAL ENGINEERING ABSTRACT OF THE MASTER S THESIS Author: Thesis: Tommi Kaartinen Sustainable final disposal of residues from municipal solid waste pretreatment in a future landfill Date: Professorship: Environmental engineering Number of pages: Code: 114 (+11p.) Yhd-73 Supervisor: Instructor: Professor Heikki Kiuru M. Sc. Ulla-Maija Mroueh This master s thesis consists of a literature survey and an experimental part. In the literature part the most important properties of residues from municipal solid waste pretreatment, primarily mechanical-biological pretreatment and waste incineration, have been surveyed. These properties include especially leaching behavior, biodegradation, geotechnical properties and landfill behavior. Also experiences from co-disposal tests of different residues have been presented. The experimental part focuses on finding out the impacts of co-disposing mechanically and biologically pretreated municipal solid waste with bottom ash from municipal solid waste incinerator and soil contaminated with heavy metals on leachate quality. Laboratory tests were carried out using batch leaching tests with and without ph-control and column leaching tests on the starting materials as well as mixtures prepared of them. Increased leaching of antimony was the most significant impact found of co-disposing mechanically and biologically pretreated waste with bottom ash. This could be due to the release of dissolved organic carbon from mechanically and biologically pretreated waste, which could form dissolving complexes with antimony enriched in bottom ash. Also the leaching of cadmium and molybdenum was found to increase in the same mixture. Keywords: mechanical-biological, bottom ash, leachate, DOC, antimony, co-disposal

4 4 ALKUSANAT Tämä diplomityö on tehty VTT Prosessit-yksikön Jätteiden riskienhallinta-ryhmässä välisenä aikana. Kiitän Teknillisen Korkeakoulun Vesihuoltolaboratorion yliassistenttia TkL Markku Pelkosta arvokkaista ohjeista ja kommenteista työn edistymisen aikana. Jätteiden riskienhallinta-ryhmästä kiitän työni ohjaajaa erikoistutkija DI Ulla-Maija Mrouehia etenkin aihepiirin kokonaiskuvan muodostamisen edesauttamisesta sekä työn raamien asettelusta. Kiitän myös erikoistutkija DI Margareta Wahlströmiä sekä erikoistutkija DI Jutta Laine-Ylijokea erityisesti laboratoriotöiden toteutuksen mahdollistamisesta. He vastailivat omien työkiireidensä ohella väsymättä kysymyksiini laboratoriotöihin liittyen. Kiitän myös teknikko Miina Pihlajaniemeä laboratoriotöiden käytännön osaamiseen liittyvistä tärkeistä ohjeista. Lämmin kiitos kuuluu tietysti myös morsiamelleni Tanjalle, jonka kannustus oli kullanarvoista koko työn edistymisen ajan. Espoossa Tommi Kaartinen

5 5 SISÄLLYSLUETTELO TIIVISTELMÄ.2 ABSTRACT..3 ALKUSANAT...4 SISÄLLYSLUETTELO...5 KÄYTETYT SYMBOLIT JA LYHENTEET...9 JOHDANTO...10 I OSA: KIRJALLISUUSSELVITYS MUUTTUVA JÄTELAINSÄÄDÄNTÖ VAIHTOEHDOT YHDYSKUNTAJÄTTEEN ESIKÄSITTELYMENETELMIKSI Mekaanis-biologinen sekajätteen esikäsittely Jätteen poltto JÄTTEENKÄSITTELYN JÄÄNNÖSJAKEET MB-jäte Jätteenpolton pohjakuona Koostumus Sijoituskriteereistä HAITTA-AINEIDEN LIUKOISUUS Liukoisuuden tutkimiseen käytössä olevat menetelmät Kolonnitestit Lysimetrikokeet Panostyyppiset kokeet Testiolosuhteet Haitta-aineiden liukenemiseen vaikuttavat tekijät...26

6 Aineiden liukenemiseen vaikuttavat fysikaaliset tekijät Aineiden liukenemiseen vaikuttavat kemialliset tekijät Haitta-aineiden liukoisuus jätteenkäsittelyn jäännösjakeista MB-jäte Pohjakuona MUUT OMINAISUUDET Biohajoavuus Biohajoavuuden testimenetelmistä MB-jätteen biohajoavuus Kaasunmuodostus MB-jäte Pohjakuona Geotekniset ominaisuudet MB-jätteen geotekniset ominaisuudet Pohjakuonan geotekniset ominaisuudet KOKEMUKSET JÄTTEENKÄSITTELYN JÄÄNNÖSJAKEIDEN KAATOPAIKKAKÄYTTÄYTYMISESTÄ MB-jätteen kaatopaikkakäyttäytyminen Pohjakuonan kaatopaikkakäyttäytyminen KOKEMUKSET JÄTTEIDEN YHTEISSIJOITUKSESTA Yhdyskuntajätteen ja tuhkan yhteissijoitus Jätteenpolton jäännösjakeen ja MB-jätteen yhteissijoitus Yhdyskuntajätteen polton jäännösjae ja MB-jäte Sairaalajätteen polton pohjakuona ja MB-jäte Selluloosan ja tuhkan yhteissijoitus...57 II OSA: KOKEELLINEN OSUUS TUTKIMUSSUUNNITELMA TUTKITTAVAT MATERIAALIT Mekaanis-biologisen käsittelyn jäännösjae Sekajätteen arinapolton pohjakuona...60

7 7 2.3 Raskasmetalleilla pilaantunut maa Saksalainen MB-jäte KOEMENETELMÄT Kokonaispitoisuuksien määritys Kuiva-aineen (TS) määritys Liukoisuustestit Ravistelutestit ph-staattiset testit Kolonnitestit Sorptiokokeet Suodosten analyysit Tulosten esittämisestä TULOKSET Materiaalien koostumus Seossuhteiden vaikutuksen arviointi liukeneviin haitta-aineisiin ph-olosuhteiden vaikutus liukoisuusominaisuuksiin Lähtömateriaalit Seokset Puskurikapasiteetti Liukoisuuskäyttäytymisen simulointi kolonnitesteillä Sorptiokokeet TULOSTEN TARKASTELU Materiaalien seostamisen vaikutus haitta-aineiden liukoisuuteen Orgaanisen aineksen liukeneminen Alkuaineiden kasvanut liukoisuus seoksissa Alkuaineiden pienentynyt liukoisuus seoksissa Puskurikapasitetti Sorptiokokeista Ravistelu- vs. kolonnitestien tulokset sekä jätteiden sijoituskriteerit Kolonnitestin L/S-suhteen ajaksi muuttaminen TULOSTEN LUOTETTAVUUDEN ARVIOINTI Materiaalien heterogeenisuus...100

8 8 6.2 Kokeiden toistettavuus ja materiaalien ikääntymisen vaikutus JOHTOPÄÄTÖKSET SUOSITUKSET KIRJALLISUUS...107

9 9 KÄYTETYT SYMBOLIT JA LYHENTEET AOX orgaanisten halogeeniyhdisteiden kokonaismäärä AT 4 hengitysaktiivisuus mitattuna aerobisissa oloissa neljän vuorokauden aikana BOD Biological Oxygen Demand, biologinen hapenkulutus COD Chemical Oxygen Demand, kemiallinen hapenkulutus DOC Dissolved Organic Carbon, liuennut orgaaninen hiili GB N kaasuntuotto mitattuna anaerobisissa oloissa, fermentaatio, N = testin kesto vuorokausissa GS N kaasuntuotto mitattuna anaerobisissa oloissa, inkubointi, N = testin kesto vuorokausissa k f K d L/S MB MB-jäte Nl materiaalin vedenläpäisevyys, m/s jakaantumiskerroin, l/kgts Liquid to Solid ratio, nesteen ja kuivan aineen suhde, l/kgts mekaanis-biologinen jäännösjae mekaanis-biologisen jätteenkäsittelyn biologisesta vaiheesta litraa normaalikaasua NVOC Non-Volatile Organic Compounds, haihtumattomat orgaaniset hiiliyhdisteet RDF Refuse Derived Fuel, jätepolttoaine, jätteestä laitosmaisesti esim. jätejakeiden erottelulla valmistettu polttoaine REF Recycled Fuel, kierrätyspolttoaine, syntypaikkalajitellusta energiajätteestä valmistettu polttoaine TOC Total Organic Carbon, orgaanisen hiilen kokonaismäärä TOC eluaatti TS VS uuttoliuoksen orgaaninen kokonaishiili, joka saadaan määrittämällä TOC liukoisuuskoetta seuranneen suodatuksen jälkeen. (=DOC) Total Solids, kuiva-aine Volatile Solids, haihtuvan kuiva-aineen määrä

10 10 JOHDANTO Kaatopaikoille sijoitettavat jätteet ovat merkittävä ympäristökuormituksen aiheuttaja, sillä varsinkin käsittelemättömät jätteet muodostavat hajotessaan kasvihuonekaasuja, ja jätetäyttöjen läpi suotautuva vesi liuottaa jätteistä haitallisia aineita, jotka voivat suotoveden hallitsemattomasti virratessa pilata niin pinta- kuin pohjavesiäkin. Kaatopaikkojen kasvihuonekaasut, näistä tärkeimpänä metaani, ovat seurausta kaatopaikoille sijoitettujen orgaanisten jätteiden hajoamisesta biologisen toiminnan johdosta. Suotoveteen liukenee orgaanisen aineen lisäksi muitakin jätteiden sisältämiä haitta-aineita, kuten typpiyhdisteitä ja raskasmetalleja. Aiheuttamiensa päästöjen lisäksi kaatopaikat vaativat runsaasti tilaa, ja monessa Euroopan maassa ollaan tilanteessa, jossa nykyinen kaatopaikkakapasiteetti alkaa olla loppuun käytetty. Näistä syistä johtuen Euroopan Unionin alueella on viime aikoina pyritty vauhdikkaasti kehittämään Unionin jätelainsäädäntöä, jonka avulla jäteongelma kyetään ratkaisemaan kestävän kehityksen periaatteiden mukaisesti. Yhdyskuntajätteiden osalta, joihin tässä työssä tullaan keskittymään, varsinkin biologisesti hajoavat jätteet ovat olleet tiukentuvien määräyksien kohteena. Lähitulevaisuudessa kaatopaikoille voidaan määräysten toteuttamiseksi sijoittaa pääasiassa vain sellaisia yhdyskuntajätteitä, jotka on ennen loppusijoitusta esikäsitelty, ja ennen kaikkea, joiden orgaanisesta sisällöstä on valtaosa eliminoitu. Käsittelystä huolimatta kaatopaikoille tullaan sijoittamaan huomattavia määriä käsittelyn jäännösjakeita, joita tosin on määrällisesti vähemmän ja joiden päästöpotentiaali on merkittävästi pienempi kuin käsittelemättömien jätteiden. Jätteenkäsittelyn jäännösjakeiden lisäksi kaatopaikoilla tullaan todennäköisesti hyötykäyttämään lievästi pilaantuneita maita. Suuren mittakaavan käsittelyvaihtoehtoja ovat ainakin mekaanis-biologinen sekajätteen esikäsittely, jonka mekaaninen vaihe sisältää myös poltettavaksi kelpaavan jakeen erotuksen, esilajitellun sekajätteen poltto, ja syntypaikkalajittelun kehittäminen edelleen, jolloin biohajoava jäte ja poltettava jäte erotettaisiin nykyistäkin tehokkaammin jo syntypisteissään ja voitaisiin käsitellä erillisissä laitoksissa. Erilaisten yhdyskuntajätteen käsittelyjärjestelmien keskinäistä paremmuutta ei tulla tässä työssä vertailemaan.

11 11 Tämä diplomityö on osa Jyväskylän Yliopiston bio- ja ympäristötieteiden ja VTT Prosessit-yksikön ryhmähanketta Kaatopaikan prosessien ohjaus Kaatopro, joka puolestaan on osa TEKES:n teknologiaohjelmaa Streams Yhdyskuntien jätevirroista liiketoimintaa. Hankkeen tavoite on kehittää suljettujen ja tulevaisuuden yhdyskuntajätteiden kaatopaikkojen prosessien seuranta- ja operointiteknologiaa jätetäytön kapasiteetin lisäämiseksi, vesi- ja kaasupäästöjen vähentämiseksi, jätteen energiapotentiaalin hyödyntämiseksi, kaatopaikan jälkihoitovaiheen lyhentämiseksi sekä kustannusten minimoimiseksi. VTT Prosessien Jätteiden riskienhallinta-ryhmän painopistealueita hankkeessa on kehittää laboratoriomittakaavassa menettelytapoja tulevaisuuden kaatopaikoille sijoitettavien jätteenkäsittelyn jäännösjakeiden sijoituksen optimointiin sekä sijoituskelpoisuuden arviointiin. Kokeellisen työn perusteella pyritään arvioimaan kaatopaikan prosessien ohjauksen vaikutuksia jätetäytön elinkaareen. Tässä työssä tutkitaan kirjallisuusselvityksen sekä laboratoriokokeiden avulla vaihtoehtoisista yhdyskuntajätteen käsittelyprosesseista syntyvien jäännösjakeiden ominaisuuksia ja potentiaalista haitta-aineiden vapautumista. Erityisesti pyritään selvittämään, millaisia vaikutuksia eri käsittelymenetelmien jäännösjakeiden yhteissijoituksella saattaa olla jätteiden kaatopaikkakäyttäytymiseen ja päästöihin, ja voidaanko eri jakeiden hallitulla yhteissijoituksella vaikuttaa suotuisasti kaatopaikalla muodostuvien suotovesien laatuun. Positiivisia vaikutuksia voisivat olla joko haittaaineiden parempi stabiloituminen jätetäyttöön tai hallittu huuhtoutuminen jätetäytöstä kaatopaikan elinkaaren alkuvaiheessa, jolloin kaatopaikan vaatima jälkihoitoaika lyhenisi. Prosesseja, jotka jäännösjakeita tuottavat, kuvataan vain siinä määrin kuin se jäännösjakeiden ominaisuuksien ymmärtämiseksi on välttämätöntä. Tämän työn laboratoriokokeet ovat liukoisuuskokeita, joilla pyritään kuvaamaan jätteistä lyhyellä ja pitkällä aikavälillä liukenevien haitta-aineiden määriä ja kaatopaikkaolosuhteiden vaikutusta (esim. ph) niihin. Työssä tutkittaviksi materiaaleiksi on valittu todennäköisimpiä jäännösjakeita lähitulevaisuuden kotimaisista jätteenkäsittelyprosesseista. Tutkittavina materiaaleina ovat mekaanis-biologisen käsittelyn jäännösjae ja sekajätteen arinapolton pohjakuona, joka muodostaa suurimman osan arinapolton jäännösjakeesta. Näiden lisäksi pienempi painoarvo on raskasmetalleilla pilaantuneella maalla, jonka käyttäytymistä yhdessä mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen kanssa tutkitaan rajoitetummin.

12 12 Suomessa on monilla tahoilla suunnittelutyö käynnissä yhdyskuntajätteiden laitoskäsittelyn toteuttamiseksi, mutta suuret päätökset sovellettavasta tekniikasta ovat vielä useilla seuduilla tekemättä. Pääkaupunkiseudulla jätehuollosta vastaava YTV on lupa-asioiden selvittyä toteuttamassa suuren hankkeen yhdyskuntajätteen mekaanisbiologisen käsittelyn laitoksesta, jonka kapasiteetti tulee olemaan tonnia sekajätettä vuodessa. Prosessissa tullaan erottamaan myös energiana hyödynnettäväksi kelpaava korkean lämpöarvon omaava jäte, jonka jatkohyödyntämisestä ei vielä ole varmuutta.

13 13 I OSA: KIRJALLISUUSSELVITYS 1 MUUTTUVA JÄTELAINSÄÄDÄNTÖ Euroopan Unionin Neuvoston direktiivi kaatopaikoista (1999/31/EY) asettaa jäsenvaltioille velvollisuuden laatia kansallinen strategia kaatopaikoille sijoitettavan biohajoavan jätteen vähentämiseksi. Strategialla on tarkoitus varmistaa, että vuonna 2006 korkeintaan 75 %, vuonna 2009 korkeintaan 50 % ja vuonna 2016 korkeintaan 35 % vuoden 1995 tason mukaisesta biologisesti hajoavasta yhdyskuntajätteestä sijoitetaan kaatopaikoille. Direktiivin mukaan jäsenvaltioiden on myös huolehdittava siitä, että kaatopaikoille ei sijoiteta käsittelemättömiä jätteitä, pois lukien jätteet, jotka ovat luonteeltaan pysyviä, eikä niiden käsittelyllä voida edesauttaa jätteiden määrän vähenemistä tai haitallisuutta. Suomessa oli jo ennen kaatopaikkadirektiivin voimaan tuloa olemassa Jätelakiin nojautuva Valtioneuvoston päätös kaatopaikoista (N:o 861/1997). Kaatopaikkadirektiivi saatettiin osaksi kansallista lainsäädäntöä Valtioneuvoston päätöksellä kaatopaikoista annetun päätöksen muuttamisesta (N:o 1049/1999) vastaamaan direktiivin määräystä mm. jätteen esikäsittelystä. Valtioneuvoston päätös kaatopaikoista astuu nykymuodossaan voimaan jätteiden esikäsittelyvelvoitteiden osalta vuoden 2005 alussa, jolloin siis käsittelemättömän jätteen sijoittaminen kaatopaikalle on kielletty, lukuun ottamatta edellä mainittuja pysyviä jätteitä. Jätelaki (1993) sisältää säädöksen, jonka mukaan Ympäristöministeriön on laadittava valtakunnallinen jätesuunnitelma jätelain ja sen nojalla annettujen tehtävien hoitamiseksi ja kehittämiseksi. Nykyinen, tarkastettu valtakunnallinen jätesuunnitelma vuoteen 2005 sisältää yhdyskuntajätehuollon tavoitteisiin liittyen toimenpiteenä paitsi em. biojätestrategian laatimisen, myös VNP:n kaatopaikoista muuttamisen siten, että vuoden 2010 alussa kaatopaikoille saa sijoittaa vain sellaista yhdyskuntajätettä, jonka orgaanisesta ja biohajoavasta osasta vähintään 80 % on erotettu pois muuta käsittelyä tai hyödyntämistä varten (Ympäristöministeriö, 2002). Tämä ei ole ristiriidassa EU:n biohajoavan jätteen määräysten kanssa, sillä jäsenvaltioilla on oikeus säätää tiukempia

14 14 rajoja kuin EU:n yhteiset määräykset edellyttävät. Valtakunnallisen jätesuunnitelman tavoitteena on myös yhdyskuntajätteen kokonaismäärän vähentäminen, ja arvioitujen jätemäärien mukaan valtakunnallisen jätesuunnitelman tavoitteet ovat hieman tiukempia kuin kaatopaikkadirektiivi edellyttää. EU:n Neuvoston kaatopaikkadirektiivi luokittelee kaatopaikat kolmeen luokkaan, joita ovat pysyvän jätteen kaatopaikka, tavanomaisen jätteen kaatopaikka, sekä vaarallisen jätteen kaatopaikka. Neuvoston päätöksessä kyseisiin kaatopaikkaluokkiin hyväksyttävien jätteiden kriteereistä (2003/33EY) on haitta-aineiden liukenemiseen perustuvat raja-arvot määritelty näille luokille. Tavanomaisen jätteen osalta kaatopaikkaraja-arvot on määritelty epäorgaaniselle jätteelle, jonka orgaanisen/biohajoavan aineksen osuus on alhainen. Kriteerit tulee saattaa voimaan viimeistään vuonna Päätöksessä todetaan myös, että jäsenvaltiot voivat ottaa käyttöön tavanomaisen jätteen kaatopaikkojen alaluokkia, joita koskevat kelpoisuuskriteerit määritellään kansallisella tasolla. Ympäristöministeriön asettaman työryhmän ehdotus kansalliseksi biojätestrategiaksi valmistui keväällä 2003 (Ympäristöministeriö, 2003). Työryhmä päätyi ehdotuksessaan jätteiden esikäsittelyä painottavaan vaihtoehtoon, joka kuitenkin pohjautuu tehokkaaseen jätejakeiden syntypaikkalajitteluun. Toteutuessaan ehdotuksen mukaisena strategia vaatii voimallisia toimia uusien jätteenkäsittelylaitosten rakentamiseksi. Työryhmän ehdotus kohtasi voimakastakin kritiikkiä. Arvostelujen mukaan suunnitelma ei mm. suosi jätteiden synnyn ehkäisemistä, joka sentään on koko EU:n jätepolitiikan johtoajatus. Eurooppalainen jätehuolto elää jatkuvassa muutostilassa, valmistellaanhan koko ajan niin EU:n kuin kansallisellakin tasolla uusia direktiivejä ja ohjelmia jätehuollon ohjaamiseksi kohti tavoitetilaa, joka sekin on toistaiseksi ollut vaikeasti määriteltävissä. Joka tapauksessa on selvää, että tiukentuvat määräykset vaativat kiireellisiä päätöksiä uuden jätteidenkäsittelykapasiteetin rakentamisesta koko Euroopan Unionin alueella. Itä-Euroopan maiden liittyminen Unioniin tuo mukanaan runsaasti ongelmia ratkaistavaksi jätehuollonkin alalla.

15 15 2 VAIHTOEHDOT YHDYSKUNTAJÄTTEEN ESIKÄSITTELYMENETELMIKSI Tässä luvussa kuvataan tyypillisimpiä yhdyskuntajätteen käsittelymenetelmiä pääpiirteittäin, jotta myös käsittelymenetelmistä syntyvistä jäännösjakeista muodostuisi selkeämpi kuva. On heti aluksi huomautettava, että eri käsittelymenetelmät eivät ole toisiaan poissulkevia, kuten luvussa 2.1 tullaan tarkemmin kertomaan. Jätteiden massapoltosta tosin ei voitane enää puhua mekaanis-biologisen käsittelyn mekaanisessa vaiheessa erotetun, poltettavaksi kelpaavan, aineksen termisen hyödyntämisen yhteydessä. Pääpaino on tässäkin yhteydessä käsittelymenetelmillä, joista syntyviä jäännösjakeita työn kokeellisessa osassa tutkitaan. 2.1 Mekaanis-biologinen sekajätteen esikäsittely Yhdyskuntajätteen mekaanis-biologisella esikäsittelyllä tarkoitetaan sarjaa mekaanisia ja biologisia operaatioita, joilla sekajätteen massaa ja tilavuutta pyritään pienentämään, ja jäljelle jäävän massan päästöpotentiaali tekemään mahdollisimman pieneksi. Mekaanisessa vaiheessa sekajätteestä erotetaan käsittelyyn kelpaamattomat ja kierrätettäviksi kelpaavat jätejakeet, ja biologisessa vaiheessa jätteen sisältämä orgaaninen aines hajotetaan mahdollisimman pitkälle ennen jäännösjakeen loppusijoitusta. Mekaanis-biologisella jätteiden esikäsittelyllä pyritään säästämään tilaa kaatopaikoilta sekä vähentämään kaatopaikkojen ympäristöön aiheuttamaa kuormitusta. Ensisijaisena tavoitteena voi käsittelyjärjestelmästä riippuen olla joko mahdollisimman stabiili jäännösjae, joka voidaan kestävästi sijoittaa kaatopaikalle, tai kierrätyspolttoaineen tuotto erottamalla korkeimman lämpöarvon omaavat jakeet energiana hyödyntämistä varten. Molemmat tavoitteet on tietysti mahdollista yhdistää. Tavoitteena voi myös olla biologisessa käsittelyvaiheessa tapahtuva energian talteenotto ja hyödyntäminen, kuten myös kierrätettäväksi kelpaavien jakeiden talteenotto. Menetelmää on sovellettu eniten Saksassa ja Itävallassa. Vuonna 2002 Saksassa oli 29 mekaanis-biologista käsittelyä toteuttavaa laitosta, jotka käsittelivät maassa syntyvästä 35 miljoonasta yhdyskuntajätetonnista noin 1,8 miljoonaa tonnia. Vertailun vuoksi mainittakoon, että yhdyskuntajätettä poltetaan Saksassa vuosittain noin 12 miljoonaa

16 16 tonnia (Soyez & Plickert, 2002). Itävallassa puolestaan on 12 toiminnassa olevaa MBlaitosta, joilla käsitellään yhteensä tonnia yhdyskuntajätteitä ja puhdistamolietteitä (Binner, 2002). Käsittelysovellusten kirjo on laaja. Binnerin (1997) mukaan Itävallan laitoksilla käsittelyn kesto vaihtelee kolmesta viikosta viiteen kuukauteen, käsittelytekniikka staattisista aumoista suljettuihin ilmastettuihin järjestelmiin, ja jäännösjae raekooltaan 20 mm:stä 100 mm:iin. Suomessa on toistaiseksi hyödynnetty enemmän käsittelyn mekaanista puolta kierrätyspolttoaineen valmistuksessa. Mekaanista käsittelyä seuraavaa biologista prosessia on sovellettu Loimi-Hämeen Jätehuolto Oy:n Forssan REF-laitoksella sekä Stormossenin laitoksella Vaasan seudulla. Forssassa kotitalouksien kuivajätteen mekaanisen käsittelyn seulaalitetta kompostoidaan aumoissa ja Stormossenin laitoksella kotitalousjätteestä tuotetaan mekaanisesti kierrätyspolttoainetta ja biohajoava osa mädätetään lopputuotteeksi. Mekaanis-biologisen käsittelyn biologisen vaiheen prosessit voidaan jakaa karkeasti kahteen ryhmään, aerobisiin eli kompostointiprosesseihin ja anaerobisiin eli mädätysprosesseihin. Aerobiset prosessit ovat toistaiseksi olleet selvästi yleisempiä. Saksan 29 laitoksesta lähes kaikki perustuvat aerobiseen käsittelyyn. Vuoden 2000 tiedon mukaan maassa oli vain yksi täyden mittakaavan anaerobilaitos mekaanisbiologiselle sekajätteen käsittelylle (Weiland, 2000). Anaerobiprosessia soveltavia laitoksia on toki paljonkin käytössä syntypaikkalajitellun biojätteen käsittelyyn. Anaerobi- ja aerobiprosesseja voidaan yhdistää useampivaiheiseksi kokonaisuudeksi halutun lopputuotteen saavuttamiseksi. Näiden lisäksi on vielä erikoissovelluksena kuivastabilointiprosessi, jonka ensisijaisena tarkoituksena on jätepolttoaine RDF:n tuotto. Anaerobikäsittelyssä mädätysvaihetta seuraa usein kompostointivaihe. Aerobisesti tapahtuvaa kypsytystä tarvitaan, koska osa biologisesti hajoavasta orgaanisesta aineesta ei hajoa anaerobivaiheessa, jolloin kypsytysvaiheella voidaan saavuttaa vielä massahäviöitä sekä jäljelle jääneen massan parempi stabiloituminen. Lisäksi anaerobikäsittelyn lopputuote on varsin haisevaa, jolloin kypsytysvaiheen tehtävä on myös saattaa jäte hajutasoltaan loppusijoitukseen kelpaavaksi (Muller ym., 2001). YTV:n suunnittelema Ämmässuon sekajätteen käsittelylaitos tulee valmistuessaan edustamaan edistynyttä mekaanis-biologista käsittelyä. Laitoksen käsittelykapasiteetiksi on kaavailtu sekajätetonnia vuodessa (YTV, 2002). Suunnitelmissa on pidetty

17 17 mukana kolmea eri biologisen vaiheen prosessivaihtoehtoa, joita ovat kompostointi, mädätys ja biologinen stabilointi. Kompostointivaihtoehdon suunniteltu prosessi on mukaillen kuvattu kaaviokuvana kuvassa 2.1. Kompostointivaihtoehdossa kaatopaikalle päätyy suunnitelmien mukaan 39 massaprosenttia käsittelylaitokseen tuotavasta jätteestä. rejekti Tarkastus ja erotus >200mm Jätteen vastaanotto Käsittelyyn sopimattoman aineksen erotus Murskaus Seulonta <80mm aumakompostointi (7 viikkoa) tunnelikompostointi (3 viikkoa) Homogenisointi (sekoitus+ veden lisäys) Metallien erottelu RDF jälikypsytys hallissa (3 viikkoa) kaatopaikka Metallit <25mm Ballistinen erotus mm Kuva 2.1 Periaatekuva YTV:n sekajätteen käsittelylaitoksen prosessista (sovellettu lähteestä YTV, 2002) Ensimmäisessä vaiheessa sekajätteestä erotellaan mekaanisesti käsittelyyn kelpaamaton jäte. Sitten jäte murskataan ja seulotaan, jolloin saadaan kolmeen eri kokoluokkaan kuuluvia jakeita. Metallien erottelu suoritetaan sekä magneettisille että ei-magneettisille metalleille. Biologiseen käsittelyyn päätyvä jäte homogenisoidaan yhdessä siihen lisätyn veden kanssa ennen tunnelikompostointia. Aumakompostointi tapahtuu halleissa. Käsittelylaitoksessa tuotetaan myös jätepolttoainetta (RDF), jonka valmistusta ei tässä yhteydessä kuvata tarkemmin (YTV, 2002). 2.2 Jätteen poltto Yhdyskuntajätteen poltolla tavoitellaan paitsi tilasäästöjä kaatopaikoilta ja jäännösjakeiden pienempää päästöpotentiaalia, myös lämmön- ja sähköntuotantoa jätteistä saatavasta energiasta. Jätettä poltetaan monissa Euroopan maissa pääasiassa massapolttona, mikä tarkoittaa käsittelemättömän ja lajittelemattoman sekajätteen polttamista sellaisenaan. Suomessa vain Turussa Orikedon jätteenpolttolaitoksella poltetaan sekajätettä prosessissa, joka on yhteneväinen yleisimpien massapolttolaitoksien prosessien kanssa. Massapoltosta ei

18 18 kuitenkaan Turun laitoksen yhteydessä voitane puhua, sillä Turun seudun jätehuolto perustuu syntypaikkalajitteluun. Yleisin käytössä oleva polttotekniikka, kuten Turun laitoksellakin, on arinapoltto, jossa poltettava jäte on kerroksena arinalla. Palamislämpötila on korkea, noin o C. Arinapoltossa syntyvistä jäännösjakeista, joita syntyy tyypillisesti n painoprosenttia syötettävästä materiaalista, ylivoimaisesti suurin osa, noin 90 painoprosenttia, on arina- eli pohjakuonaa. Savukaasuista saadaan suodatettua pieni määrä lentotuhkaa (eurooppalaisilla laitoksilla muutama prosentti jäännösjakeiden kokonaismäärästä), johon on kondensoitunut suuri määrä epäpuhtauksia johtuen korkeasta palamislämpötilasta, jonka vuoksi raskasmetallien haihtuminen on voimakasta (Ranta & Wahlström, 2002). Lentotuhka on korkeiden haittaainepitoisuuksiensa vuoksi määritelty ongelmajätteeksi. Suomessa jätteenpoltto tapahtuu pääosin seospolttona, jossa jätepolttoainetta tai kierrätyspolttoainetta (RDF tai REF) poltetaan yhdessä pääpolttoaineen (esim. turve, kuori, hake) kanssa, yleisimmin leijukerroskattilassa. Näissä prosesseissa palamislämpö on alempi kuin arinakattiloissa, noin 850 o C. Leijukerroskattiloissa suurin osa tuhkasta on lentotuhkaa, jonka haitta-ainepitoisuudet ovat kuitenkin pienempiä kuin arinapolton lentotuhkassa, sillä jätepolttoaine muodostaa vain osan poltettavasta seoksesta. Lisäksi jätepolttoaineesta on polttoaineen valmistusprosessissa poistettu ainakin osa epäpuhtauksista. Kierrätyspolttoainetta polttavissa laitoksissa syntyvän tuhkan laatu riippuu pääasiassa kierrätyspolttoaineen laadusta, kierrätyspolttoaineen osuudesta polttoaineen kokonaismäärästä, pääpolttoaineesta, polttotekniikasta, sekä tuhkan ja pölyn erotustekniikasta (Ranta & Wahlström, 2002). Kaasutustekniikalla tuotetaan poltettavaa kaasua kiinteistä polttoaineista. Kaasutusprosessiin tuodaan pieni määrä ilmaa, jolloin osa polttoaineesta palaa, ja syntyy tarvittava lämpö polttoaineen sisältämien orgaanisten aineiden hajoamiseksi kaasufaasiin hiilimonoksidiksi, metaaniksi ja vedyksi. Prosessista syntyvää tuotekaasua käytetään rinnakkaispolttoaineena voimalaitoksilla kivihiilen, öljyn tai maakaasun seassa. Kaasutuksessa syntyvien tuhkien laatu riippuu ainakin polttoaineen koostumuksesta, kaasutustekniikasta, lisäaineista (kalkkikivi, dolomiitti, hiekka), sekä erotustekniikasta (kaasujen kylmä- tai kuumapuhdistus). Kaasutuksessa syntyvät tuhkat voidaan käsitellä erillään pääpolttoaineen tuhkista (Tuomainen, 2003). Belgiornon ym. (2003) mukaan jätteiden kaasutuksesta syntyviä kiinteitä jäännösjakeita on 2-10 %

19 19 (m/m) prosessiin syötettävän jätteen määrästä, riippuen kaasutettavan jätteen ja kattilan laadusta. 3 JÄTTEENKÄSITTELYN JÄÄNNÖSJAKEET 3.1 MB-jäte Mekaanis-biologisella käsittelyllä, jonka mekaaninen vaihe sisältää jätepolttoaineen sekä metallien ja käsittelyyn kelpaamattomien esineiden poiston, on yhdessä biologisen vaiheen aikana tapahtuvan massahäviön kanssa saavutettavissa ainakin % vähenemä kaatopaikalle sijoitettavan materiaalin määrässä (von Felde & Doedens, 1999) verrattuna käsittelemättömään jätteeseen. Soyezin & Plickertin (2001) mukaan materiaalin karkea jakauma MB-prosessissa on seuraava: % loppusijoitukseen, % jätepolttoaineeksi (RDF) ja % massahäviöitä prosessissa ja käsittelyyn kelpaamattomia jakeita. Mekaanis-biologisen käsittelyn jäännösjae eroaa ominaisuuksiltaan huomattavasti käsittelemättömästä sekajätteestä. Se on koostumukseltaan huomattavasti homogeenisempaa, pienirakeisempaa, ja muistuttaa näin enemmän luonnonmaata, jossa kuitenkin on vaihteleva määrä epäpuhtauksia. Luonnonmaata muistuttavat ominaisuudet johtuvat biologisen vaiheen aikana tapahtuneen biohajoamisen aikana syntyneistä humustyyppisistä yhdisteistä. MB-jätteen biologinen aktiivisuus on myös paljon vähäisempi kuin käsittelemättömän jätteen. Homogeenisuus aiheuttaa myös sen, että jätetäytöissä ei enää synny alueita, joilla hajoamista ei tapahdu tai se on rajoittunutta (Kuehle-Weidemeier, 2003). Edellisessä kappaleessa mainituista syistä johtuen mekaanis-biologisesti käsitelty yhdyskuntajäte on sijoitettavissa kaatopaikalle suurempaan tiiviyteen kuin käsittelemätön yhdyskuntajäte. Näin voidaan saavuttaa edelleen kaatopaikkatilavuuden säästöjä käsittelyssä syntyneiden massahäviöiden lisäksi. Painumat ovat vähäisempiä suuremman tiiviyden vuoksi, ja siksi, että biologista hajoamista ei enää kaatopaikalla tapahdu samassa mittakaavassa kuin käsittelemättömällä jätteellä. Näin ollen myös kaatopaikan pintarakenteet ovat lisättävissä huomattavasti aikaisemmin. Itävaltalaisten

20 20 laskelmien mukaan paremman tiivistettävyyden johdosta jopa lähes 80 % tilavuussäästöt kaatopaikoilta olisivat mahdollisia (Binner, 2002). 3.2 Jätteenpolton pohjakuona Yhdyskuntajätteen massapoltolla saavutetaan yleensä noin 90 % tilavuuden vähenemä polttoon tulevasta jätteestä (Hjelmar, 1996). Pohjakuona (engl. bottom ash) on yhdyskuntajätteen massapolton määrällisesti merkittävin jäännösjae muodostaen % poltossa syntyvien jätteiden massasta. Pohjakuona koostuu useimmiten arinalle jääneestä palamattomasta ja sulaneesta aineesta (varsinainen pohjakuona) ja arinan aukkojen läpi sulamisen tai pienen partikkelikoon vuoksi pudonneesta materiaalista (engl. grate siftings; Chandler ym., 1997). Näitä kahta virtaa ei yleensä voida erottaa toisistaan, ja yhdessä niitä muodostuu noin painoprosenttia polttolaitokseen syötettävän jätteen määrästä märkäpainona (Sabbas ym., 2003). Tyypillisesti pohjakuona jäähdytetään välittömästi polttoprosessin jälkeen erillisissä sammutusaltaissa, minkä jälkeen kuona on vedellä kyllästynyttä. Pohjakuonat sisältävät polttolaitokseen tulevasta jätteestä ja mahdollisesta jakeiden erottelusta riippuen vaihtelevan määrän suuria esineitä, jotka usein ovat metallia. Kun nämä suuret esineet on poistettu, muistuttaa pohjakuona raekokokoostumukseltaan luonnollisia maalajeja. Chandler ym. (1997) sekä Arm (2000) ovat esittäneet pohjakuonien rakeisuuskäyriä, jotka sijoittavat ne raekokonsa puolesta karkeisiin hiekkoihin tai hienoihin soriin. Luonnon hiekkoja ja soria muistuttavia kuonia onkin jätteiden polttoa suosivissa maissa käytetty hyväksi maarakentamisessa, jolloin on myös täytynyt kehittää kriteereitä kuonien ympäristökelpoisuuden osoittamiseksi. 3.3 Koostumus Mekaanis-biologisesti käsitellyssä jätteessä aineiden pitoisuudet riippuvat ainakin prosessiin tulevan jätteen laadusta, mekaanisessa vaiheessa tapahtuvan jakeiden erottelun tehokkuudesta sekä biologisen osan toimivuudesta. Taulukkoon 3.1 on koottu eräiden aineiden, pääasiassa metallien, pitoisuuksien vaihteluvälejä MB-jätteille, jotka ovat peräisin erilaisista käsittelyprosesseista (Binner, 2002). Pohjakuonan sisältämien aineiden suhteellinen osuus riippuu polttolaitokseen syötettävän jätteen koostumuksesta, aineiden haihtuvuudesta sekä polttokattilan tyypistä

21 21 ja toiminnasta (Chandler ym., 1997). Meiman ja Comansin (1997) mukaan pohjakuonan koostumuksesta % muodostuu palamattomasta materiaalista, kuten lasista, maamineraaleista (esim. kvartsi), metallista ja orgaanisesta aineksesta. Sulamistuotteita on %, ja ne muodostuvat pääosin lasista, silikaattimineraaleista ja oksidimineraaleista (esim. rauta ja kalkki). Tässä yhteydessä ei ole eritelty erilaisista massapolttoprosesseista syntyvien kuonien ominaisuuksia, vaan on koottu yhteenvedon tapaisesti eri alkuaineiden kokonaispitoisuuksien vaihteluväli maailmanlaajuisesti sekä verrattu niitä luonnonmaissa esiintyviin tavanomaisiin pitoisuuksiin vastaaville alkuaineille. Vaihteluvälit valittujen alkuaineiden osalta on esitetty seuraavalla sivulla taulukossa 3.1. Kuten taulukosta käy ilmi, vaihtelevat eri alkuaineiden pitoisuudet pohjakuonassa jopa kolmella kertaluokalla. Alumiinin, kalsiumin ja raudan pitoisuudet pohjakuonissa mahtuvat luonnonmaiden tyypillisten vaihteluvälien sisään. Sen sijaan kaikkia muita taulukossa lueteltuja alkuaineita esiintyy pohjakuonassa rikastuneina pitoisuuksina luonnonmaihin verrattuna. Jätteiden poltossakaan ei saavuteta jätteiden sisältämien orgaanisten yhdisteiden täydellistä mineralisoitumista, eli hajoamista epäorgaanisiksi hiiliyhdisteiksi, tässä tapauksessa hiilidioksidiksi. Orgaanisen hiilen eli TOC:n osuus pohjakuonassa on Chandlerin ym. (1997) mukaan 2-4 painoprosenttia (20 40 g/kg) hyvin toimivissa polttolaitoksissa. Tarkempia tuloksia ovat esittäneet mm. Hjelmar (1996) sekä Ferrari ym. (2002), joiden tutkimien pohjakuonien TOC-arvot olivat välillä 4,8 13 g/kg (Hjelmar) ja 5,5 18,2 g/kg (Ferrari ym.). MB-jätteessä orgaanisen hiilen määrä on luonnollisesti suurempi. Raningerin ym. (1999) tutkimien yhdyskuntajätteiden TOC:n määrä oli ennen MB-käsittelyä 31,2 % TS (312 g/kgts) viikon käsittelyn läpikäyneen alle 24mm raekooltaan olevan MBjätteen TOC oli välillä 17,6 20,1 % TS ( g/kgts). Cossu ym. (1999) puolestaan ilmoittavat TOC-arvoista välillä 16,5 24,0 % TS ( g/kgts) vaihtelevien MB-prosessien lopputuotteille.

22 22 Taulukko 3.1 Pohjakuonan ja luonnonmaan kokonaispitoisuuksien vaihteluvälit maailmanlaajuisesti (Chandler ym., 1997), sekä tiettyjen alkuaineiden pitoisuuksia MBjätteessä (Binner, 2002) Alkuaine Normaali vaihteluväli Vaihteluväli Vaihteluväli MB-jätteessä luonnonmaassa (mg/kg) pohjakuonassa (mg/kg) (mg/kg TS) Alumiini, Al Antimoni, Sb Arseeni, As , ,1 12,4 Barium, Ba Elohopea, Hg 0,01 0,3 0,02 7,75 1,3 2,6 Kadmium, Cd 0,01 0,70 0,3 70,5 1,4 6,2 Kalsium, Ca Kloori, Cl Kromi, Cr Kupari, Cu Lyijy, Pb Magnesium, Mg Molybdeeni, Mo 0,2 5 2, Nikkeli, Ni Rauta, Fe Sinkki, Zn Edellä mainittujen pitoisuuksien valossa on ilmeistä, että juuri raskasmetallit muodostavat jätteenpolton pohjakuonien merkittävimmän päästöpotentiaalin, ja tämä päästöpotentiaali perustuu metallien mahdolliseen liukenemiseen kuonatäyttöjen läpi virtaavaan veteen. Sen sijaan MB-jätteissä orgaanisen hiilen voitaneen katsoa olevan merkittävin päästöpotentiaalin aiheuttaja sekä vesi- että kaasupäästöjen muodossa. Jätteenkäsittelyn jäännösjakeiden päästöpotentiaalia käsitellään tarkemmin myöhemmissä luvuissa myös muiden kuin edellä esitettyjen aineiden osalta.

23 Sijoituskriteereistä Edellisessä luvussa kuvatut jätteenkäsittelyn jäännösjakeiden yleiset ominaisuudet antavat kyllä kuvan siitä, millaisten materiaalien kanssa ollaan tekemisissä, mutta eivät vielä juurikaan kerro niiden aiheuttamasta ympäristökuormituksesta. Ympäristökuormituksesta saadaan tietoa vasta mittaamalla ko. jätteiden biohajoavuus-, kaasuntuotto- ja liukoisuusominaisuuksia joko laboratoriomittakaavassa tai täyden mittakaavan kaatopaikoilla, koostuvathan jätteiden aiheuttamat päästöt juuri haittaaineita sisältävistä kaasuista ja suotovesistä. Euroopan Unionin, jo luvussa 2 mainitussa, kaatopaikkaluokittelussa erilaisten jätteiden sijoituskriteerit perustuvat hyvin pitkälti jätteiden suotautumis- eli liukenemiskäyttäytymiseen. Raja-arvot on annettu tietyissä vakio-olosuhteissa liukenevien haitta-aineiden enimmäismäärille. Jotta mekaanis-biologinen käsittely olisi näiden kriteerien mukaan hyväksyttävää, tullaan MB-käsittelyä suosivissa maissa tarvitsemaan tavanomaisen jätteen kaatopaikka-alaluokka, jonka jätteistä orgaanisen aineksen liukenemiselle tulee sallia korkeampi raja-arvo kuin tavanomaisen epäorgaanisen jätteen kaatopaikan jätteistä. Kuitenkin myös EU:n kaatopaikkadirektiivin ehdot biohajoavan jätteen kaatopaikkasijoituksen rajoittamisesta tulee täyttää. Mekaanis-biologisella käsittelyllä saavutetaan perinteisellä jätteen biohajoavuutta kuvaavalla hehkutushäviöllä mitattuna vähenemä käsittelemättömän jätteen %:sta välille % (Soyez & Plickert, 2002), minkä mukaan MB-käsittely ei olisi riittävä keino biohajoavan jätteen vähentämiseksi. Hehkutushäviöllä on kuitenkin useita huonoja puolia biohajoavuuden kuvaajana, ja näihin palataan tarkemmin luvussa 5.1. Osin tarpeesta etsiä hehkutushäviön korvaavia biohajoavuuden mittareita Saksassa on toteutettu luvulla laaja tutkimushankkeiden kokonaisuus MB-käsittelyn mahdollistamiseksi osana yhdyskuntien jätehuoltoa (Soyez, 2001). Suureksi osaksi tutkimushankkeiden peruja on Saksan jäteasetuksen määrittelemä kaatopaikka-alaluokka mekaanis-biologisesti käsitellylle yhdyskuntajätteelle (AbfablV). Luokitus perustuu paitsi liukoisuusrajaarvoihin, myös biohajoavuuden raja-arvoihin, jotka on määritetty uusille biohajoavuuden osoittamismenetelmille. Myös näitä kuvataan tarkemmin luvussa 5. Haitta-aineiden liukoisuutta käsittelevässä luvussa on yhdessä käsiteltyjen yhdyskuntajätteiden liukoisuuskokeiden tulosten yhteydessä esitetty kaatopaikkarajaarvot tavanomaiselle epäorgaaniselle jätteelle (EU) sekä Saksan jäteasetuksen raja-arvot

24 24 MB-jätteelle. Luvussa 5 biohajoavuuden yhteydessä on esitetty Saksan jäteasetuksen raja-arvot MB-jätteen biohajoavuudelle. 4 HAITTA-AINEIDEN LIUKOISUUS Kuten jo johdanto-luvussa on mainittu, tämän työn kokeellisessa osassa keskitytään jätteenkäsittelyn jäännösjakeiden sisältämien haitta-aineiden liukoisuuden tutkimiseen. Tässä luvussa esitetään tutkimustuloksia jäännösjakeiden liukenemiskäyttäytymisestä lähinnä laboratoriomittakaavan olosuhteissa. Siksi ennen jäännösjakeiden liukenemiskäyttäytymisen käsittelyä on tarpeen yleisellä tasolla myös esitellä käytetyimpiä liukoisuuskäyttäytymisen tutkimusmenetelmiä sekä hieman valottaa niitä tekijöitä, jotka aineiden liukenemiseen kiinteästä olomuodosta nesteeseen vaikuttavat. Luvut 4.1 ja 4.2 on omistettu näille teemoille. 4.1 Liukoisuuden tutkimiseen käytössä olevat menetelmät Työn kokeellisessa osassa käytetyt koejärjestelyt on kuvattu tarkemmin kokeellisen osan luvussa 3. Mainittakoon myös, että samat menetelmät soveltuvat haitta-aineiden sitoutumisen arviointiin eli materiaalien sidontakapasiteetin tutkimiseen. Tällöin uuttoliuoksena käytetään nestettä, joka sisältää liuenneessa muodossa olevia haittaaineita, ja joka analysoidaan ennen ja jälkeen testin. Näin voidaan alkuperäisten ja lopullisten pitoisuuksien avulla laskea tietyn haitta-aineen jakaantumiskerroin K d (l/kgts) tutkitussa materiaalissa Kolonnitestit Kolonnitestissä vettä tai muuta uuttonestettä virtaa pystysuunnassa jätemateriaalia sisältävän kolonnin läpi joko ylös- tai alaspäin. Kolonnin läpi virrannut neste kerätään etukäteen määritellyn kokoisina fraktioina talteen ja analysoidaan haluttujen haittaaineiden osalta. Koejärjestely simuloi tietyin rajoituksin sadeveden suotautumista jätetäytön läpi. Virtausnopeus on usein huomattavasti nopeampi kuin kenttäolosuhteissa, mutta pidetään kuitenkin niin hitaana, että tietyn tasoisen tasapainotilan voidaan katsoa

25 25 syntyvän nesteen ja kiinteän aineen välillä. Tyypillinen kolonnitestin kesto vaihtelee muutamasta viikosta useaan kuukauteen. Kolonnitestit soveltuvat hyvin kuvaamaan aineiden liukenemisen kehitystä neste/kuiva-aine eli L/S-suhteilla 0-2 l/kg tai 10 l/kg asti (Van der Sloot ym., 1997). EU:n tasolla kolonnitestin (virtaus ylöspäin) standardointi on luonnosvaiheessa (pren 14405) Lysimetrikokeet Lysimetrikokeet ovat periaatteeltaan suuria kolonnitestejä, jotka usein suoritetaan ulkoilmassa todellisissa ympäristöoloissa, ja niitä voidaan käyttää laboratorio-oloissa suoritettujen kokeiden tulosten tarkastamiseen. Lysimetrikokeiden kesto voi vaihdella vuodesta useaan vuoteen. Koejärjestely antaa tietoa jätetäytön alkuvaiheen suotoveden koostumuksesta alhaisilla L/S-suhteilla (Van der Sloot ym., 1997) Panostyyppiset kokeet Panostyyppiset liukoisuustestit käsittävät laajan kirjon erilaisia kokeita, joissa tietty määrä vettä saatetaan kosketuksiin tietyn jätemateriaalimäärän kanssa avoimessa tai suljetussa astiassa, ja ravistellaan tai muuten sekoitetaan näin saatua seosta testin vaatima aika. Yleensä testiaika on säädetty sellaiseksi, että tasapainotilan nesteen ja kiinteän aineen välille voidaan olettaa syntyvän, ja lisäksi kesto usein säädetään normaalin työajan puitteisiin. Testin jälkeen kiinteä faasi erotetaan nesteestä ja neste analysoidaan haluttujen parametrien osalta. Yksittäisessä panostyyppisessä liukoisuuskokeessa L/S-suhde siis määrätään jo testin alussa. Usein on epäkäytännöllistä suorittaa kokeita pienemmällä L/S-suhteella kuin 2, ja varsin suurilla L/S-suhteilla törmätään helposti liuenneiden haitta-aineiden pitoisuuksien määritysrajoihin. Standardoidut panostyyppiset liukoisuuskokeet suoritetaan yleensä L/S-suhteilla 2-20 (Van der Sloot ym., 1997). EU:n tasolla on standardoitu neljä panostyyppistä ravistelutestiä (EN 12457/1-4), jotka suoritetaan L/Ssuhteilla 2 tai 10. ph-staattisissa testeissä jätemateriaalin ja siihen lisätyn veden seoksen ph pidetään vakaana halutulla tasolla testin ajan lisäämällä seokseen happoa tai emästä, usein automaattisesti jatkuvaan ph-mittaukseen perustuen. Testi tuo tietoa erilaisten pholosuhteiden vaikutuksesta haitta-aineiden liukoisuuteen (Van der Sloot ym., 1997).

26 26 EU:n tasolla ph-staattisen testin (pren 14229) standardointityö on luonnosvaiheessa. Testiaika tulee mitä todennäköisimmin olemaan 48 tuntia. Maksimiliukoisuuskokeilla pyritään selvittämään haluttujen haitta-aineiden suurin mahdollinen liukoisuus ko. materiaalista. Koeolosuhteet luodaan sellaisiksi, että tutkittujen aineiden liukoisuus on suurimmillaan. Tämä tarkoittaa usein suuria L/Ssuhteita ( l/kg) ja testin suorittamista ph:n säädöllä ph-arvossa, jossa liukeneminen on kaikkein voimakkainta (Van der Sloot ym., 1997) Testiolosuhteet Seuraavassa on listattu liukoisuuskokeiden testiparametreja, jotka ovat tärkeitä testin lopputuloksen kannalta, ja jotka voivat vaihdella suurestikin eri testien välillä (Van der Sloot ym., 1997): Näytteiden esikäsittely, esim. murskaus tai seulonta pienempään partikkelikokoon Uuttoliuoksen koostumus Sovellettava sekoitustapa (esim. ravistelu tai magneettisekoitus) Nesteen ja kuivan aineen suhde L/S Testiaika Lämpötila Nesteen erottaminen kiinteästä aineesta testin jälkeen (esim. suodatus tai sentrifugointi) Parametrien analysointimenetelmät Useimmissa standardoiduissa liukoisuustesteissä yllä olevat seikat ovat määrätyt, mikä auttaa suuresti tulosten keskinäisessä vertaamisessa. 4.2 Haitta-aineiden liukenemiseen vaikuttavat tekijät Kun kiinteä materiaali joutuu kosketuksiin nesteen kanssa, liukenee kiinteästä materiaalista nestefaasiin aineosia, joiden määrä ja laatu sekä liukenemisnopeus ovat lukuisten osatekijöiden summa. Liukenemiseen vaikuttavat tekijät voidaan jakaa fysikaalisiin, kemiallisiin ja biologisiin tekijöihin. Näistä biologiset tekijät aiheuttavat

27 27 esim. ph-muutoksia, liuenneen aineen syntyä sekä pelkistävien olosuhteiden syntymistä, ja voidaan näin ollen tässä yhteydessä yhdistää kemiallisiin liukenemiseen vaikuttaviin tekijöihin (Van der Sloot ym., 1997) Aineiden liukenemiseen vaikuttavat fysikaaliset tekijät Partikkelien ominaisuudet Partikkelien pinta-alan suhde partikkelien tilavuuteen, keskimääräinen partikkelikoko ja sisäiset huokosrakenteet ovat kaikki tekijöitä, jotka kontrolloivat kiinteän aineen pintaalaa, joka on kosketuksissa ympäröivän nesteen kanssa. Suurempi pinta-ala massaa tai tilavuutta kohden sallii aineiden nopeamman liukenemisen nestefaasiin kiinteän aineen pinnalta. Usein jätemateriaalit ovat varsin heterogeenisiä materiaaleja, jotka omaavat erilaisia pinta-ala/tilavuussuhteita, raekokojakaumia sekä huokostilavuuksia (Chandler ym., 1997). Nesteen virtaus partikkelien ohi Lopullisissa sijoitusolosuhteissa esim. kaatopaikalla painovoima mahdollistaa nesteen eli veden virtauksen partikkelien ohi. Materiaalin huokoisuus ja materiaalin päällä olevan veden määrä (paine) hallitsevat nesteen virtausnopeutta partikkelien ohi ja läpi. Neste virtaa erittäin hitaasti tai ei ollenkaan matalan vedenläpäisevyyden ja pienen partikkelien välisen huokostilavuuden omaavan materiaalin läpi. Virtausnopeudella materiaalin läpi nesteillä, jotka eivät ole vielä saavuttaneet tasapainotilaa liukenevan kiinteän aineen kanssa, on erityinen merkitys, sillä tällöin virtausnopeus kontrolloi kiinteän ja nestefaasin välillä tapahtuvaa massanvaihtoa. Ollaan tilanteessa, jossa virtausnopeus materiaalin läpi määrää, syntyykö tasapainotilaa kiinteän aineen ja nesteen välillä ollenkaan. Hitaan virtausnopeuden ja voimakkaasti liukenevan kiinteän faasin tapauksessa liukenemisnopeus on suurempi kuin nestefaasi ehtii kuljettaa ainetta pois, jolloin tasapainotila kiinteän ja nestefaasin välillä voi syntyä. Vastaavasti, jos kyseessä on tilanne, jossa nopea nesteen virtausnopeus yhdistyy suhteellisen hitaasti liukenevaan kiinteään faasiin, liuenneita aineita kulkeutuu pois nopeammin kuin niitä liukenee kiinteästä faasista, eikä tasapainotilaa pääse syntymään (Chandler ym., 1997, Van der Sloot ym., 1997)

28 28 Materiaalin fysikaaliset muutokset ikääntymisen seurauksena Ikääntyessään materiaalit joutuvat luonnollisesti kosketuksiin ympärillään olevien aineiden, kuten ilman kanssa, mikä saattaa johtaa materiaalissa tapahtuviin fysikaalisiin muutoksiin. Tällaisia ovat esimerkiksi karbonatisoitumisen ja hapettumisen seurauksena tapahtuvat mineralogiset muutokset partikkelien pinnoilla. Hyvä esimerkki on jätteenpolton pohjakuona, jonka ikääntyminen aiheuttaa uusien mineraalien muodostumista partikkelien pinnoille, mikä puolestaan lisää monien metallien pidättymistä kiinteään faasiin (Van der Sloot ym., 1997) Aineiden liukenemiseen vaikuttavat kemialliset tekijät ph:n vaikutus Monet kiinteät aineet liukenevat huomattavasti voimakkaammin sekä happamissa että emäksisissä kuin neutraaleissa olosuhteissa. Tällaisia aineita kutsutaan amfoteerisiksi, eli aineiksi, joilla on sekä happamat että emäksiset ominaisuudet. Metalleista esimerkiksi lyijy ja sinkki ovat amfoteerisia. Osa kiinteistä aineista puolestaan saavuttaa maksimiliukoisuutensa neutraalissa ph:ssa. Toisten aineiden liukeneminen kiinteästä faasista nesteeseen taas ei ole lainkaan ph-riippuvaista, kuten esimerkiksi rikin ja kloorin. Uutto- tai suotovesien ph:ta kontrolloivat voimakkaasti kiinteässä aineessa suurina pitoisuuksina olevien mineraalien liukeneminen. Myös ilmakehän hiilidioksidi sekä biologisen toiminnan seurauksena syntynyt hiilidioksidi vaikuttavat uutto- ja suotovesien ph:n kehittymiseen (Van der Sloot ym., 1997) Kompleksinmuodostuksen vaikutus liukenemiseen Aineet, jotka muuten eivät olisi vallitsevissa olosuhteissa liukenevia, voivat tiettyjen kompleksinmuodostajien läsnä ollessa sitoutua näihin ja muodostaa liukoisessa muodossa olevia kompleksiyhdisteitä. Tyypillinen esimerkki epäorgaanisesta kompleksinmuodostuksesta on kadmiumin liukeneminen kloridin vaikutuksesta ja CdCl kompleksin muodostuminen. Systeemeissä, jotka sisältävät hajoavaa orgaanista ainesta, on metallien kompleksinmuodostus liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) kanssa yleinen ilmiö. DOC:ta voi muodostua biologisen tai kemiallisen hajoamisen kautta. Erityisesti kuparin voimistunut liukeneminen DOC:n läsnä ollessa on hyvin tunnettu ilmiö. Liukoisten

29 29 kompleksien muodostuminen on hyvin riippuvaista systeemin ph:sta (Van der Sloot ym., 1997). Hapetus-pelkistyspotentiaalin (redox-potentiaali) vaikutus liukenemiseen Systeemin redox-potentiaalilla on merkitystä aineiden liukenemisessa, sillä hapen puuttuminen systeemistä johtaa sellaisten kemiallisten faasien syntyyn, joilla on hyvin erilaiset liukoisuusominaisuudet kuin hapettavassa ympäristössä. Erittäin liukenemattomien metallisulfidien muodostuminen on hyvä esimerkki pelkistävien olosuhteiden reaktioista. Pelkistävät olosuhteet saattavat kehittyä, jos materiaali sisältää tai joutuu kosketuksiin hajoavan orgaanisen aineen kanssa (Van der sloot ym., 1997). Sorption vaikutus liukenemiseen Monet kiinteässä muodossa olevat aineet kykenevät pidättämään liuenneita aineita pinnalleen erilaisten sorptioreaktioiden kautta. Sorptioreaktioissa muodostuu sekä vahvoja että heikkoja sidoksia, jotka vaikuttavat pidättyneiden aineiden uudelleen liukenemiseen. Sorptiopintojen pintavaraus on tärkeää, sillä se määrää pidättyvätkö anionit vai kationit. Partikkelien pintavaraus, kuten koko sorptioprosessi, on voimakkaasti ph-riippuvaista (Chandler ym., 1997). Erityisesti maa-ainesten yhteydessä aineiden sorptio rauta- ja mangaanioksideihin sekä orgaaniseen ainekseen on liukoisuutta kontrolloiva tekijä. Rautapitoisuus ja orgaanisen aineksen määrä ovatkin tärkeitä parametreja maa-ainesten karakterisoinnissa (Van der Sloot ym., 1997). 4.3 Haitta-aineiden liukoisuus jätteenkäsittelyn jäännösjakeista MB-jäte Mekaanis-biologisesti käsitellystä jätteestä liukenevien haitta-aineiden pitoisuudet riippuvat ainakin käsittelyprosessiin alun perin tuodun jätteen koostumuksesta, mekaanisessa vaiheessa suoritettavasta kierrätettävien ja poltettavien jakeiden erottelusta, sekä biologisen prosessin toimivuudesta. Jos metallien erottelu ei ole riittävän tehokasta, saattavat metallien pitoisuudet käsittelyn lopputuotteessa, ja sitä kautta myös niiden liukenevat osuudet, olla jopa suurempia kuin

30 30 käsittelemättömässä jätteessä biologisessa vaiheessa tapahtuneen massahäviön takia. Tämä havaittiin mm. italialaisissa tutkimuksissa (Cossu ym., 2001), joissa sekä mekaanis-biologisesti käsitellylle jätteelle (kolmen viikon aktiivinen käsittely, neljän viikon kypsytys) että käsittelemättömälle jätteelle suoritettiin tarkemmin määrittelemättömät liukoisuuskokeet. Havaittiin että kaikki analysoidut raskasmetallit (Cd, Zn, Ni, Pb, Cu, Cr) rautaa lukuun ottamatta olivat MB-jätteen uuttoliuoksessa rikastuneina verrattuna käsittelemättömään jätteeseen. Orgaanisen hiilen ja typen liukenevuus puolestaan riippuu pitkälti biologisesta vaiheesta. Pelkkä orgaanisen aineen kokonaispitoisuuden väheneminen ei kerro koko totuutta, sillä biologisen hajoamisen aikana syntyneet humusyhdisteet ovat huomattavasti pysyvämpiä luonteeltaan kuin alkuperäiset yhdisteet. Lisäksi humusyhdisteillä tiedetään olevan kyky sitoa monia metalleja, mikä tietenkin vähentää niiden liukoisuutta. Luvussa 3 kuvatut liukoisuuskokeet soveltuvat ennen kaikkea käsiteltyjen jätteiden liukoisuusominaisuuksien tutkimiseen. Käsittelemättömälle sekajätteelle on sen heterogeenisen luonteen vuoksi vaikea suorittaa vastaavanlaisia testejä jo pelkästään edustavan näytteenoton vaikeuden vuoksi, ja niinpä tällaisista kokeista ei ole juurikaan julkaistua tietoa. Siksi mekaanis-biologisen käsittelyn tehokkuutta ei voida suoraan todeta liukoisuustesteihin perustuvan vertailun avulla. Käsittelyn onnistumisen arviointi perustuu tässä yhteydessä mekaanis-biologisesti käsiteltyjen jätteiden liukoisuuskokeista saatavilla olevan aineistoon, ja tulosten vertaamiseen niiden maiden kaatopaikkakriteereihin, jotka ovat ottaneet tai ottamassa käyttöön kaatopaikkaalaluokan mekaanis-biologisesti käsitellylle jätteelle. Saksassa MB-jätettä voidaan vuoden 2005 jälkeen sijoittaa kaatopaikalle, jos se täyttää ko. kaatopaikka-alaluokan kriteerit haitta-aineiden liukoisuudelle muiden raja-arvojen ohella. Liukoisuuden osalta Saksan jäteasetuksen sijoituskriteerit MB-jätteelle perustuvat standardoituun DIN S4 (DEV S4)-liukoisuustestiin, joka on 24 tuntia kestävä ravistelutesti, ja joka on identtinen EU:ssa standardoidun EN testin kanssa. Testiä varten materiaali murskataan partikkelikooltaan alle 10 mm ja testi suoritetaan L/S-suhteessa 10. Taulukkoon 4.1 sivulla 32 on koottu Saksan jäteasetuksen raja-arvot suodosparametreille, sekä verrattu niitä EU:n kaatopaikkaluokituksen tavanomaisen epäorgaanisen jätteen kaatopaikkaraja-arvoihin siten, että DIN testin liukoisuusraja-arvopitoisuudet (mg/l) on muutettu soveltuvin osin yksikköön mg/kgts kertomalla ne testin L/S-suhteella. Taulukoon on raja-arvojen rinnalle otettu

31 31 saksalaiselta täyden mittakaavan laitokselta Luneburgista peräisin olevalle MB-jätteelle suoritettujen DIN kokeiden tuloksien vaihteluvälejä. Luneburgin laitoksen voidaan katsoa edustavan perusteellista mekaanis-biologista käsittelyä, sillä mekaaninen vaihe käsittää murskauksen kahdessa vaiheessa, magneettierotuksen, seulonnan ja homogenisoinnin, ja biologinen vaihe (kompostointi) kestää yli 100 päivää. Lisäksi koko prosessi toteutetaan suljettuna (Von Felde & Doedens, 1999). Taulukossa myös Luneburgin liukoisuustulokset on kerrottu 10:lla vertailun helpottamiseksi. Taulukosta nähdään, että MB-jätteen kaatopaikkakriteerit liukoisuuden osalta Saksassa ovat orgaanista hiiltä lukuun ottamatta varsin yhteneväiset tavanomaisen epäorgaanisen jätteen kaatopaikkaraja-arvojen kanssa. Orgaaniselle hiilelle sallitaan Saksan jäteasetuksessa yli kolme kertaa korkeampi raja-arvo, kuin EU:n tavanomaisen epäorgaanisen jätteen kaatopaikka edellyttää. MB-jätteelle suoritetuista julkaistuista liukoisuuskokeista mainittakoon, että useimmissa julkaisuissa on pitäydytty muutaman parametrin tarkkailussa, eikä täydellistä vertailua MB-jätteen saksalaisiin sijoituskriteereihin ole juurikaan tehty. Erilaisille MB-jätteille suoritettujen liukoisuuskokeiden tulosten keskinäinen vertaaminen on hankalaa, sillä tällöin tulisi tuntea sekä tarkoin prosessit, jotka ko. jäännösjakeita tuottavat, että prosesseihin syötettävän jätteen koostumus. Saksalaisissa tutkimuksissa on havaittu, että ongelmaksi MB-jätteen kaatopaikkakelpoisuudessa liukoisuuskokeiden osalta muodostuu lähinnä liukenevan orgaanisen hiilen osuus. Raja-arvot raskasmetallien liukoisuudelle on pystytty useimmiten saavuttamaan (mm. von Felde & Doedens, 1999, Bidlingmaier & Scheelhaase, 1999). Liukoisuuskokeissa määritettävän uuttoliuoksen TOC:n merkittävyyttä on käsitelty tarkemmin luvussa 5 biohajoavuuden yhteydessä.

32 32 Taulukko 4.1 MB-jätteen suodosparametrien raja-arvot ja EU:n tavanomaisen jätteen kaatopaikkaraja-arvot sekä saksalaisia tutkimustuloksia Parametri Yks. Sijoituskriteeri MBjätteelle, Saksa (2001) Kaatopaikkaraja-arvo tavanomaiselle epäorgaaniselle jätteelle (EU, 2003) Saksalaista aineistoa Luneburgin laitokselta (Bidlingmaier ym., 1999) L/S l/kgts ph - 5,5 13,0-7,0 7,1 Sähkönjoht. ms/cm 50-1,7 2,9 TOC mg/kg TS Fenolit mg/kg TS <0,1 As mg/kg TS 5,0 2 0,08 0,68 Pb mg/kg TS ,01 0,06 Cd mg/kg TS 1,0 1 0,002 0,009 Cr mg/kg TS 1,0 2) 10 1) <0,05 2,6 1) Cu mg/kg TS ,9 1,9 Ni mg/kg TS ,4 0,6 Hg mg/kg TS 0,2 0,2 <0,004 0,009 Zn mg/kg TS ,3 2,9 Fluoridi mg/kg TS <1 2 NH 4 -N mg/kg TS <0-60 CN 3) mg/kg TS 5,0 - <0,05 AOX mg/kg TS 15-0,6 1,8 1) kok.kromi 2) Kromi VI 3) syanidi, helposti vapautuva

33 Pohjakuona Taulukkoon 4.2 seuraavalla sivulla on koottu eurooppalaisille jätteenpolton pohjakuonille suoritettujen liukoisuuskokeiden tuloksia, sekä verrattu niitä EU:n kaatopaikkaluokituksen tavanomaisen epäorgaanisen jätteen kaatopaikan raja-arvoihin. Lapa ym. (2002) ovat esittäneet eri lähteistä peräsin olevien pohjakuonien liukoisuuskokeiden tuloksia. Kuonat olivat belgialaisilta (3kpl), ranskalaisilta (1kpl), saksalaisilta (1), italialaisilta (1) ja englantilaisilta (1) jätteenpolttolaitoksilta. Kaikki tutkitut kuonat olivat tuoreita. Pfrang-Stotz ym. (2000) puolestaan tutkivat saksalaiselta jätteenpolttolaitokselta peräisin olevan kuonan liukoisuuskäyttäytymistä lukumäärältään runsaista näytteistä. Myös nämä näytteet olivat ph:n perusteella tuoreista kuonista. Näiden testien perusteella ainakin elohopeaa, lyijyä sekä kloridia ja fluoridia saattaa liueta tuoreista kuonista enemmän kuin tavanomaisen jätteen kaatopaikkaraja-arvo edellyttää. Myös DOC:n pitoisuudet nousivat yllättävän korkeiksi osassa näytteistä. Näissä tapauksissa polttolaitokset myös tuottivat tutkituista kohteista eniten pohjakuonaa poltettua jätemäärää kohden, mikä saattaa kertoa huonosti toimivista polttoprosesseista (Lapa ym., 2002). On kuitenkin huomautettava, että taulukon 4.2 kuonille ilmoitetut liukoisuustulokset eivät suinkaan edusta kaikkien massapoltosta syntyvien pohjakuonien ominaisuuksia, vaan enemmänkin antavat kuvan siitä, millä välillä taulukossa olevien parametrien arvot saattavat liikkua.

34 34 Taulukko 4.2 Pohjakuonan liukoisuuskäyttäytyminen ravistelutesteissä verrattuna kaatopaikkakriteereihin Parametri Yksikkö Pohjakuonia eri maista (Lapa ym., 200) Saksalainen pohjakuona (Prang- Stotz ym., 2000) Tavanom. epäorg. jätteen kaatopaikkaraja-arvo (EU) Näytteiden lkm Testi EN (<4 mm) DIN (DEVS4) (<10 mm) L/S l/kg TS ph - 8,9 12,5 9,5 11,4 - As mg/kg TS <0,02 0,34 0,0003 0,01 2 Ba mg/kg TS Ei määritetty Ei määritetty 100 Cd mg/kg TS <0,02 0,001 0,037 1 Cr mg/kg TS <0,20 3,20 0,3 0,88 10 Cu mg/kg TS 0,12 14,85 0, Hg mg/kg TS <0,012 0,230 0,0003 0,002 0,2 Mo mg/kg TS Ei määritetty Ei määritetty 10 Ni mg/kg TS <0,2 0,01 0,22 10 Pb mg/kg TS <0,5 10,2 0,005 0,37 10 Sb mg/kg TS Ei määritetty Ei määritetty 0,7 Se mg/kg TS Ei määritetty Ei määritetty 0,5 Zn mg/kg TS <0,50 14,32 0, Cl - mg/kg TS F - mg/kg TS 2, Ei määritetty 150 SO 4 2- mg/kg TS DOC mg/kg TS Ei määritetty 800 Koska pohjakuona muodostuu varsin korkeissa lämpötiloissa, joista se yleensä jäähdytetään nopeasti, on kuona tuoreena termodynaamisesti epästabiilissa tilassa (Meima ym., 2002). Siksi kuonan ikääntyminen, eli ennen kaikkea joutuminen

35 35 kosketuksiin ilman kanssa muuttaa sen ominaisuuksia merkittävästi. Niissä Euroopan maissa, joissa jätteiden massapoltto on yleistä, kuonia varastoidaan tyypillisesti vähintään puoli vuotta ennen loppusijoitusta. Lisäksi hyötykäytettäville kuonille sovelletaan normaalin ikäännyttämisen lisäksi erilaisia käsittelymenetelmiä, joihin ei tässä yhteydessä puututa tarkemmin. Käsittelymenetelmien tarkoituksena on luonnollisesti pienentää haitta-aineiden liukoisuutta ja parantaa kuonien geoteknistä stabiiliutta tulevaa hyötykäyttöä varten. Kuonan ikääntyminen alkaa heti tuoreen kuonan joutuessa kosketuksiin sammutusveden kanssa. Hydrolyysi alkaa välittömästi ja jatkuu niin kauan, kuin kuona on veden kanssa kosketuksissa. Kuonien hydrolyysi käsittää ennen kaikkea kalsium-, natrium-, kaliumja epäjalojen metallien kuten alumiini- ja rautaoksidien muuttumisen hydroksideiksi. Hydrolyysin jatkuessa syntyneet hydroksidit alkavat saostua. Kuonien ph:ta (esim. liukoisuuskokeen uuttonesteen ph) hallitsevat voimakkaimmin kalsiumin mineraalit (Sabbas ym., 2003). Tuoreina kuonat ovat voimakkaasti emäksisiä luonteeltaan, ja niiden ph onkin yleisesti välillä Jopa korkeammat ph-arvot ovat mahdollisia, mikäli kuonia ei sammuteta polton jälkeen. Kenties merkittävin kuonien ikääntymiseen vaikuttava tekijä on kuitenkin joutuminen kosketuksiin ilmakehän hiilidioksidin kanssa. Hiilidioksidi reagoi emäksisen kuonan kanssa, kunnes kuonan sisältämän kalsiitin (CaCO 3 ) ja ilmakehän hiilidioksidin välillä on tasapaino. Tällöin kuonan ph on välillä 8-8,5 (Sabbas ym., 2003). Yleisesti tästä reaktiosta käytetään nimitystä karbonatisoituminen. Ikääntymisen vaikutuksena kuonien ph siis laskee. Tämä vähentää monien raskasmetallien liukoisuutta, sillä esimerkiksi kadmiumin, lyijyn, sinkin, kuparin ja molybdeenin liukoisuus on pienimmillään, kun ph on lähellä 8:aa. Tässä tilassa tasapaino ilman hiilidioksidin ja kalsiitin välillä toimii voimakkaana puskurina, eikä kuonan ph laske helposti alle 8:n (Sabbas ym., 2003) Edellä kuvatussa hydrolyysissä syntyy uusia mineraalipintoja, joihin haitta-aineet voivat sitoutua sorption kautta. Etenkin rauta- ja alumiinihydroksidien on havaittu olevan reaktiivisia sorptiopintoja ainakin kadmiumille, sinkille, kuparille lyijylle ja molybdeenille (Meima & Comans 1998, 1999). Kaikkein hallitsevin tekijä haitta-aineiden, erityisesti raskasmetallien, liukenemiselle pohjakuonasta on kuonapartikkeleita ympäröivän veden ph (Chandler ym., 1997). On

36 36 julkaistu useita tutkimuksia, joissa monien raskasmetallien liukoisuuden kuonasta on osoitettu olevan voimakkaasti ph-riippuvaista ja vaihtelevan jopa useilla kertaluokilla ph:n muuttuessa (mm. Johnson ym., 1996, Chandler ym., 1997, Dijkstra ym, 2002) Chandler ym. (1997) esittävät tuloksia ph-staattisista testisarjoista, joissa on tutkittu pääasiassa metallien liukoisuutta pohjakuonamateriaaleista. Tutkittujen metallien (ja puolimetallin, As) liukoisuuden ph-riippuvaisuutta on havainnollistettu taulukossa 4.3. Taulukko 4.3 ph:n vaikutus valikoitujen raskasmetallien liukenemiseen pohjakuonasta (mukailtu lähteestä Chandler ym., 1997) Aine Liukoisuuden ph-alue, jolla suurin ph-alue, jolla pienin ph-alue, jolla vaihteluväli (µg/l) liukoisuus liukoisuus voimakkain muutos As 0, Cd 0, > Cr <2 >8 0 6 Cu <4, > , >11 Mo >7 <7 4-7 Ni Matala Korkea Lineaarinen Pb <8, > , >10 Zn , > , >11 Arseeni on ainoa tutkituista alkuaineista, jonka liukenemiselle ei voida osoittaa selkeää ph-riippuvuutta. Kadmium puolestaan muodostaa liukenevia komplekseja kuonan sisältämän kloorin kanssa, mikä ph:n lisäksi vaikuttaa sen liukoisuuteen. Kuparin liukoisuuteen vaikuttaa ph:n lisäksi myös liuenneen orgaanisen aineen läsnäolo (Chandler ym., 1997).

37 37 5 MUUT OMINAISUUDET 5.1 Biohajoavuus Tässä luvussa keskitytään käsittelemään MB-jätteen biohajoavuutta, sillä jätteenpolton pohjakuonan biologisen hajoamisen voidaan katsoa olevan suhteellisen merkityksetöntä. Hieman perspektiiviä asiaan saadaan luvussa 5.2. jäännösjakeiden kaasuntuoton kuvauksen yhteydessä Biohajoavuuden testimenetelmistä Aiemmin mainitulla hehkutushäviöllä ja orgaanisen hiilen kokonaismäärällä katsotaan olevan seuraavia puutteita varsinkin käsiteltyjen jätteiden biohajoavuuden mittaamisessa (Soyez & Plickert, 2002): Hehkutushäviö sisältää myös biologisesti hajoamattoman osuuden orgaanisesta aineesta Biologisesti muuntuneiden yhdisteiden positiiviset vaikutukset jäävät huomiotta, kuten humustyyppisten yhdisteiden sidontakapasiteetti Hehkutushäviö sisältää myös haihtuvia epäorgaanisia aineita TOC sisältää myös biologisesti hajoamatonta orgaanista hiiltä Pääasiassa näiden syiden takia on kehitelty testejä, jotka paremmin soveltuvat kuvaamaan varsinkin mekaanis-biologisesti käsitellyn jätteen biohajoavuutta. Kehitystyö jatkuu yhä, mikä näkyy julkaistujen tutkimustulosten melkoisena kirjavuutena biohajoavuuden indikaattorien suhteen. AT 4 -hengitysaktiivisuustesti Yksi eniten käytetyistä testeistä on AT 4 -hengitysaktiivisuustesti, jossa mitataan tietyissä vakio-olosuhteissa biologisten prosessien kuluttaman hapen määrää 96 tunnin aikana. Saksan jäteasetuksen raja-arvo mekaanis-biologisesti käsitellylle jätteelle on 5 mgo 2 /g kuiva-ainetta (AbfAblV). Itävallan kaatopaikka-asetuksen ohjearvo on 7 mgo 2 /g TS (Binner, 2002). Myös koko EU:n alueella saatetaan lähitulevaisuudessa siirtyä käyttämään AT 4 -arvoa biohajoavuuden osoittajana, sillä EU:n komission työryhmän toisessa ehdotuksessa (European Commission, 2001) esitetään mekaanis-biologisen

38 38 käsittelyn jäännösjakeelle raja-arvoa AT 4 10 mgo 2 /gts kuvaamaan biologisesti stabiilia lopputuotetta. Testiä varten näyte murskataan partikkelikokoon, joka on pienempi kuin 10 millimetriä. Näytteen vesipitoisuus säädetään halutulle tasolle, minkä jälkeen 40 gramman painoisen näytteen kuluttama happi mitataan neljän vuorokauden aikana 20 o C lämpötilassa ja muutetaan yksikköön mgo 2 /gts. Menetelmä on suosittu sen suhteellisen helppouden vuoksi. Helppous johtuu pääasiassa lyhyestä testiajasta sekä tarvittavan näytteen vähäisestä määrästä. Lyhyen analyysiajan vuoksi AT 4 -testi sopii erityisen hyvin teknisiin käytännön tarkoituksiin, kuten kaatopaikkojen seurantaan. Todellista biologista päästöpotentiaalia kuvaamaan tämä standardoitu testi on liian lyhyt. AT 4 -testi soveltuu hyvin kuvaamaan lyhyen ajan biologista aktiivisuutta. Pidempää havaintoaikaa tai pitkäkestoisia anaerobisia testejä olisi käytettävä todellisen biologisen päästöpotentiaalin mittaamiseen (von Felde ja Doedens, 1999). Tutkimuksissa on havaittu, että biologisen käsittelyn aikana syntyneet metaboliatuotteet voivat vaikeuttaa aerobista hajoamista AT 4 -testin aikana, mikä tarkoittaa normaalia pidempää viivettä biologisen toiminnan käynnistymisessä testin alussa. Tämä saattaa johtaa matalampien arvojen havaitsemiseen. Siksi on tultu johtopäätökseen, että jätteen biohajoavuutta kuvaamaan AT 4 -testin lisäksi on syytä suorittaa myös muita testejä, joissa tämän viiveen vaikutukset eivät enää näkyisi. Tällaisia ovat esimerkiksi seuraavassa alaluvussa käsiteltävät jätteen kaasuntuottoa kuvaavat testit, jotka suoritetaan anaerobisissa oloissa. Tällöin myös päästään lähemmäs todellisia kaatopaikkaolosuhteita, ja aerobisesti hajoamattomien yhdisteiden osuus tulee huomioitua. Kaasuntuottotestit On paljon keskusteltu siitä, missä oloissa ja minkä kestoinen kaasuntuottotesti on soveltuvin biohajoavuuden kuvaamiseen. Itävallassa on suosittu pitkäkestoisia GS 90 - ja GS 240 -testejä (90 ja 240 päivää), joissa kaasuntuottoa mitataan anaerobisissa oloissa. Näissä testeissä voidaan jo mitata kaasuntuottopotentiaalia pelkän aktiivisuuden sijaan. Lyhyemmän ajan kaasuntuottotestit, anaerobinen inkubointitesti GS 21 ja anaerobinen fermentaatiotesti GB 21, kuvaavat enemmänkin jätteen aktiivisuutta kuin potentiaalia. Binner ym. (1999) huomauttavat, että GB 21 -testin aikana muodostuu vain %

39 39 GS 240 -inkubointitestin aikana muodostuneesta kaasusta mekaanis-biologisesti käsitellyllä jätteellä, jonka vuoksi he suosivat kaasuntuoton mittaamiseen inkubointitestiä GS 90. Kuitenkin nämä 90 tai jopa 240 päivää kestävät testit ovat ilmiselvästi liian pitkiä käytännön sovelluksiin. On havaittu varsin suuri korrelaatio (0,95, n=15) inkubointitestin GS 90 tulosten ja fermentaatiotestin GB 21 tulosten välillä käsitellylle jätteelle (Binner ym., 1999). Saksassa on yleisenä käytäntönä mitata kaasuntuottoa nimenomaan GB 21 -testillä, ja Saksan jäteasetus sisältääkin mekaanis-biologisesti käsitellylle jätteelle stabiiliuden raja-arvon 20 Nl/kgTS (AbfAblV, 2001). 21 päivää kestävien kaasuntuottotestien soveltuvuudesta käytännön seurantaan johtuen myös Itävallan kaatopaikka-asetus sisältää suosituksen GS 21 - ja GB 21 -arvoille, jotka molemmat ovat niin ikään 20 Nl/kgTS (Binner, 2002). Kaasuntuottotestiä GB 21 varten näyte murskataan partikkelikooltaan pienemmäksi kuin 10 millimetriä. 50 grammaan näytettä lisätään 50 millilitraa aktiivilietettä ja 300 millilitraa vettä. Testi kestää 21 vuorokautta ja se suoritetaan 35 o C:n lämpötilassa. Mitattavana suureena on siis kaasuntuotto, joka ilmoitetaan yksikössä Nl/kg kuivaainetta (Nl=litraa normaalikaasua). Kaasuntuottotestin GB 21 tulokset korreloivat suhteellisen hyvin hengitysaktiivisuustesti AT 4 :n kanssa, kuten myös liukoisuuskokeissa määritetyn uuttoliuoksen orgaanisen kokonaishiilen TOC:n kanssa (Soyez & Plickert, 2002). On myös raportoitu korkeasta korrelaatiosta AT 4 -arvojen ja kaatopaikkasimulaatioiden todellisten kaasuntuottoarvojen välillä (Höring ym., 1999, Scheelhaase, 2001). Uuttoliuoksen orgaaninen kokonaishiili TOC eluaatti Sekä AT 4 - että GB 21 -testi ovat testejä, jotka mittaavat jätteen biologista aktiivisuutta, toinen aerobisissa ja toinen anaerobisissa oloissa. Jätteessä mahdollisesti olevilla myrkyllisillä aineilla saattaa olla mikrobitoimintaa tilapäisesti haittaava vaikutus, jolloin molempien testien antamat tulokset voivat virheellisesti olla liian alhaisia. Saksan jäteasetukseen on otettu stabiiliuskriteeriksi myös parametri, joka ei riipu näytteen testihetken biologisesta aktiivisuudesta. Uuttoliuoksen orgaanisen kokonaishiilen määrää TOC eluaatti pidetään kemiallisena parametrina soveltuvana, sillä sen arvot

40 40 korreloivat verrattain hyvin sekä AT 4 - että GB 21 -arvojen kanssa (von Felde & Doedens, 1999), kuten kuvasta 5.1 käy ilmi. Kohtuullisesta korrelaatiosta huolimatta myös hajonta on huomattavaa sekä alhaisilla että suurilla TOC eluaatti :n arvoilla. Sen sijaan korrelaatiota hehkutushäviön kanssa ei ole tämän aineiston perusteella havaittavissa. Saksan jäteasetuksen raja-arvo uuttoliuoksen TOC:lle on 250 mg/l. Kuva 5.1 Uuttoliuoksen TOC:n korrelaatio AT 4 - ja GB 21 -arvojen sekä hehkutushäviön (VS) kanssa (von Felde & Doedens, 1999). Uuttoliuoksen TOC kuvaa siis liuenneen orgaanisen hiilen kokonaismäärää (DOC). Lyhytkestoisista liukoisuuskokeista (esim. 24h) kyseinen parametri on määritettävissä huomattavasti nopeammin kuin edellä kuvatuista kaasuntuottoon perustuvista testeistä. Voimakkaassa biohajoamisen vaiheessa olevista jätteistä liukenee runsaasti orgaanista hiiltä, jossa suhteellisen pienimolekyylisten orgaanisten happojen, erityisesti fulvohappojen, osuus on suuri. Suurimolekyylisten orgaanisten happojen, kuten humushappojen, osuus on suurempi pidemmälle hajonneissa jätteissä. Pienimolekyyliset hapot liukenevat jo neutraalissakin ph:ssa, kun taas humushapot tyypillisesti vasta emäksisillä ph-alueilla. Siksi DOC:n määrää neutraalissa ph:ssa on esitetty hyväksi jätteen biohajoavuuden tilan osoittajaksi (Van der Sloot ym., 2001a). On tosin myös huomautettu, että käsiteltyjen jätteiden sisältämästä liukoisesta orgaanisesta kokonaishiilestä noin 60 % koostuu biologisesti hajoamattomista humushapoista (von Felde ja Doedens, 1999), jolloin TOC eluaatti ei vielä arvona kertoisi jätteen biohajoavuuden tilasta, ellei ko. hajoamattomien yhdisteiden osuus ole tiedossa.