LOK

AL R

EN

SIN

G A

V S

IGE

VA

NN

FR

A D

EP

ON

I- Erfaringssam

menstilling

R a p p o r t n r 4 / 2 0 0 5 NRF - Samarbeidsforum for avfallshåndtering

Norsk renholdsverks-forening Arbeidsgruppe for deponering

R A P P O R T Rapport nr: 4/2005

Dato: 09.08.2005

Revidert:

Rev. dato:

Distribusjon: Fri

ISSN: 1502-4589

ISBN: 82-8035-049-7

Tittel: LOKAL RENSING AV SIGEVANN FRA DEPONI – Erfaringssammenstilling

Kontaktperson: Henrik Lystad, NRF

Oppdragsgiver: Norsk renholdsverks- forening (NRF)

Medforfatter(e):

Forfatter(e): Bjørn E. Berg, GLT Avfall

Prosjektleder: Henrik Lystad

Emneord: Sigevann, deponi, rensemetoder, renseeffekt, kostnader

Subject words: Leachate water, landfill, treatment methods, treatment effect, costs

Kort sammendrag: Etter ønske fra ”deponigruppen” i NRF er det gjennomført en utredning for å sammenstille renseteknikker for sigevann fra deponier. Det er innhentet opplysninger om metoder som brukes i dag. Følgende momenter er diskutert:

♦ Rammebetingelser ♦ Renseteknologi ♦ Renseeffekter ♦ Kostnader

Godkjent av: Håkon Jentoft

Dato: 09.08.2005

Sign:

FORORD Etter ønske fra ”deponigruppen” i NRF er det gjennomført en utredning for å sammenstille renseteknikker for sigevann fra deponier. Det er innhentet opplysninger om metoder som brukes i dag. Følgende momenter er diskutert:

♦ Rammebetingelser ♦ Renseteknologi ♦ Renseeffekter ♦ Kostnader

Kostnadsbildet er imidlertid vanskelig å bringe på det rene blant annet fordi selskapene ikke har egne regnskap for sigevannsprosessen. Det er derfor betydelig usikkerhet knyttet til kostnadene som er presentert i denne rapporten. Utbygging av anleggene er ofte gjennomført trinnvis. Dette gjør det også vanskelig å spore investeringskostnadene. Kostnadene som er presentert i denne rapporten er derfor stort sett basert på driftskostnadene. Det virker også å være svært varierende krav til driften av sigevannsbehandlingsanleggene både fra myndighetene og fra anleggseierne selv. Renseeffekter som er presentert i dette materialet er kun basert på reelle analyseresultater som er oversendt undertegnede fra anleggseierne. Det er ikke gått inn på hva eventuelle leverandører har lovet eller mener anlegget skal kunne oppnå under gitte betingelser. Det er mye som tyder på at man bør ha fokus på optimalisering av drift og kompetanse i selskapene. For å kunne få erfaringer fra eventuelle nye renseteknikker i Skandinavia har det vært kontakt med NRF’s søsterorganisasjon i Sverige. De har stort sett de samme erfaringene som i Norge. For å kunne beskrive tilstanden i et lite utvalg av EU land er det tatt kontakt med miljøer som arbeider med denne typen problemstillinger i Tyskland og UK. Jeg vil benytte anledningen til å takke kontaktpersoner ved anleggene for velvillighet når det gjelder å bidra med tall og erfaringer. Dr.scient Trond Mæhlum ved Jordforsk og Teknisk Sjef Helge Eliassen ved Watercare AS har gitt gode faglig innspill i den avsluttende fasen av utredningen. Analyseresultater og annet tallmateriale er manuelt overført fra journaler. Det tas derfor forbehold om mulige feil. Utredningen er gjennomført av undertegnede på vegne av deponigruppen i NRF Bjørn E. Berg Juli 2005 Forsidebilde: ”Sivbed” i Tvedestrand, Foto: Bjørn E. Berg

1

INNHOLD 1. SAMMENDRAG med konklusjon..................................................................................2 2. INNLEDNING...................................................................................................................4 3. KARAKTERISERING AV SIGEVANN........................................................................6

3.1. Bakgrunn ...................................................................................................................6 3.2. Sigevannets sammensetning .....................................................................................8 3.3. Rensekrav ................................................................................................................11

4. renseteknologi for sigevann............................................................................................13 4.1. Bakgrunn .................................................................................................................13

Biologisk rensing .............................................................................................................13 Kjemisk behandling ........................................................................................................14 Fysisk behandling ............................................................................................................14

5. biologiske behandlingsmetoder......................................................................................15 5.1. Biodammer..............................................................................................................15 5.2. Luftet lagune ............................................................................................................16

Rensekostnader ...............................................................................................................20 5.3. Luftet lagune med kjemisk felling .........................................................................20

Rensekostnader ...............................................................................................................23 5.4. Aerob biologisk behandling i kombinasjon med våtmarksfilter........................23 5.5. Aktivslamprosessen.................................................................................................24

Rensekostnader ...............................................................................................................26 Utvidet lufting ..................................................................................................................27

5.6. Anaerob behandling ................................................................................................27 5.7. Sequence batch reactor (SBR) – Q = 10000 m3/år ...............................................28

Rensekostnader ...............................................................................................................31 5.8. Sequence batch reactor (SBR) – Q > 10000 m3 /år...............................................31

Rensekostnader ...............................................................................................................32 5.9. Biologisk behandling i et kaldt klima ....................................................................33

6. fysiske behandlingsmetoder...........................................................................................34 6.1. Bakgrunn .................................................................................................................34 6.2. Termisk behandling - inndampning ......................................................................34

Rensekostnader ...............................................................................................................35 6.3. Omvendt osmose .....................................................................................................35

Rensekostnader ...............................................................................................................39 7. sigevannsbehandling utenfor norge...............................................................................40

7.1. England og Irland ...................................................................................................40 7.2. Tyskland...................................................................................................................41

8. oppsummering ................................................................................................................44 8.1. ”Future trends”.......................................................................................................45

9. liste over figurer og tabeller...........................................................................................47 10. referanser........................................................................................................................49

2

1. SAMMENDRAG MED KONKLUSJON Deponiet er en stor biologisk kropp som har en utvikling som endrer seg som funksjon av tiden. Dette vil påvirke sammensetningen av både gass og væskefase. Væskefasen eller sigevannet vil gå fra en situasjon med et forhold mellom BOF/KOF som er større enn 0,4 til en situasjon hvor utslippet består av tungt nedbrytbart og mineralsk materiale. Denne situasjonen er karakteristisk med et BOF/KOF forhold som er mindre enn 0,1. Dette vil få konsekvenser for valg av rensemetodikk. En væskefase som er tilpasset en biologisk nedbrytning vil etter hvert tilpasses en kjemisk/fysisk behandling. Økt kildesortering og reduksjon i tilført organisk karbon vil forsterke denne situasjonen. Biologiske behandlingsmetoder kan differensieres i aerobe og anaerobe prosesser. Sigevannets sammensetning er ikke ideelt for mikrobiologisk omsetning. Årsaken er lave konsentrasjoner i forhold til innholdet av karbon og nitrogen. For å få til en effektiv omsetning av organisk karbon kan det i mange tilfeller være nødvendig å tilsette fosfor. Renseeffekten er for de fleste biologiske metodene tilfredsstillende med en renseeffekt på over 80 %. Nitrifikasjon har også vist seg å være bedre enn 80 % med henhold til omsetning av NH4

+. Ved bruk av våtmarksfilter har man også oppnådd en viss grad av denitrifikasjon. Reduksjon av KOF derimot er i de fleste aerobe biologiske prosessene mindre enn 50 %. Dette betyr at bioflokkuleringen ikke er tilfredsstillende i forhold til å redusere innholdet av KOF. Et anlegg tilsetter også kjemikalier uten at dette bedrer innholdet av KOF i effluenten nevneverdig. Innholdet av SS derimot kan se ut til å bedre seg etter tilsetning av kjemikalier. Av fysikalske metoder er det først og fremst omvendt osmose som er behandlet i denne rapporten. Med denne metoden er det vist at man blant annet oppnår en reduksjon av KOF som er oppimot 99 %. Dette gjelder også for en lang rekke andre parametere. I tabellen er det gjort en sammenstilling av rensekostnad som funksjon av fjernet organisk stoff. Renseresultater og kostnader er relatert til de lokale anleggene som er presentert i rapporten. Renseeffekter Kostnader Rensemetode % BOF5 Kostnad

kr/kg BOF5 fjernet

kr/m3

Termisk behandling1 > 99 145 Omvent osmose 65 255 23,2 Luftet lagune Im Im 29 Luftet lagune med kjemisk felling

42-80 63 4,15

Aktiv slam med infiltrasjon

80 82 8,8

SBR Q< 10000 m3/år 80 113 27 SBR Q> 10000 m3/år 86 70 3,6 Im – ikke målt 1 fra referanse 39

3

I UK er det først og fremst biologiske behandlingsmetoder man har satset på. Både enkle laguner og mer avanserte teknikker som SBR. I Tyskland benyttes i noe større grad fysiske behandlings-metoder som filtrering og adsorpsjonsteknikker. Konklusjon Ø Biologiske behandlingsmetoder som luftet lagune reduserer nivået av organisk stoff

ned på et tilfredsstillende nivå. Ø Størst stabilitet med hensyn på organisk renseeffekt oppnås med aktivt slam og i SBR-

anlegg. Ø Stabil nitrifikasjon er oppnådd i SBR-anlegg og aktivt slamanlegg. Ø Biologisk baserte anlegg oppnår ikke krav om 70 % renseeffekt med hensyn på KOF. Ø Tilsetning av fellingskjemikalier i luftet lagune bedret ikke fjerning av KOF. Ø SBR-anlegg med kapasitet over 10000 m3/år har den laveste driftskostnaden som

funksjon av mengde vann renset. Ø SBR-anlegg er lite arealkrevende. Ø Omvendt osmose kan oppnå en renseeffekt på over 95 % på de fleste komponenter. Ø En endring fra lettnedbrytbart avfall til tungt nedbrytbart avfall til sluttbehandling vil

kreve at man vurderer andre behandlingsteknikker enn biologisk baserte metoder. Dette vil også gjelde gamle nedlagte deponier.

Ø Behov for reduksjon av nivået av grupper av toksiske organiske forbindelser i sigevannet kan aktualisere bruk av oksidasjonsmidler og adsorbenter som aktivt kull.

Ø Krav til renseeffekt må i større grad fokusere på den totale utslippsmengden enn krav knyttet til konsentrasjoner.

Ø Etablering av undertrykk i deponiet igjennom uttak av deponigass vil mobilisere flyktige organiske og metallorganiske forbindelser via gassfase. Det bør derfor stilles utslippskrav til brenner og gassmotor.

4

2. INNLEDNING Sigevann er som kjent et resultat av at vann perkolerer gjennom deponiet og ekstraherer med seg partikler og komponenter som er mobiliserbare delvis på grunn av en mikrobiologisk omsetning og delvis på grunn av spontane kjemiske reaksjoner. Sigevannets sammensetning er en funksjon av oppholdstid og temperatur. Sistnevnte er et resultat av en biologisk nedbrytning, som avhengig av tilgangen på lett nedbrytbart organisk materiale, og vil foregå i det mesofile området. Mengden sigevann vil være en funksjon av type overdekning på deponiet og hvor godt overvann er avskjært. I tillegg vil avfallets beskaffenhet påvirke vannmengden. I henhold til utkast til veileder for sigevannsovervåkning kan vanninnholdet i avfallet variere mellom 25 % for tørt sortert avfall og opptil 75 % avhengig av innslaget av våtorganisk avfall [1, side 45]. Hvor mye vann kan deponiet absorbere – feltkapasiteten – vil også spille inn på mengden vann som kommer ut i form av sigevann. Både på grunn av organisk materiale og enkelt elementer, er sigevannet kontaminert på et nivå som tilsier et krav om en form for forbehandling eller rensning. Dette er imidlertid avhengig av geografisk beliggenhet. Sigevann har frem til i dag som oftest vært behandlet på kommunale renseanlegg sammen med avløp fra øvrig industri og husholdninger. Følgende fordeler kan relateres til rensing på kommunalt anlegg: 1. Renseteknisk kompetanse på renseanlegget - slipper investering i manpower 2. Fortynning av forurensninger 3. Økning av fosforkonsentrasjonen - letter biologisk behandling 4. Utjamner effekten av variasjon i hydraulisk- og forurensningsbelastning Ulemper med tilkobling til kommunalt renseanlegg: 1. Reduserende forhold i deponiet vil kunne medføre oksidasjon og utfellinger på

ledningsnettet - utfellinger og begroing 2. Betydelig organisk belastning på renseanlegget 3. Kontaminering av slammet pga innhold av miljøgifter 4. Toksiske forbindelser kan inhibere biologiske prosesser I henhold til st. melding nr 58 som ble publisert i 1996 ble det antatt at sigevannet fra ca halvparten av det avfallet som ble deponert ble sluppet urenset ut i resipienten. For den andre halvparten ble det benyttet kommunalrensing. For bare 6 % av det avfallet som ble deponert ble det benyttet lokal rensing [2, side 181]. ”Sustainability” er et begrep som også er brakt inn i debatten omkring deponering. I den sammenheng er det nødvendig å definere sluttbehandlingsegenskapene til avfallet. Dette må også sees i sammenheng med at avfallet skal bringes til en stabil situasjon av den generasjonen som har etablert avfallet. Da står man overfor to alternativer:

♦ enten forbehandle avfallet slik at disse egenskapene er oppnådd før sluttbehandling ♦ eller designe deponiet slik at man oppnår stabilisering

5

Førstnevnte krever forbehandlingsmetoder som har til hensikt å stabilisere avfallet. Bruker man kildesortert restavfall fra husholdningene som eksempel, vet man fra sorteringsanalyser at avfallet inneholder mellom 15 og 20 % (w/w1). For å oppnå en stabilisering er det blant annet arbeidet med såkalte MBP (mekanisk – biologisk forbehandling) - teknikker. Effektive forbehandlingsmetoder har vist at man nettopp kan oppnå et sigevann som inneholder langt mindre organisk nedbrytbart materiale – det vil si at BOF belastningen reduseres. Man kommer på den måten over på en kvalitet som er sammenlignbar med et sigevann som er generert i et deponi som er i den metanogene fasen [3]. I tillegg til å oppnå et ”renere” sigevann kan man designe et behandlingsanlegg for sigevann som er mer tilpasset en fase og ikke flere som man ideelt sett må ta hensyn til i dagens situasjon, hvor man sluttbehandler med tanke på å oppnå stabilisering i løpet av tiden avfallet ligger i deponiet. Deponiets ulike utviklingsfaser er illustrert i Figur 1. Den nasjonale målsetningen for arbeidet med forurenset grunn er gitt i Stortingsmelding nr 8 [4]. Målsetningen i dette arbeidet skal blant annet lede til ulike tiltak på blant annet nedlagte deponier. Tiltakene er basert på gjennomføring av en miljørisikovurdering som skal inkludere en vurdering av vannbalanse i deponiet, kontroll med sigevannskvaliteten og diffus spredning av sigevann. Avhengig av utfallet av risikovurderingen kan dette medføre blant annet et krav om å bedre sigevannskvaliteten. Avhengig av mengden organisk materiale som ble deponert og alder vil disse deponiene være i fase IV (se Figur 1). Det er derfor forventet at sigevannet inneholder lave konsentrasjoner organisk karbon. Det bør derfor etableres teknikker som er tilpasset reduksjon av KOF mer enn fjerning av organisk stoff. Dette er tilsvarende de problemer som anlegg som er i drift i dag vil stå overfor når mengden organisk C i avfallet går ned etter 2009. Hovedfokuset i denne utredningen vil være rettet mot lokal rensing av sigevann – rensetekniske resultater og kostnader. Sistnevnte er krevende fordi det er svært få anlegg som loggfører kostnader til drift og vedlikehold av sigevannsbehandlingen som et eget område i regnskapet. Resultatene vil derfor være beheftet med stor grad av usikkerhet.

1 W/W - vektprosent

6

3. KARAKTERISERING AV SIGEVANN

3.1. Bakgrunn Et deponi er en stor biologisk ”kropp” som utvikler seg igjennom en rekke faser. Dette gjenspeiles også i sigevannets sammensetning. Man antar at deponiet går i gjennom fire (fem) hovedfaser som vist i figuren:

Figur 1. Ulike metabolske faser som deponiet gjennomgår [5, side 679]

Den første aerobe fasen har liten betydning for sammensetningen av sigevannet. Dette er også den korteste fasen. Vi snakker her om noen måneder. Fase to og tre derimot er regnet å vare i år og er svært interessant i forhold til variasjoner i konsentrasjon av nedbrytbart organisk stoff (BOF) og kjemisk oksyderbart materiale (KOF). En viktig del av den biologisk nedbrytbare fraksjonen er flyktige fettsyrer (VFA på figuren). En forventer at forholdet mellom BOF og KOF varierer i området: 0,4 <BOF5/KOF < 0,8. Denne fasen kalles også syre fasen. De tre første fasene vil ha en varighet på ca 15 til 20 år. Utslipp av BOF og KOF fra et nyere deponi på indre Østlandet er satt opp i Figur 2. Figuren illustrerer nettopp det poenget at BOF nivået går ned samtidig som avstanden mellom de to kurvene øker. Det vil si at forholdet mellom BOF/KOF avtar. Hvor nær denne ideelle situasjonen et reelt anlegg er, vil avhenge av blant annet hvordan deponiet er konstruert, avskjæring av fremmed vann og sammensetningen av avfallet som skal sluttbehandles. Dette vil i neste omgang gjenspeiles i hvor tydelig endringene kan observeres i sigevannet.

7

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

Antall målinger i perioden 1998 til 2002

mg

O2/

l

BOF

KOF

Figur 2. Innhold av BOF og KOF i sigevann fra et deponi anlagt i 1993 [6]

Når aktiviteten avtar i syrefasen vil også dette få konsekvenser for pH i sigevannet. Dette er illustrert i Figur 3 hvor pH er registrert i hele perioden fra oppstart av deponiet. Korrelasjons-koeffisienten for regresjonslinjen er 0,67.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Antall målinger

pH

fra 1993 til og med2002Lineær (fra 1993 tilog med 2002)

Figur 3. Utvikling av pH i sigevann fra oppstart i 1993 og frem til 2002 [7]

8

Den siste fasen er den stabile metangenererende fasen hvor forholdet mellom BOF og KOF stabiliseres: BOF5/KOF < 0,1. En konkurrende reaksjon til produksjon av metan er omsetning av organisk stoff med SO4

2- som oksidasjonsmiddel:

SO42- + BOF = S2- + CO2 + H2O + OH- Ligning 1

Dannelsen av sulfid vil kunne få konsekvenser for nivået av tungmetaller i sigevannet. Reaksjon mellom sulfid og metallioner vil lede til utfelling av metallsulfider. Løseligheten av de fleste tungmetallsulfider i vannfase er svært lav. Det betyr at så lenge det er anaerobe forhold inne i deponiet, vil tungmetallene i stor grad være immobilisert i deponiet som metallsulfider. For å illustrere den lave løseligheten er det tatt med noen eksempler på løselighetsprodukter for metallsulfider. Ksp HgS = 4 x 10-53 Ksp Cu2S = 2 x 10-47 Ksp PbS = 8 x 10-28 Økt fokus på kildesortering vil endre sammensetningen av avfall som skal sluttbehandles. Dette vil også kunne endre innholdet i sigevannet. Alt organisk materiale skal ut av deponiet og deponiene skal seksjoneres i inert og ordinært avfall. Sigevannet fra den inerte delen skal kunne samles opp for seg. Hvis egenskapene tilsier det kan sigevannet fra den inerte delen slippes direkte ut i resipienten uten rensing uavhengig av geografisk beliggenhet. Overvann og nedbør skal i størst mulig grad avskjæres fra deponiet. Disse betraktningene skulle tilsi at konsentrasjonen i første omgang øker, mens det totale utslippet reduseres betraktelig. I tillegg til de naturlige endringene vil endringene i sammensetningen av avfallet komplisere valg av renseteknikk for sigevannet. I Figur 1 er det illustrert fire faser. Den metangenererende fasen har en varighet på ca 100 år. Etter denne fasen vil det etter hvert etablere seg en situasjon hvor luft kan trenge inn i deponiet og medføre at man får etablert en aerob mikrobiologi. Dette kan få konsekvenser for oksidasjon av sulfid, det vil si den motsatte situasjonen av ligning 1. Det betyr at tungmetallioner som er immobilisert i form av metallsulfid vil migrere ut av deponiet. Et siste moment som vil fremskynde omsetningen og dermed også sammensetningen i sigevannet, er uttak av deponigass. Et effektivt uttak vil medføre at biologisk organisk karbon vil mobiliseres i form av metan. Et undertrykk i deponiet, skapt i form av et deponigassanlegg, vil også få konsekvenser for nivået av flyktige organiske miljøgifter og eventuelle metallorganiske forbindelser i sigevannet. Disse forbindelsene vil i større grad følge gassfasen enn vannfasen. Det må derfor i større grad stilles krav til utslipp fra brennere og gassmotorer.

3.2. Sigevannets sammensetning Etter at arbeidet med implementering av forskrift om deponering av avfall er startet opp på de fleste anleggene, har det blitt økt fokus på sigevannets sammensetning og dermed vil det også bli gjennomført flere analyser og mer systematisk overvåkning. Den nye veilederen for oppfølging av sigevann vil også bidra til større fokus på sigevannets egenskaper.

9

Det vil nødvendigvis være en sammenheng mellom hva sigevannet inneholder og hvordan ulike rensemetoder vil fungere. Det er i dette kapitlet forsøkt å sammenligne råkloakk på kommunalt nett og sigevann. Resultatene som er oppgitt for sigevann er måleresultater som er basert på en database fra Jordforsk som inkluderer målinger helt tilbake til 1987 [9]. For kommunal kloakk er det hentet tall fra en sammenstilling som ble gjennomført ved NTNU i 1992 [8].

Tabell 1. Nivå av et utvalg av summeparametere og næringsstoffer i sigevann (middel) og kommunalt avløp

Parametre Råkloakk (mg/l)1 Sigevann2

SS 47 – 419 16-(105)-519 BOF7 72-262 9,0-(157)- 1600 KOF 174 – 662 18–(430)-5028 TOC 30,9 - 122,5 13-(85)-858 Tot-P 2,71 - 7,77 0,16-(2,5)- 75 Tot-N 12,4 – 55 4,0-(100-)449 1 fra referanse 8 2 fra referanse 9 Innholdet av suspendert stoff er sammenlignbart i kloakk og sigevann. Dette er også den eneste egenskapen hvor nivået er sammenlignbart med kloakk. For komponenter som er løst i vannfasen er det høyere nivåer i sigevann enn i kloakk. Oppløste forurensninger må gjøres sedimenterbare for at man skal oppnå en tilfredsstillende rensing. Dette gjør sigevann til en krevende matrix. Enten må disse komponentene opptas i biomasse som er sedimenterbar eller det må benyttes kjemikalier for å felle eller koagulere forurensningene. Enkle mekaniske løsninger vil ikke kunne fungere som tilstrekkelig renseteknikk for sigevann. Nivået av organisk stoff er høyt i sigevann (se Tabell 1). Dette peker i retning av en biologisk renseprosess. Ulempen med dette er relatert til det lave nivået av fosfor i sigevann. Som det fremgår av Tabell 1 er maksnivået av Tot-P som er målt 75 mg/l. Dette er uvanlig høyt. Det er grunn til å nevne at 75 pst er 3,9, det vil si at 75 % av målingene viser en konsentrasjon som er < 3,9 mg/l. Nitrogennivået er imidlertid høyt. I og med at det er reduktive forhold i et deponi, vil den uorganiske fraksjonen av nitrogen stort sett foreligge på NH4

+ - form. I en biologisk renseprosess er mikroorganismene avhengig av en balansert sammensetning av næring. Forholdet C:N:P er ideelt sett 150:5:1. I et lokalt behandlingsanlegg som behandler sigevann hadde man et forhold mellom C:N:P som var 407: 457:2. Med en slik sammensetning er det lite trolig at får omsatt karbonet med mindre man gjødsler sigevannet med fosfor. Det vil heller ikke være sannsynlig at man bygger størstedelen av nitrogenet inn i biomassen. Det vil derfor være et ikke ubetydelig utslipp av nitrogen via det rensede sigevannet, med mindre man etablerer et denitrifikasjonstrinn. Målt renseeffekt med hensyn på nitrogen er som regel mindre enn 10 % fra et utvalg av renseanlegg for sigevann. Som vi allerede har diskutert er det forventet at tungmetallkationer vil kunne felle ut som sulfider under anaerobe forhold. Det er på tilsvarende måte som tidligere valgt å sammenligne nivået av tungmetaller i sigevann med råkloakk (se Tabell 2). Den høyeste konsentrasjonen av tungmetaller er svært mye høyere i sigevannet. Vurderer vi derimot snittkonsentrasjonene som er påvist, er det for metallionene Cr, Ni og Pb hvor snittverdiene i sigevann ligger i den øvre delen av observasjoner i råkloakk. Tungmetaller

10

som Hg, Pb og Cd er akutt toksiske i svært lave konsentrasjoner. Det bør derfor være størst fokus på å redusere mengden av disse elementene.

Tabell 2. Nivå av et utvalg tungmetaller i sigevann (middel) og kommunalt avløp (13 renseanlegg 1993)

Parameter Enhet Sigevann1 Råkloakk2 Cd µg/l 0,025-(1,2)- 96 0,29-0,76 Cr µg/l 1,0-(20)- 654 2,7-9,2 Cu µg/l 1,0-(11)- 1343 28-399 Ni µg/l 1,0-(21)- 169 2,1-22,5 Hg µg/l 0,005-(0,32)-62 0,11-0,72 Fe mg/l 0,11-(23)- 592 Id Mn mg/l 1,0-(2,0)- 4,7 Id Zn µg/l 0,1-(101)- 2163 20-195 Pb µg/l 0,30-(5,0)- 221 0,75-6,44 1 fra referanse 9 2 fra referanse 10 Id - ikke data Det har vært stort fokus på organiske miljøgifter i sigevann generelt og [11, 12] og bromerte flammehemmere (BFH) spesielt. Dette har også medført at det er gjennomført et større overvåkningsprogram knyttet til utslipp fra blant annet sigevann fra deponier. Det har også vært stort fokus på innhold av organiske miljøgifter i slam fra kloakkrenseanlegg [13, 14 ] mens det er publisert færre resultater relatert til innhold i avløpsvann. Årsaken til dette henger sammen med at disse forbindelsene har lav løselighet i vannfase og sedimenterer sammen med partikler i renseanlegget. I tillegg har det vært, og er en utstrakt bekymring knyttet til bruk av kloakkslam. Det har derfor vært nødvendig å gjennomføre dokumentasjonsprogrammer. Fokuset på slam fra kloakkrenseanlegg kan få konsekvenser for påslipp av urenset sigevann til kommunalt nett. Hvis det nye direktivet for slam blir vedtatt vil sannsynligvis flere anlegg sette i gang tiltak for å redusere nivået av LAS (lineære alkylbenzensulfonater), DEHP (di-etylheksylftalat) og NPE (nonylfenoletoksilater) [13].

11

Tabell 3. Organiske miljøgifter i sigevann (middel) sammenlignet med innhold i kommunalt avløp

Miljøgifts gruppe Enhet Råkloakk Sigevann2 Sigevann1 Pesticider µg/l S 0,07-(2,6)- 190 S 0 – 11 Fenoler µg/l 1,5-24,8 5 S 0,001-(26)- 900 Ikke registrert Klorerte fenoler µg/l S 0,50-(0,67)- 1,0 S 0,3 - 7,4 Tinnorganiske forbindelser ng/l S 10-(100)-

167000 S 7 – 1210

PAH µg/l 0,03-4,96 5 S 0,03-(3,5)- 899 S (3,69)-43,5 Klorerte benzener µg/l S 0,25-(0,32)-

0,45 S – 1,3

PCB µg/l Ikke registrert S 0,002 – 0,021 BTEX µg/l S 0,21-(22)- 683 S 1,5 - 54,4

Ftalater µg/l S 0,10-(3,6)- 250 S (12,7)- 1154 Metyl-Hg ng/l Ikke registrert 0,06-(0,23)-0,484 1 fra referanse 15 2 fra referanse 9 3 fra referanse 16 4 fra referanse 17 5 fra referanse 18 (bare p-nonylfenol) Reduksjon av miljøgifter i sigevannet er i første omgang et problem som må løses allerede ved porten til anlegget. Gode kontrollrutiner og tilfredsstillende tilbud til næringsliv og husholdninger for innsamling av farlig avfall, og sorteringsløsninger for annet type avfall, vil bidra til at nivået av miljøgifter reduseres. Det var i følge SSB 100000 tonn farlig avfall på avveie i 2003 [19]. Det er sannsynlig at impregnert trevirke utgjør en stor del av denne fraksjonen. Organiske miljøgifter vil dels bli omsatt i et biologisk rensetrinn samtidig som en del feller ut på grunn av stor affinitet til partikler. I tillegg er det arbeidet med metodikk for å optimalisere nedbrytning av organiske miljøgifter (se side 45). Tungmetaller har også stor affinitet til partikler. Dette på grunn av ladningsforhold på partiklene (negativt ytre). Generelt kan vi si at treverdige kationer har sterkere assosiasjon til organiske partikler enn di- og monovalente kationer. Av to-verdige tungmetaller reduseres affiniteten til organisk materiale i følgende rekkefølge: Hg2+=Pb2+>Cu2+>>Cd2+>Ni2+>Zn2+>Mn2+ [20, side 23]. Dette betyr at kvikksølv, kobber og bly burde kunne sedimenteres ut sammen med et biologisk slam i et lokalt behandlingsanlegg på deponiet.

3.3. Rensekrav Rensekravene henger sammen med beliggenhet/resipient. For anlegg som har Nordsjøbassenget, det vil si fra Lindesnes til svenskegrensen, som nedslagsfelt er hele nedbørsfeltet definert som følsomt område og har derfor helt andre krav enn anlegg som har utslipp til kystområde fra Lindesnes til Grense-Jacobs elv. Sistnevnte er definert som mindre følsomt område [21].

12

For anlegg på Østlandet er det for lokale behandlingsanlegg først og fremst satt krav til fjerning av KOF, nitrifikasjonsgrad og fjerning av jern. Dette er krav som ble fremsatt i reviderte utslippstillatelser som ble iverksatt i perioden 1998 til 2000. Kravene er i første rekke relatert til mulige eutrofieringsproblemer, og å redusere utslipp av elementer som bidrar til et oksygenkrav i resipienten. For anlegg som er koblet til kommunale renseanlegg er som regel kravene satt i forhold til ledningsnett/begroing og i tillegg til rene krav til innhold av miljøgifter. I den nye avløpsforskriften er det lagt føringer for at kommunen kan stille stringente krav til innslipp på det kommunale nettet. Som det heter i forslaget § 2-3: ”Kommunen kan i enkeltvedtak eller i forskrift ved påslipp av avløpsvann til offentlig avløpsnett fra virksomhet fastsette krav om innhold og mengde avløpsvann eller i særlige tilfeller renseeffekt”. I samme paragraf er det også etablert en mulighet for gebyrfastsetting relatert til utslippet [21]. Det er også slik i dag at sigevann som slippes inn på kommunalt nett betaler en høyere avgift en tradisjonelt avløp fra husholdingen. Det har vært korrespondanse mellom SFT og NRFs referanse gruppe vedrørende problemstilling knyttet til å etablere krav til utslippskvalitet. Noen av momentene i denne korrespondansen er som følger:

♦ Kartlegging av aktuell teknologi/rensemetodikk som er i bruk med tilhørende rensegrader

♦ Systemer for klassifisering av ulike resipienttyper ♦ Modeller for grenseverdifastsettelse ♦ PNEC verdier for ulike stoffer og stoffgrupper ♦ Konservative førevar-baserte normgrenser ♦ Krav til utslipp av viktige forurensningsstoffer ♦ Aktuelle styringsparametere for løpende innjustering av ulike renseinnretninger

Rensekravene vil måtte være forskjellige avhengig av om sigevannet skal renses for utslipp til resipient eller til overføring på kommunalt nett.

13

4. RENSETEKNOLOGI FOR SIGEVANN

4.1. Bakgrunn Rensemetodene må være tilpasset sigevannets store variasjoner i mengde og sammensetning (se Figur 1). Ideelt skulle derfor metodene være tilpasset et høyt innhold av organisk stoff i den første fasen av levetiden av deponiet, mens siste fase hvor den tungt nedbrytbare fraksjonen eluerer ut burde metoden være basert på kjemisk behandling. Dette i henhold til de endringene som deponiet gjennomgår (se avsnitt 6). Et enkelt litteratursøk i litteraturdatabasen fra Sardiniamøtet i 2003 kom opp med 20 artikler etter søk med søkerordene: ”leachate treatment”. Fire av disse artiklene inkluderte fysikalsk behandling, mens de andre artiklene baserte seg på en eller annen form for behandling som involverer mikrobiologisk omsetning. I tillegg til de rensetrinnene som er satt opp i Tabell 4 er det som oftest nødvendig å jamne ut endringer i hydraulisk belastning. Dette gjør man enklest ved å installere et utjamningsbasseng i front av behandlingen. Dette vil ha analog funksjon som et overløp i et tradisjonelt avløpsanlegg. En av flere ulemper med et utjamningsbasseng er at dette er arealkrevende. I tillegg vil utfellinger i bassenget kunne medføre anaerobe forhold og dermed bidra til luktproblemer. Det er spesielt metoder basert på en mikrobiologisk rensing som krever en utjamning av hydraulisk belastning. Biologisk rensing Kan i hovedsak deles inn i aerob og anaerob behandling. Av de aerobe behandlingsmetodene er hovedalternativene satt opp i Tabell 4.

Tabell 4. Alternative aerobe behandlingsmetoder for sigevann

Rensemetode Oksygen tilførsel Merknad Biodam Alger Suspendert vekst Luftet lagune Mekanisk –

overflateluftere Suspendert vekst

Aktiv slam Mekanisk – luftinnblåsing Suspendert vekst Rislefilter Overrisling Fastsittende kulturer –

biofilm Moving bed bioreaktor (MBBR) Mekanisk – luftinnblåsing Fastsittende kulturer -

biofilm Sequence batch reaktor (SBR) Mekanisk – luftinnblåsing Suspendert vekst Biorotor Overrisling Fastsittende kulturer -

biofilm For alle alternativene er det nødvendig å fjerne overskudd av biomasse for å oppnå tilfredsstillende renseeffekt. Dette kan være i form av sedimentasjon eller en form for infiltrasjon i grunnen eller et sand/jord filter. Noen av alternativene vil bli belyst i mer detalj senere. Fra noen anlegg er resipienten grus/sandavsetninger i grunnen. Dette gjelder blant annet for anleggene ØRAS og HRA. I forbindelse med førstnevnte anlegg er det plassert ut

14

grunnvannsbrønner som gir klare indikasjoner på at grunnen fungerer som et etterpoleringstrinn. Man ser en tydelig gradient fra brønnen nærmest infiltrasjon i grunnen til brønner som ligger i større avstand fra effluenten hvor grunnvannet er upåvirket. Arbeid som er gjennomført ved Jordforsk i forbindelse med utvikling av naturlige rensemetoder har vist at grunnens selvrensede evne er betydelig. I grus/sand avleiringer i delvis mettet sone er det i en avstand på ca 250 m, og en oppholdstid på omlag 40 dager observert en renseeffekten med hensyn på BOF på 82 % og KOF 90 %. I tillegg er tot-N redusert med 93 % [22]. På samme måte er det forsøkt å gruppere de anaerobe behandlingsmetodene i tabellen av sigevannet. Metodene er designmessig delvis lik de aerobe metodene, bortsett fra at man forsøker å redusere tilførselen av oksygen.

Tabell 5. Alternative anaerobe behandlingsmetoder for sigevann

Rensemetode Merknad Anaerob dam Lite overflateareal – stor

dybde Råtnetank Suspendert vekst Anaerobe filtere Fastsittende kulturer -

biofilm Resirkulering i deponi Utnytte oppløst organisk

stoff (DOC) Kjemisk behandling Kjemisk behandling i form av tilsetning av et kjemikalium for å fremme en kjemisk felling og koagulering er en svært vanlig metode i tradisjonell behandling av avløpsvann. Dette er ikke en mye brukt teknikk for sigevann. Fysisk behandling Fysisk behandling inkluderer filtrering og termisk behandling. Filtrering kan være ultrafiltrering eller omvendt osmose. Begge teknikkene er avhengig av et ytre trykk. Termisk behandling vil inkludere oppkonsentrering av vannfasen gjerne i kombinasjon med forbrenning av flyktige forbindelser som vil dampe av sammen med vannfasen.

15

5. BIOLOGISKE BEHANDLINGSMETODER

5.1. Biodammer Biodammer er enkle behandlingsløsninger som prosessteknisk ikke er særlig krevende. Oksygentilførselen besørges av primærprodusenter – alger. Det eksisterer to typer biodammer:

♦ Aerobe dammer ♦ Fakultative dammer

For å oppnå aerobe forhold i hele dybden må disse dammene være svært grunne. Det betyr at dybden er mindre enn 1 m. Vannfasen vil inneholde en suspensjon av bakterier og alger. Benytter man dimensjoneringskriterier fra kommunalt avløp regner man 25 PE2/1000 m3 eller 40 m2/PE. En PE tilsvarer ca 250 l/d. Langt vanligere er fakultative dammer. Forskjellen på en aerob dam og en fakultativ dam er at sistnevnte består av et aerobt sjikt på toppen av dammen, et mellomsjikt hvor det lever mikroorganismer som er fakultative, det vil si kan benytte både O2 og andre oksidasjonsmidler i sin metabolisme. På bunnen av dammen vil det etablere seg et anaerobt sjikt. Dette betyr at et strengt krav om aerobe forhold i hele vanndybden fravikes. Det betyr at belastningen på dammen kan økes og at dybden kan økes. Det er vanlig at fakultative dammer har en dybde fra 1,5 til 2 m. En enkel illustrasjon som viser rensing i en fakultativ biodam er vist i Figur 4. Som vist i figuren er det alger som produserer oksygen. Når slammet sedimenterer ut vil det etablere seg en anaerob biomasse på bunnen. Dette vil kunne medføre produksjon av blant annet H2S og mulige luktproblemer. Etter biodammen er det nødvendig med en form for utsedimentering av biomasse som er dannet i løpet av oppholdstiden i dammen. Dette kan oppnås med tradisjonell sedimentering eller benytte et sandfilter eller infiltrasjon i grunnen. Et våtmarksfilter vil også kunne fungere som et fellingstrinn.

Figur 4. Fakultativ biodam [23]

2 PE - personenheter

16

Den klareste ulempen med en biodam er at selv om renseffekten kan komme opp i 95 % med hensyn på BOF, vil klimatiske forhold ha innflytelse på renseeffekten om vinteren. Fakultative biodammer benyttes ofte som etterpolering etter for eksempel mekanisk luftede prosesser (se Figur 16).

5.2. Luftet lagune Luftede laguner er en biologisk behandlingsprosess som også er en form for suspendert vekst. Tilsetning av luft foregår ved hjelp av mekaniske innretninger. Det finnes et stort utvalg av lufteinnretninger for laguner. Det kan være diffusorer, fontener, grovluftere, luftetrapper og flytende propell-ejektorer. Sistnevnte regnes som de enkleste å operere med hensyn til drift og vedlikehold. En luftet lagune med flytende propell-ejektor er vist i Figur 5. I figuren ser man en betydelig grad av skumming. Årsaken er sannsynligvis høyt innhold av fettsyrer.

Figur 5. Luftet lagune med flytende propell-ejektor på Musmyra (foto BEB)

Etter behandling i lagunen må, på samme måte som etter behandling i biodammen, effluenten behandles i form av sedimentering eller filtrering for å fjerne partikler fra vannfasen. Sedimenteringsbasseng for dette eksempelanlegget er vist i Figur 6. Etter behandling infiltreres effluenten i grunnen. Dette betyr at grunnen er en del av renseprosessen.

17

Figur 6. Infiltrasjonsbasseng for luftet lagune på Musmyra (foto BEB)

Renseeffekten i denne typen anlegg varierer. En generell oversikt er vist i tabellen under.

Tabell 6. Oversikt over mulige renseeffekter i luftet lagune [24]

Parameter Renseeffekt i % KOF 50 – 90 Jern > 70 Nitrogen 30 - 50 Nitrifikasjon 0 - 99

Et problem med anlegg basert på biologisk behandling etablert utendørs er den kalde perioden på vinteren. Temperaturen kan medføre isdannelser i områder hvor omrøringen er mindre tilfredsstillende (se Figur 9). Temperaturen kan også påvirke renseeffekten. Det aktuelle anlegget som det er vist til i dette avsnittet har en dimensjonert kapasitet på Qdim lik 77 m3/dag basert på årsmiddel. Når deponiet er fullt utbygd er anbefalt oppholdstid i snitt 20 dager. Overflatearealet er ca 1000 m2 og volumet av lagunen er ca 2500 m3. En skisse av anlegget er vist i Figur 8. BOF7 belastningen er antatt å være 2000 mg/l. Reell mengde sigevann registrert i 2004 var lik 2163 m3. Dette gir en Qreell lik 6 m3/døgn. Renseeffekten ved denne belastningen er satt opp i Tabell 7. Oppnådd renseeffekt er beregnet basert på analyser gjennomført i 2003 og 2004.

18

Tabell 7. Renseeffekter i luftet lagune på Musmyra

Parameter Nominell renseeffekt %1

Reell renseeffekt (%)

KOF > 80 40-60 Tot-N 60 30-60 Tot-P 90 60 Nitrifikasjon > 75 55 Jern Id 40 Id – ikke definert 1 Fra referanse 25 Som det fremgår av tabellen er det kun med hensyn på Tot-N at man kommer opp mot den renseeffekten som anlegget er dimensjonert for. Dette er svært interessant sett i lys av at anlegget er betydelig underbelastet. En oversikt over hvordan nivåene ut og inn av anlegget varierer er satt opp i Figur 7.

InnløpUtløp

16.05.2002

04.06.2002

01.12.2004

0

1000

2000

3000

4000

KO

F m

g/l

Figur 7. Variasjon av KOF-nivå inn og ut av anlegget på Musmyra

Best renseeffekt ble oppnådd i juni. Ikke overraskende er den laveste renseeffekten registrert i desember. Sistnevnte sannsynligvis på grunn av klimapåvirkning (se side 33).

19

Figur 8. Skisse av luftet laguneanlegg på Musmyra [25]

20

Figur 9. Luftet lagune - vinterdrift på Heggvin (foto BEB)

Rensekostnader I følge anleggseier følges anlegget opp ukentlig med 1 times gjennomgang. Luftesystemet trekker ca 60000 kWh/år. Med bakgrunn i de mengdene som behandles er energikravet 27 kW/m3. Inkludert kostnader til service er den årlige belastningen ca 63000 kr/år. Anlegget behandlet 2163 m3 pr år i 2004. Dette tilsvarer en hydraulisk kostnad på 29 kr/m3. BOF er ikke inkludert i analyseprogrammet på Musmyra.

5.3. Luftet lagune med kjemisk felling I tillegg til et rent biologisk behandlingsanlegg er det i drift i Norge i dag anlegg som også benytter etterfelling med tilsetning av kjemikalier. Anlegget ligger i Trøndelag på Stormyra. En skisse av anlegget er vist Figur 10. I basseng nr 1 gjennomføres lufting og biologisk behandling. I basseng 2 sedimenteres partiklene ut. Kjemikaliene tilsettes i forbindelse med overpumping fra lagune 1 til lagune 2. Flokkuleringen skal skje i et neddykket rør i basseng 2. Basseng 3 fungerer som fordrøyningsbasseng i perioder med stor hydraulisk belastning. PAX benyttes som fellingskjemikalium. Dette er et aluminiumsbasert kjemikalium.

21

Figur 10. Luftet lagune med kjemisk felling [26]

Renseeffekten med hensyn på BOF varierer mellom 40 og 80 % basert på de fire prøvene som ble tatt i 2004. Dette er sammenlignbart med de andre anleggene som er vurdert i denne utredningen. Kanskje noe større spredning enn det som er rapportert i aktivt slam og de to SBR anleggene som blir presentert senere. Dette er kanskje ikke så merkelig med bakgrunn i at luftet lagune er en enklere metode. Det er også vist en forholdsvis stor variasjon i nivåene både ut og inn av anlegget. Årsaken til dette kan henge sammen med at prøvetakingspunktet ikke er optimalt når det gjelder å ta ut prøver med representativ mengder med partikler. Det er interessant å merke seg at renseeffekten er lite påvirket av tidspunktet på året. Det er like god renseeffekt i desember som det er i juni i denne prøveperioden (se Figur 11).

22

Innløp Utløp

04.06.200425.10.2004

07.12.200422.12.2004

0

50

100

150

200

250

300

350

BO

F m

g/l

Figur 11. Variasjon i BOF-nivå i luftet lagune med kjemisk felling [27]

Det er tidligere påpekt at renseeffekten med hensyn på KOF i de andre biologisk baserte metodene som er presentert her er under nominelt nivå. Det vil si at renseeffekten er sjelden bedre enn 50 %. Det er derfor visse forventinger til en metode som også benytter kjemisk felling. Imidlertid er renseeffekten ikke bedre enn 50 % etter tilsetning av kjemikalier. På samme måte som nivåene av BOF varierer svært mye ser man tilsvarende med hensyn på KOF (se Figur 12).

Innløp Utløp

04.06.200401.09.2004

25.10.200407.12.2004

22.12.2004

0100

200

300

400

500

600

700

KO

F m

g/l

Figur 12. KOF-nivå i sigevann i metode basert på luftet lagune med kjemisk felling [27]

Renseeffekten med hensyn på SS er svært variabel i de to anleggene hvor denne parameteren er målt. I dette anlegget derimot var renseeffekten konstant over 66 %. Av ni analyser er alle bedre enn 80 %, bortsett fra en analyse. Dette er bedre enn de metodene som det er sammenlignet med. Dette kan være en effekt av kjemikalietilsetningen. Vurderes de andre biologiske prosessene opp i mot denne metoden, er det vanskelig å trekke ut den positive effekten som oppnås med å tilsette kjemikalier.

23

Tabell 8. Renseeffekt i luftet lagune med kjemisk felling med hensyn på et utvalg forbindelser [27].

Parameter Renseeffekt (%) Rensekrav (%) 1 SS 66-96 KOF 0-50 75 TOC 28 BOF 42-80 Nitrifikasjon 28 50 Jern 95 90 Tot-P 70

1 fra referanse 28 Rensekostnader Anlegget behandlet 96318 m3 med sigevann i 2004. Kostnadene for å drifte anlegget er ca 400000 kr/år inkludert strøm til pumper og luftesystem. Dette gir en hydraulisk kostnad på 4,15 kr/m3. Basert på mengde BOF som er fjernet i 2004 (snittverdi) er kostnaden beregnet til 63 kr/kg.

5.4. Aerob biologisk behandling i kombinasjon med våtmarksfilter I et biologisk behandlingsanlegg basert på aerob biologisk omsetning vil et våtmarksfilter fungere dels som en kombinasjon av en aerob/anaerob etterpolering. En skisse av et anlegg med en kombinasjon av luftet lagune og filter er illustrert i Figur 13. Anlegget var installert på Esval Fyllplass på Romerike. Det bestod av en type forsedimentering etterfulgt av luftet lagune med propellomrørere. Etter lagunen var det koblet inn to våtmarksfiltre i parallell. Effluenten fra anlegget ble sluppet direkte ut i Glomma.

Figur 13. Tidligere rensepark på Esval fyllplass

Det er forventet at sedimenteringstrinnet skal redusere belastningen av SS på den påfølgende lagunen. I henhold til Mæhlum oppnådde anlegget på Esval en reduksjon med hensyn på KOF og TOC i lagunen på mellom 50 til 70 % og en BOF reduksjon på mellom 65-75 %.

24

Renseeffekten inkludert alle de tre trinnene i anlegget var i størrelsesorden 60 til 70 % for fjerning av KOF, TOC og SS. For BOF oppnådde man en reduksjon på over 80 %. Noe som må sies å være tilfredsstillende. Mellom 40 og 50 % av nitrogenet ble fjernet via denitrifikasjon [28]. Anlegget ble etter hvert overbelastet og kunne ikke håndtere strengere utslippskrav som etter hvert ble pålagt anelggseier. Driften ble avviklet i løpet av 2000 - 2001. I et tilsvarende anlegg hadde man etablert en tre-step prosess med et luftet sandfilter som første trinn etterfulgt av en biorotor og våtmarksfilter som poleringstrinn [29]. Dette for å studere effekten av klimatiske forhold og påvirkning på renseeffekten. Det er antatt at det er nødvendig med en treårs periode for å bygge opp den nødvendige vegetasjon i våtmarken. Generelt gir det mening å hevde at et kalt klima kan være en begrensende faktor ved bruk av biologiske behandlingsmetoder. Maurice et.al har studert biologiske renseprosesser som inkluderer våtmark som poleringstrinn. For å redusere effekten av temperaturen om vinteren ble vann-nivået i våtmarksfilteret endret om vinteren samtidig som forholdene ble lagt til rette for å bruke snøfangere for å etablere et naturlig isolasjonsmateriale. Det ble registrert denitrifikasjon også i vinterhalvåret [29].

5.5. Aktivslamprosessen Aktivslamprosessen er lite brukt for behandling av sigevann i Norge. Metoden er imidlertid mye brukt nedover på kontinentet. For å redusere effekten av variasjoner i hydraulisk belastning gjennomføres, renseprosessen som utvidet lufting/ kontakt-stabilisering (se side 27). Aktivslam er prosessteknisk langt mer krevende enn biodammer og luftede laguner. Anlegget som drøftes i dette avsnittet er illustrert i skissen nedenfor. Det er basert på suspendert vekst med etterfølgende sedimentering. Sigevannet infiltreres i grunnen via infiltrasjonsbassenger som vist i Figur 14. Dette betyr at grunnen er en del av renseprosessen.

Figur 14. Flytdiagram for lokalt behandlingsanlegg basert på aktiv slam [30]

Luftebasseng Sedimentering

Infiltrasjons- basseng

Infiltrasjons- basseng

Returslam

Bioslam

Infiltrasjon i grunnen

Infiltrasjons- slam

25

Figur 15. Utendørs aktiv slamanlegg på Dal Skog (foto BEB)

I behandlingsanlegget som bildet over er hentet fra, er det etablert en tradisjonell sedimentering for å etablere nødvendig bioflokkulering og sedimentering for å fjerne biomasse. Som et siste trinn i dette anlegget er det etablert infiltrasjonsbasseng før det rensede vannet perkolerer ned i grunnen. Et bilde fra dette bassenget er vist i Figur 16. Det er interessant å legge merke til den grønne fargen på toppen av dammen som viser en betydelig biologisk aktivitet. Det er grønnalgene som sørger for at det er aerobe forhold i toppsjiktet av dammen.

Figur 16. Infiltrasjonsbasseng som polering etter aktiv slam og sedimentering (foto BEB)

26

Tabell 9. Renseeffekt med hensyn på et utvalg av parametere i aktiv slam

Parameter Renseeffekt (%)1 Rensekrav (%)

SS 0 - 70 - KOF 10 – 50 70 % TOC 16 – 50 - BOF 70 - 90 - Tot-N 10 - 20 35 Nitrifikasjon > 70 45 Jern 50 – 90 80 Tungmetaller 0 – 50 - BTEX > 60 - SFenoler 50-60 SPAH 60-96 SOrganisk tinn 60-80 SKlorerte fenoler 0-100 SKlorerte benzener

0-100

1 Resultater fra blandprøver tatt i 2003 og 2004 Graden av partikkelfjerning varierer mye i dette spesifikke anlegget. Plottes renseeffekt av KOF som en funksjon av SS får man en positiv lineær korrelasjon som er bedre enn 0,9. Av dette kan vi slutte at en utbedring av sedimenteringstrinnet vil medføre en forbedring i KOF-reduksjon. Det er trolig at dette også vil påvirke fjerning av tungmetallkationer. Det er tidligere antydet (se side 11) at på grunn av sterk affinitet til organiske partikler, vil man kunne se en reduksjon av kvikksølv, kobber og bly. Renseeffekten med hensyn på disse elementene varierer mellom 3 og 50 % i anlegget i dag. Det er observert en betydelig nitrifikasjon i renseprosessen. I og med at dette er en kjemoautotrof prosess vil effekten være korrelert med slambelastningen, eller renseeffekt med hensyn på BOF. Vurderer man de spesifikke analyseresultatene, er det en tendens til at i kalde perioder får man en reduksjon i renseeffekt blant annet med hensyn på BOF. Det er observert en reduksjon i konsentrasjonen innenfor de fleste grupper av organiske miljøgifter i prosessen. Det er tidligere diskutert at en reduksjon av organiske miljøgifter skyldes delvis at komponentene brytes ned og/ eller medfelles sammen med det biologiske slammet. En annen mulighet er at også disse forbindelsene kan drives av på grunn av luftinnblåsing. Det rensede sigevannet innfiltreres i grunnen på dette eksempelanlegget. I brønnen som er etablert i infiltreringssonen, ser man tydelig effekter av sigevannet. Det betyr både forhøyede konsentrasjoner av tungmetallkationer og typiske indikatorparametere som klorid, ammonium og bor. Etter denne sonen derimot ser man ingen påvirkning av grunnvannet. Rensekostnader Det er svært få anlegg som loggfører som et eget område i regnskapet, kostnader til drift og vedlikehold av sigevannsbehandlingen. Det er derfor vanskelig å etablere seriøse kostnadstall for driften av rensemetodene.

27

Anleggseier rapporterer at man har et rutinemessig ettersyn som tilsvarer 15 minutter hver dag. Ukentlig har man ettersyn av pumper som krever to mann i ca 30 minutter. Det betyr at man har et tidsforbruk på ca 117 timer pr år. Hvis vi antar en timepris på 350 kr tilsvarer dette ca 41000 kr/år. Den øvrige driften av anlegget inkluderer blant annet:

♦ Leie av maskiner ♦ Inventar og utstyr ♦ Drift og vedlikehold ♦ Øvrige kostnader

Disse aktivitetene har en estimert kostnad på 350000 kr. Inkluderer vi tid til ettersyn er totalkostnaden 391000 kr pr. år. Anlegget fjerner 4732 kg BOF5 pr. år som tilsvarer en renseeffekt på 80 %. Kostnaden for fjerning av BOF er da 82 kr/kg. Anlegget har en hydraulisk belastning på 44310 m3 pr. år. Kostnaden for å behandle denne mengden sigevann er 8,8 kr/m3. Utvidet lufting I henhold til Mæhlum og Haarstad er utvidet lufting en mye brukt behandlingsmetode i England [31]. Fordelen med denne teknikken er at man utnytter sorpsjonsevnen til slammet og videre endogen respirasjon hos mikroorganismene. På denne måten vil man oppnå større grad av direkte rensing – det vil si mineralisering:

OHCOOBOF 222 +⇒+ Ligning 2

Renseeffekten med hensyn på KOF er i denne type behandlingsmetode rapport å være mellom 30 til 99 % [32].

5.6. Anaerob behandling Det er satt opp flere alternative anaerobe behandlingsmetoder i Tabell 5. Det er kun resirkulering i deponiet som skal behandles her. Nivåene som er presentert i Tabell 1 viser at konsentrasjonen av organisk stoff (biologisk nedbrytbart) er høyt i sigevannet i andre og tredje fase. Dette er blant annet organisk stoff som er løst i vannfasen (DOC). Ved å resirkulere sigevannet anvendes deponiet som filter og reaktor, og det oppnås på denne måten en anaerob behandling av sigevannet. Motivasjonen bak utnyttelse av denne metoden er mangfoldig. Det kan være økonomiske motiver. Hvis dette fungerer er det en meget enkel metode å redusere forurensningsbelastningen på. Noen fordeler med denne metoden kan være:

♦ Tilførsel av lettnedbrytbart materiale – vil øke gassproduksjonen ♦ Deler av deponiet kan være for tørt for å oppnå optimal nedbrytning (stabilisering) ♦ Sigevannsmengden avtar på grunn av fordunstning ♦ Øker omsetningen i deponiet – raskere stabilisering av deponiet ♦ Nitrifisert sigevann kan gjennomgå denitrifikasjon i deponiet

Sistnevnte punkt kan også være en ulempe all den tid det for mikroorganismene er mer energetisk gunstig å bruke nitrat som elektronakseptor enn å produsere metan [33].

28

Andre ulemper med å resirkulere sigevann kan være:

♦ Mangler gode metoder for å injisere sigevannet ♦ Kan medføre kanaldannelser og kortslutninger i deponiet ♦ Akkumulering av uorganiske komponenter ♦ Økt problemer med lukt ♦ Økte pumpekostnader knyttet til lukt

For flere anlegg som har forsøkt denne metoden har man opplevd en oppkonsentrering av vann i deponiet med blant annet betydelige luktproblemer som resultat. Ødegård avfallsdeponi kan her nevnes som eksempel. Denne teknikken ble også benyttet på det nedlagte deponiet på Gjøvik. Dette medførte at man fylte gassbrønnene med vann slik at effektiviteten av gassuttak ble betydelig redusert. Det er imidlertid rapportert om gode resultater i kombinasjon med resirkulering, luftede laguner og vanningssystemer [31].

5.7. Sequence batch reactor (SBR) – Q = 10000 m3/år "Sequencing batch reactor" (SBR) prosessen atskiller seg fra en aktiv slam løsning ved at slammet ikke resirkuleres (ikke returslam). Renseprosessen kjøres batchvis og i fem trinn. Anlegget består gjerne av en utjamningstank og en reaktor. Prosessen trinn for trinn: 1. Reaktor fylles 2. Biologisk behandling (tilførsel av luft) 3. Sedimentering i reaktor (ingen lufting) 4. Renset vann tappes fra toppen 5. Overskuddsslam tappes av For å unngå at det aktive slammet blir anaerobt tilsettes små mengder luft (pulser) i pausefasen. Fordelen ved denne type anlegg er at det ikke er behov for sedimenteringsbasseng [34, side 539]. Når den biologiske behandlingen skjer i reaktoren fylles utjevningstanken. Det spesielle med denne metoden er at anlegget er et komplett aktivt slamanlegg uten sekundær felling. Dette oppnås nettopp ved å gjennomføre renseprosessen batchvis. En illustrasjon av hvordan prosessen kjøres er vist i Figur 17. Dette er anlegg som leveres som moduler.

29

Figur 17. Konfigurasjon SBR-anlegg [34, side 540]

For mindre deponier med en god skjerming mot infiltrasjon av fremmedvann, kan sigevannsmengden komme ned i årsvolumer på mindre enn 10000 m3/år. For slike sigevannsmengder kan SBR-anlegg leveres som ferdige løsning i container som vist Figur 18 og Figur 19. Anlegget som er vist på bildet er dimensjonert for 10 m3/døgn. Renseeffekten i dette anlegget har variert noe fra år til år. Resultater fra 2004 er satt opp i tabellen:

Tabell 10. Årsrapport ØA 2004 [35]

Parameter Renseeffekt (%)1 Rensekrav (%)

SS 10-90 KOF 24-32 75 TOC 19-30 BOF 88 Tot-N 0-15 Nitrifikasjon > 70 Tungmetaller * BTEX > 97 SFenoler 52-88 SPAH 95-98 SKlorerte fenoler 68-97 SKlorerte benzener

90-93

* - generelt liten tilbakeholdelse 1 – Nivåer i fire blandprøver i 2004

30

Som de fleste andre renseanleggene som er basert på biologisk rensing, er renseeffekten med hensyn på KOF ikke i henhold til kravene fra miljømyndighetene. Det betyr at bioflokkuleringen ikke fungerer tilfredsstillende med hensyn på ikke-biologisk nedbrytbare komponenter. Fjerning av organisk stoff (BOF) og nitrifikasjonen fungerer meget bra. I tillegg er tilbakeholdelse/fjerning av organiske miljøgifter også tilfredsstillende. Det er sannsynlig at dette skyldes en kombinasjon av biologisk nedbrytning og avgassing via luftesystemet. Effluenten fra anlegget ledes ut i en lokal elv/bekk.

Figur 18. Kontainerløsning for SBR-anlegg (foto BEB)

Figur 19. Kontainerløsning for SBR-anlegg - enkelt styringssystem (foto BEB)

31

Rensekostnader Det er i dette anlegget ikke lagt opp til fjernovervåkning. Anleggseier rapporterer at det benyttes ca 30 minutter hver dag til manuelt å gå igjennom anlegget. I tillegg er det lagt inn kostnader knyttet til serviceavtale og øvrig drift. Kostnadene er estimert til 104000 kr/år. Anlegget behandlet totalt 3838 m3 sigevann i 2003. I tillegg ble det fjernet 1066 kg BOF7 eller 919 kg BOF5/år [36]. Kostnaden for fjerning av BOF blir med dette utgangspunktet 113 kr/kg. Kostnaden basert på hydraulisk belastning er 27 kr/m3 sigevann.

5.8. Sequence batch reactor (SBR) – Q > 10000 m3 /år SBR-anlegg leveres også som storskala anlegg. Anlegget som eies og driftes av ROAF er dimensjonert for en Qmax = 600 m3/døgn, mens den reelle belastningen varierer mellom 200 til 300 m3/døgn. Anlegget består av to tanker som vist Figur 20. Hver tank har en diameter 10 m og en høyde på 5 m. Prinsippet for driften er som beskrevet i avsnitt 5.7. Slamproduksjon er ca 13 m3/uke. Antatt TS ligger på ca 2 %.

Figur 20. SBR-anlegg ved deponiet på Bøler

Renseeffekter som er registrert ved anlegget i 2004 er satt opp i tabellen nedenfor. Tilsvarende som man finner ved de andre biologisk baserte anleggene, er renseeffekten med hensyn på BOF meget god, samtidig som man oppnår en tilfredsstillende oksidasjon av ammonium. Det man oppnår med hensyn på fjerning av KOF er ikke optimal. Dette er også sammenlignbart med de andre biologisk baserte metodene.

32

Tabell 11. Renseeffekter i SBR anlegg [37]

Parameter Renseeffekt (%) KOF 36 BOF 86 Kjeldal-N 91 Nitrifikasjon > 90

Rensekostnader Det er som tidligere nevnt viktig å være klar over at det er en del usikkerhet knyttet til driftskostnadene ved anleggene. Investeringskostnaden var 4000 Kkr. Anleggseier antyder at inkludert faste og variable kostnader er driftskostnaden for dette anlegget 250000 kr/år. Anlegget reduserer sigevannet med organisk stoff i snitt 3554 kg i 2004. Kostnaden for denne renseeffekten er 70 kr/kg BOF fjernet. Kostnaden relatert til hydraulisk belastning er 3,6 kr/m3.

33

5.9. Biologisk behandling i et kaldt klima

Biologisk omsetning reduseres med en faktor 2 når temperaturen reduseres med 10 °C. Dette betyr at renseanlegg basert på biologisk behandling vil måtte ha en lengre oppholdstid i anlegget eller belastningen må reduseres for å kunne oppnå samme renseeffekt som i sommerhalvåret.

Generelt er det påvist en høyere renseeffekt i sommerhalvåret. Renseeffekten med hensyn på BOF i luftet lagune ved høy temperatur (> 14 °C) har vist å være signifikant høyere enn ved moderat (4-14 °C) og lav temperatur (< 4 °C) [28]. For utendørs anlegg vil isdannelse også være et problem, spesielt fordi dette vil redusere en effektiv tiførsel av luft (se Figur 9).

Anlegg/reaktorer hvor den aktive delen av behandlingen foregår innendørs vil naturligvis være langt mindre følsom for klimavariasjoner. Det bør derfor være en mer stabil renseprosess i et SBR-anlegg sammenlignet med en luftet lagune.

34

6. FYSISKE BEHANDLINGSMETODER

6.1. Bakgrunn Dette er metoder som er basert på endringer i temperatur, trykk og luftmengde. Det er kun to metoder som skal drøftes her, nemlig omvendt osmose som baserer seg på vanntransport igjennom en membran som er impermeabel for stoffer over en viss molekylstørrelse (omvendt osmose), og gassavdrivning/inndampning av ulike stoffer. Det er å anta at disse metodene fortrinnsvis velges når man har et sigevann som inneholder enten ekstremt høye konsentrasjoner av ammonium eller at vannet inneho lder komponenter som er tungt nedbrytbare biologisk.

6.2. Termisk behandling - inndampning Som allerede nevnt endrer sigevannet karakter ettersom deponiet utvikler seg (se Figur 1). Det er derfor mest optimalt å benytte biologisk behandling i den perioden av deponiets utvikling hvor det faktisk er en mobilisering av lett nedbrytbart materiale. Når denne fasen er tilbakelagt kan det være interessant å vurdere andre metoder. Har man tilgjengelig deponigass er det nærliggende i denne sammenheng å bruke gassen til å fordampe sigevannet. I tillegg er denne teknikken også designet slik at brennbare komponenter som damper av sammen med vannfasen skal kunne forbrennes i gassflammen. Det finnes kommersielle systemer i dag som utnytter deponigass til oppvarming og oppkonsentrering via fordampning [38]. Fordampningstemperaturen som benyttes er nær 100 °C. Et kommersielt system for behandling av inntil 8000 m3 sigevann er tilgjengelig. Teknologien heter BG-VAP og er for det meste brukt på nedlagte deponier i Italia [38]. Biogassforbruket er ca 170 m3 deponigass/m3 sigevann behandlet med en metan konsentrasjon på 50 % i brenneren. Dette forbruket er knyttet til ren fordampning. I tillegg bruker fakkelen 250 m3 deponigass/m3

sigevann for å oksidere/forbrenne organisk materiale som fordamper sammen med vannfasen. En illustrasjon av prosessen er vist i Figur 21. Restproduktet fra behandlingen er tørt (TS ≈ 80 %) og er i hovedsak mineralsk. Forbrenningsprosessen vil kreve krav til utslipp av forbrenningsgasser. Det har vært lite fokus på utslipp fra brennere og motorer i Norge. Det er forventet at det uansett valg av behandling av sigevann vil komme krav til gassutslipp.

35

Figur 21. Inndampning av sigevann [39]

Bruk av en slik teknikk vil kreve at man har en optimal avskjæring av fremmed vann slik at mengden sigevann reduseres så mye som mulig. I tillegg er forbruket av deponigass høyt. Rensekostnader Kostnadene for å behandle sigevann i denne metoden er i området 15 til 20 EUO/m3 sigevann. Med dagens kurs tilsvarer dette om lag 145 kr/m3 sigevann.

6.3. Omvendt osmose Dette er en renseteknikk som baserer seg på at det samme prinsippet som foregår ved passiv transport igjennom cellemembraner i biologiske systemer. Ved forskjellig konsentrasjon på hver side av cellemembranen som er impermeabel for en gitt gruppe av stoffer, vil det foregå en passiv transport av vann fra den side av membranen som har lavest konsentrasjon, til den siden hvor konsentrasjonen er høyest. Dette vil medføre at trykket øker på den siden av membranen hvor konsentrasjonen i utgangspunktet var høyest samtidig som konsentrasjonen avtar. Dette prinsippet kan man utnytte hvis man legger på et ytre trykk og presser vannstrømmen motsatt veg. Det vil si til den siden hvor konsentrasjonen er lavest. På den måten oppnår man å oppkonsentrere forurensninger på den ene siden av membranen og rent vann på den andre siden av membranen. Nødvendig trykk er oppimot 80 bar. Peters presenterte en ”review” artikkel på møtet på Sardinia i 2003. Den første kommersielle prosessen ble satt i drift i 1984. Membranen er konstruert for å separere ioner og vannløselige salter med en Mw < 200 g/mol [40]. Nes kommune har satset på denne teknikken. Anlegget behandler sigevann fra Esval fyllplass. Anlegget på Nes er dimensjonert for Qdim= 150 m3/døgn. For å kunne opprettholde en

36

tilnærmet konstant belastning er det ofte nødvendig med et utjamningsbasseng i forkant av anlegget. På Esval har man etablert et basseng med en kapasitet på en oppholdstid på ca 10 dager. Ulempen med slike basseng er faren for utfellinger og påfølgende anaerobe forhold. Dette kan medføre problemer med lukt. Et flytdiagram av anlegge t er vist i Figur 22.

Figur 22. Flytdiagram omvendt osmose anlegg på Esval

For å redusere partikkelbelastningen på membranene, er anlegget bygget opp trinnvis for å fjerne de største partiklene først. I tillegg til en lagune og et utjamningsbasseng tilsettes svovelsyre for å redusere pH fra 6,8 til 6,2. Dette øker dannelsen av tungmetallhydroksider som siden vil felles ut i det påfølgende sandfilteret. I tillegg vil også denne justeringen øke utfelling av blant annet jernfosfat. Tank med sandfilter er vist i Figur 23.

Figur 23. Tank med sandfilter (foto BEB)

Etter sandfilteret behandles vannet igjennom et patronfilter som tar partikler ned mot 10 um. Patronfilteret er vist i Figur 24.

Luftet lagune Utjamningsbasseng Råvannstank Sandfilter

Patronfilter > 10 um

Omvendt osmose H2SO4

200 m3/døgn i Vorma

100 m3/døgn til deponi

37

Figur 24. Patronfilter for fjerning av partikler ned til 10 um (foto BEB)

Etter patronfilteret presses vannet igjennom membranene med et trykk på ca 50 bar. Membranene er bygget opp lagvis. Et lag av osmosemembran er vist i Figur 25.

Figur 25. Del av osmosemembran (foto BEB)

Membranene er satt sammen i patroner. I Figur 26 og Figur 27 er det vist bilder fra anlegget med osmosepatronene til høyre.

38

Figur 26. Omvendt osmoseanlegg for behandling av sigevann (foto BEB)

Selve renseprosessen er basert på en sekvensiell bruk av filtre (Figur 27). Det betyr at en delstrøm av sigevannet behandles på et gitt filter.

Figur 27. Omvendt osmose - filterdel (foto BEB)

Renseffektene for et utvalg av parametere er satt opp i tabellen. Det er som det fremgår en vesentlig bedre renseeffekt sammenlignet med de biologiske renseprosessene. For biologisk nedbrytbart materiale (BOF), er imidlertid renseeffekten for de resultatene som er tilgjengelig så langt, dårligere (65 %).

39

Tabell 12. Årsrapport Esval 2004

Parameter Renseeffekt (%) KOF 100 BOF 65 TOC 99 Tot-N 98 Ammonium 98 Jern 99 Sink 98 Krom 99

I et biologisk basert renseanlegg vil noe organisk karbon fjernes i løpet av den mikrobiologiske omsetningen (katabolismen). I tillegg vil oksidasjonstrinn kunne endres som følge av blant annet nitrifikasjon. Dette er effekter man ikke vil oppnå i slike prosesser som baserer seg på filtrering. Imidlertid vil den oppkonsentrerte fraksjonen som returneres tilbake til fyllinga kunne omsettes i deponiet. På Esval er dette tilpasset i egne brønner som kan betraktes som anaerobe rislefiltere. Det er imidlertid store mengder som tilbakeføres (ca 100 m3/døgn eller en tredjedel) og det har ikke vært gjennomført studier som kan dokumentere kapasiteten til å motta og omsette denne konsentrerte fraksjonen i deponiet. Rensekostnader Investeringskostnaden for anlegget som behandler sigevannet fra Esval var 8000 Kkr. Driftskostnaden er estimert til 1000 Kkr pr år. Ut i fra dimensjonerende belastning er kostnaden for drift 18,3 kr/m3. Reell kostnad er 23,2 kr/m3 basert på en mengde sigevann på 43052 m3. Forbruket av energi er estimert til 34 kW/m3 [38]. I og med at denne teknikken er vurdert som energikrevende er det interessant å sammenligne med energikravet i en luftet lagune hvor energikravet er 27 kW/m3 (se avsnitt 0), men med en langt dårligere renseeffekt. For å rense filtre må det i garantiperioden benyttes kjemikalier som leverandøren har designet for sitt anlegg. Dette representerer en betydelig kostnad. I anlegget på Esval benyttes strøm produsert fra deponigass i en gassmotor for å dekke energibehovet. I henhold til Hercule et.al er driftskostnaden estimert til 11 EUR/m3 [38]. I norske kroner tilsvarer dette ca 91 kr/m3. Dette inkluderer også total renovering av filtre hvert andre år.

40

7. SIGEVANNSBEHANDLING UTENFOR NORGE Det er i denne utredningen først og fremst lagt vekt på å gi en oversikt over de lokale behandlingsanleggene som er i drift i Norge i dag. Hvilke erfaringer man har med disse anleggene med henblikk på kostnader, drift og rensegrad. Et unntak er termisk behandling som er beskrevet på side 34. Det har vært kontakt med NRF’s søsterorganisasjoner i Sverige. Hovedfokuset i denne dialogen var eventuelle nye krevende installasjoner som kunne bringe erfaringene utover de enkle lagunebaserte anleggene.

7.1. England og Irland I henhold til Robinson er det først og fremst biologiske behandlingsmetoder som brukes i UK og Irland og da først og fremst aerobe metoder [41]. Man behandler sigevann både som en forbehandling til kommunalt nett og som den eneste behandling mot resipient. Førstnevnte er den mest vanlige kombinasjonen. Metanstripping er en fysisk forbehandling som er brukt i UK for å redusere eksplosjonsfare på det kommunale nettet. I henhold til Robinson er det målt konsentrasjoner av metan i sigevann i området 10-15 mg/l. Dette kan representere ustabile forhold på det kommunale nettet og bør reduseres til < 0,14 mg/l. Dette er i henhold til en utslippsstandard i UK [41]. Det har etter undertegnedes erfaring vært lite fokus på denne type problemstilling i Norge. I tillegg til luftede laguner har det vært en interesser for SBR-baserte metoder i England og Irland. Dette er anlegg med gjerne to reaktorer i serie hvor man legger til rette for utvidet lufting (se side 27). På denne måten legger man til rette for endogen respirasjon og vekst av kjemiautotrofe organismer og dermed nitrifikasjon – det vil si oksidasjon/omdanning av ammonium til nitrat (nitrifikasjon). På de flere britiske anlegg har man målt en omsetning av ammonium på over 90 %. Dette er også en effekt man ser på de norske SBR-anleggene. I begge anleggene som er presentert i denne rapporten har man observert en nitrifikasjon på over 70 %. Dette reduserer oksygenkravet i resipienten. En betydelig økning av nitrat i sigevannet vil også være fordelaktig ved overføring av sigevann i lengre rørstrekk fordi nitrat vil ”inhibere” sulfatreduksjon. Omsetning av BOF i de Engelske SBR-anleggene viser en rensegrad i området 50 til nærmere 98 % [41]. Dette er også sammenlignbart med de norske anleggene. Reduksjon i KOF i de samme anleggene varierer mellom tilnærmet ingen reduksjon til under 70 %. Ingen av de norske anleggene (biologisk baserte) som det er vist til i denne rapporten kan dokumentere en fjerning av KOF som er bedre enn 60 %. For SBR-anleggene er renseeffekten mindre enn 50 %. For å polere effluenten fra SBR-anleggene benyttes blant annet sivbed [41]. Hvordan et slikt sivbed kan se ut er vist på forsiden av denne rapporten. Det har vært og er fortsatt fokus på pesticidrester i sigevann fra anlegg i UK. Denne typen forbindelser inngår nå også i forslaget til veileder for sigevannsovervåkning i Norge [42]. For å redusere nivåene til akseptable nivåer har man ozonering for oksidasjon av miljøgifter. Et avansert anlegg for utslipp direkte i resipient er etablert fra deponiet Buckden South Øst i England. Anlegget har svært strenge toksikologiske krav. Blant annet skal regnbueørret kunne leve i effluenten fra anlegget. Et flytdiagram som beskriver anlegget er vist i Figur 28 [41]. Anlegget har en kapasitet til å rense 200 m3/d. For sikre en forsvarlig reduksjon av pesticider valgte man oksidasjon med O3 som siste trinn i behandlingsanlegget. Renseeffekten med hensyn på plantevernmidler var

41

bedre enn 99 %. Det er interessant å merke seg at for reduksjon av BOF er det tilstrekkelig med en reaktor. For omsetning av ammonium er det først og fremst i den første reaktoren at man ser en signifikant endring. Forskjellen i effluent konsentrasjonen i de andre trinnene er ikke reell hvis vi antar en usikkerhet i analysene som tilsvarer ± 15 %. KOF-nivået er lavere etter reaktor 2 sammenlignet med reaktor 1. Hvis vi antar samme usikkerhet i analysene er ikke forskjellen reell. Med denne tilsynelatende overkapasiteten med hensyn på volum har man oppnådd en betydelig bufferkapasitet med henblikk på å kunne håndtere mengdevariasjoner. For et sett av analyseresultater var renseeffekten med hensyn på KOF bare 41 %. Over 80 % av BOF ble fjernet i løpet av behandlingen. Dette er sammenlignbart med de langt enklere SBR-anleggene (Norske) som er presentert tidligere i denne utredningen.

Figur 28, Kombinasjon biologisk og kjemisk behandling av sigevann fra Buckden Sout h [41]

I henhold til Robinson er de teknikkene og kombinasjoner av løsninger som benyttes i England så gjennomprøvd at det ikke skal være nødvendig og gjennomføre store forskningsprogram for å løse et spesifikt problem [41].

7.2. Tyskland Det har vært et noe mer fokus på fysiske behandlingsmetoder i Tyskland. Teknikker basert på ultrafiltrering og omvendt osmose som er beskrevet tidligere (se side 35). Fordelen med disse teknikkene er en mulig reduksjonen i arealbruk. Et avansert anlegg med ultrafiltering og aktivt kull som siste trinn ble etablert for behandling av sigevann fra deponiet i Hannover [43]. Anlegget var operativt fra 2002 og behandler en sigevannsmengde på 400 m3/d. Sigevannet fra deponiet inneholder et KOF-nivå på 3000 mg/l og relativt mye nitrogen i form av ammonium (1500 mg/l). Dette er høyere konsentrasjoner enn det som er vanlig på Norske deponier. Anlegget er ikke siste trinn i behandling av sigevannet men er kun forbehandling før levering inn på kommunalt nett. Det høye nivået av NH4

+ medførte at man etablerte et biologisk behandlingsanlegg med nitrogenfjerning som første trinn. Anlegget er illustrert i Figur 29.

SBR-behandling

Sivbed O3 SBR-behandling

600 KOF 35 BOF 405 NH4

+ 0,5 NO3

-

424 KOF 4 BOF 1,6 NH4

+ 396 NO3

-

399 KOF 6 BOF <0,1 NH4

+ 409 NO3

-

390 KOF 4 BOF 0,70 NH4

+ 394 NO3

-

350 KOF 5 BOF 0,70 NH4

+ 382 NO3

-

42

Figur 29. Flytskjema behandlingsanlegg for sigevann fra deponiet i Hannover [43]

Anlegget er designet med prosesstrinn tilpasset et minimum av arealbruk. For fjerning av nitrogen er det etablert et for-denitrifiseringstrinn. I dette trinnet forsøker man samtidig å oppnå reduksjon i BOF ved å bruke blant annet de denitrifiserende organismene. Det er imidlertid ikke tilstrekkelig med lettomsettelig karbon i sigevannet. Det er derfor nødvendig å tilsette en ekstern C-kilde. Det benyttes en flerverdig alkohol. For å tilføre tilstrekkelig med NO3

- pumpes en del av effluenten fra nitrifikasjonstrinnet i retur. For de fleste anlegg som har etablert nitrifikasjon brukes luft som oksidasjonsmiddel. I dette anlegget har man derimot valgt å bruke ren oksygen. Luft inneholder som kjent mest nitrogen. Det betyr at for å oppnå en sammenlignbar omsetning som man oppnår med ren oksygen, må man ha et langt større basseng når man bruker luft. Man har oppnådd en betydelig reduksjon i arealbruk på denne måten. Slam til nitrifikasjonen oppnås ved å sende en delstrøm fra ultrafilteringstrinnet i retur. Ultrafiltrering og aktivt kull erstatter tradisjonell behandling - bioflokkulering og etterfølgende sedimentering. Anlegget har to filtreringslinjer i parallell med et totalt volum på 3x20 m3. Filtreringsenheten er en kompleks teknisk enhet som vist i Figur 30.

43

Figur 30. Ultrafiltrering ved sigevannsbehandlingsanlegget i Hannover [43]

Membranen er laget av en polyfluorforbindelse. Ulempen med filteringsteknikker er rengjøring av membranen. Her kreves kjemikalier som leverandøren har spesialdesignet for sin leveranse. Dette medfører en økning i driftskostnaden. Det samme poenget har vært diskutert i forbindelse med drøfting av driftskostnadene ved osmoseanlegg (se side 39). Før valg av behandlingsløsning for deponiet i Penzberg i Tyskland ble to forskjellige teknikker testet ut. Et enkelt laguneanlegg og et sofistikert anlegg med flere rensetrinn. Sistnevnte bestod blant annet av en biologisk filmprosess etterfulgt av behandling med aktiv kull. Tilfredsstillende rensetilgjengelighet over året (75 %) ble oppnådd med det enkle anlegget. Det avanserte anlegget viste faktisk dårligere tilgjengelighet og dårligere rensekapasitet [44].

44

8. OPPSUMMERING De fleste behandlingsanleggene som er etablert i Norge, er anlegg som er designet for å behandle organisk stoff som eluerer ut fra deponiet via sigevannet. En gjennomgang av resultatene som er dokumentert i denne utredningen indikerer at anleggene fungerer tilfredsstillende for noen parametere. Renseeffekten med hensyn på BOF er ofte bedre enn 80 %. Ulempen med disse anleggene derimot er at de ikke er tilpasset de endringene som skjer i deponiet i løpet av dets utvikling. Det betyr at det er de tungt nedbrytbare og de uorganiske komponentene som etter hvert vil utgjøre hovedbestanddelene i sigevannet. Dette er ikke de biologiske basert anleggene designet for å håndtere. Dette ser man klart ved å vurdere den svært lave renseeffekten med hensyn på KOF. For de behandlingsmetodene som har tilnærmet nullutslipp (resipient kvalitet) er behandlingskostnaden vesentlig høyere sammenlignet med anlegg som infiltrerer i grunnen (grunnen er en del av renseprosessen) eller slipper effluenten inn på et kommunalt nett. En investering i lokal behandling av sigevann bør innebære et betydelig fokus og innsats på avskjæring av fremmedvann slik mengden sigevann reduseres. Dette vil også medføre at konsentrasjonen av forurensningskomponenter øker. I Tabell 13 er det gjort en sammenstilling av rensekostnad som funksjon av fjernet organisk stoff. Renseresultater og kostnader er relatert til de lokale anleggene som er presentert tidligere.

Tabell 13. Ulike lokale behandlingsteknikker for sigevann - oppsummering

Renseeffekter Kostnader Rensemetode % BOF5 Kostnad

kr/kg BOF5 fjernet

kr/m3

Termisk behandling1 > 99 145 Omvent osmose 65 255 23,2 Luftet lagune Im Im 29 Luftet lagune med kjemisk felling

42-80 63 4,15

Aktiv slam med infiltrasjon

80 82 8,8

SBR Q< 10000 m3 80 113 27 SBR Q> 10000 m3 86 70 3,6 Im – ikke målt 1 fra referanse 39

45

8.1. ”Future trends” Det er lite trolig at deponiene kan fortsette å levere ubehandlet sigevann til de kommunale renseanleggene. Det betyr at man vil får krav om en form for minimumsbehandling før levering. Et fortsatt fokus på nitrogen vil kunne medføre et krav om omsetning til nitrat eller også en denitrifikasjon. De allerede etablerte SBR-anleggene kan møtet dette første kravet. Utviklingen av kildesortering vil medføre en økning av konsentrerte restfraksjoner som i deponikretser kalles sikterest. Dette er materiale som er et resultat av kverning/knusing og til sist sikting som medfører mindre partikler og dermed større overflate og i neste omgang et økt potensialet for utlekking. I testceller hvor man har deponert såkalte sikterester har nivået av blant annet av KOF og BOF vært meget høyt i sigevannet . Konsekvensene for sluttbehandling av denne typen materiale kan bli en forbehandling som har til hensikt å redusere innholdet av organisk materiale og nitrogen. I Tabell 14 er effekten av kompostering av sikterest vist [3].

Tabell 14. Sigevann fra deponering av sikterest uten og med forbehandling

Parameter Sikterest Etter kompostering (13 uker)

KOF 19400 1170 BOF 9400 52 NH4

+ 4200 197 Det er derfor å anta at i tillegg til å måtte gjennomføre en forbehandling av sigevannet før levering på kommunalt nett, vil avfallet måtte forbehandles/stabiliseres før sluttbehandling. Dette er i tråd med myndighetenes målsetning [45]. Fokuset på organiske miljøgifter vil sannsynligvis øke i tiden fremover. Selv om kildesortering av farlig avfall og EE-avfall vil øke i omfang, og at mottakskontrollen forbedres vil avfall som har farlige egenskaper mottas til sluttbehandling. I tillegg er det flere produkter som inneholder farlige komponenter som kan mobiliseres i løpet av den omsetningen som foregår i deponiet. Flammehemmere, plastmyknere og detergenter/overflateaktive stoffer er eksempler på denne typen forbindelser. I tillegg vil metabolitter fra nedbrytning av organiske forbindelser øke kompleksiteten med henblikk på toksisitet. Miljøpåvirkning og oppkonsentrering i kloakkslam kan få fø lger for hvilke behandlingsløsninger som bør velges og kravet til avansert rensing også i forbindelse med levering til kommunal behandling. Bruk av ozon for å oksidere pesticider er et eksempel på en kjemisk polering av effluenten fra anlegget (se Figur 28). Av andre ikke-selektive løsninger kan nevnes aktivt-kull som vil være spesielt effektivt for å redusere nivået av hydrofobe komponenter. Bruken av aktiv kull som poleringstrinn er vist i Figur 29.

I tillegg til disse generelle kjemiske/fysiske metodene for å fjerne organiske miljøgifter er det dokumentert at også biologiske behandlingsmetoder som aktivt slam kan bryte ned f.eks overflateaktive stoffer og plastmyknere [46]. Det er også antydet i diskusjoner tidligere i utredningen at man har observert en reduksjon i konsentrasjonen av organiske miljøgifter i for eksempel SBR anlegg (se Tabell 10). I arbeidet med å prosjektere anlegg for behandling av sigevann fra deponiet Buckden South hvor konsentrasjonen av pesticider i sigevannet var høyt var det i henhold til Robinson for risikabelt å kun bruke SBR-delen [41].

46

En klar ulempe med mikrobiologisk omsetning kan være en manglende mineralisering med påfølgende dannelse av metabolitter. Disse forbindelsene kan være mer toksiske en mor-komponenten [46]. Det har tidligere i utredningen, eksklusiv omvendt osmose, vært fokus på manglende renseeffekt av KOF. Tilsetning av fellingskjemikalier i luftet lagune gav liten effekt (se Figur 12). Det har vært gjennomført studier for å optimalisere fjerning av KOF. Det ble i dette arbeidet brukt sigevann fra et gammelt deponi hvor forholdet BOF/KOF var mindre enn 0,1. Det organiske materialet som eluerer ut med sigevannet fra et slikt deponi er svært tungt nedbrytbart. Det ble eksperimentert med Fe2+ i kombinasjon med et oksidasjonsmiddel (H2O2), tilsetning av kalk og en kationisk organisk flokkulant – DEC (en polyamine). Bruk av kalkfelling gav en renseeffekt på 49 %. Kjemisk oksidasjon med H2O2 i kombinasjon med jernfelling oppnådde en renseeffekt på 79 % [47].

47

9. LISTE OVER FIGURER OG TABELLER Figur 1. Ulike metabolske faser som deponiet gjennomgår [, side 679] ....................................6 Figur 2. Innhold av BOF og KOF i sigevann fra et deponi anlagt i 1993 [] ...............................7 Figur 3. Utvikling av pH i sigevann fra oppstart i 1993 og frem til 2002 []...............................7 Figur 4. Fakultativ biodam [] ....................................................................................................15 Figur 5. Luftet lagune med flytende propell-ejektor på Musmyra (foto BEB) .........................16 Figur 6. Infiltrasjonsbasseng for luftet lagune på Musmyra (foto BEB) ...................................17 Figur 7. Variasjon av KOF-nivå inn og ut av anlegget på Musmyra........................................18 Figur 8. Skisse av luftet laguneanlegg på Musmyra [25] .........................................................19 Figur 9. Luftet lagune - vinterdrift på Heggvin (foto BEB) ......................................................20 Figur 10. Luftet lagune med kjemisk felling [] .........................................................................21 Figur 11. Variasjon i BOF-nivå i luftet lagune med kjemisk felling [] ....................................22 Figur 12. KOF-nivå i sigevann i metode basert på luftet lagune med kjemisk felling [27] .....22 Figur 13. Tidligere rensepark på Esval fyllplass ......................................................................23 Figur 14. Flytdiagram for lokalt behandlingsanlegg basert på aktiv slam [] ............................24 Figur 15. Utendørs aktiv slamanlegg på Dal Skog (foto BEB) .................................................25 Figur 16. Infiltrasjonsbasseng som polering etter aktiv slam og sedimentering (foto BEB) ....25 Figur 17. Konfigurasjon SBR-anlegg [34, side 540] ................................................................29 Figur 18. Kontainerløsning for SBR-anlegg (foto BEB) ..........................................................30 Figur 19. Kontainerløsning for SBR-anlegg - enkelt styringssystem (foto BEB) ....................30 Figur 20. SBR-anlegg ved deponiet på Bøler ...........................................................................31 Figur 21. Inndampning av sigevann []......................................................................................35 Figur 22. Flytdiagram omvendt osmose anlegg på Esval.........................................................36 Figur 23. Tank med sandfilter (foto BEB) ................................................................................36 Figur 24. Patronfilter for fjerning av partikler ned til 10 um (foto BEB)..................................37 Figur 25. Del av osmosemembran (foto BEB) ..........................................................................37 Figur 26. Omvendt osmoseanlegg for behandling av sigevann (foto BEB)..............................38 Figur 27. Omvendt osmose - filterdel (foto BEB) .....................................................................38 Figur 28, Kombinasjon biologisk og kjemisk behandling av sigevann fra Buckden South [41]

...........................................................................................................................................41 Figur 29. Flytskjema behandlingsanlegg for sigevann fra deponiet i Hannover [43] ..............42 Figur 30. Ultrafiltrering ved sigevannsbehandlingsanlegget i Hannover [43] .........................43 Tabell 1. Nivå av et utvalg av summeparametere og næringsstoffer i sigevann (middel) og

kommunalt avløp.................................................................................................................9 Tabell 2. Nivå av et utvalg tungmetaller i sigevann (middel) og kommunalt avløp (13

renseanlegg 1993) .............................................................................................................10 Tabell 3. Organiske miljøgifter i sigevann (middel) sammenlignet med innhold i kommunalt

avløp..................................................................................................................................11 Tabell 4. Alternative aerobe behandlingsmetoder for sigevann ...............................................13 Tabell 5. Alternative anaerobe behandlingsmetoder for sigevann............................................14 Tabell 6. Oversikt over mulige renseeffekter i luftet lagune [].................................................17 Tabell 7. Renseeffekter i luftet lagune på Musmyra .................................................................18 Tabell 8. Renseeffekt i luftet lagune med kjemisk felling med hensyn på et utvalg forbindelser

[27]. ...................................................................................................................................23 Tabell 9. Renseeffekt med hensyn på et utvalg av parametere i aktiv slam.............................26 Tabell 10. Årsrapport ØA 2004 [].............................................................................................29

48

Tabell 11. Renseeffekter i SBR anlegg [] .................................................................................32 Tabell 12. Årsrapport Esval 2004 .............................................................................................39 Tabell 13. Ulike lokale behandlingsteknikker for sigevann - oppsummering ..........................44 Tabell 14. Sigevann fra deponering av sikterest uten og med forbehandling...........................45

49

10. REFERANSER 1 T. Mæhlum, T. Hartnik, K. Haarstad, T. Källqvist, ”Fra produkt til avfall – miljøproblemer ved deponering”, Utkast, TA-nummer-1945/2003, (2003) 2 St. melding nr 58, ”Miljøvernpolitikk for en bærekraftig utvikling – dugnad for framtida”, 1996-97 3 B. D. Bone, K. Knox, A. Picken, H. D. Robinson, “The effect of mechanical and biological pre-treatment on landfill leachate quality”, Proceedings Sardinia 2003, 9th international waste management and landfill symposium, Sardinia (2003) 4 St. melding nr 8, ”Regjeringens miljøvernpolitikk og rikets miljøtilstand”, 1999-2000 5 . Kiely, ”Environmental engineering”, McGraw-Hill, Malaysia, (1998) 6 B. E. Berg, ”En vurdering av risiko for forurensning av grunnvann og resipient via sigevann fra Dalborgmarka fyllplass, november (2003) 7 B. E. Berg, ”Miljørapport 2002 for GLT-Avfall, april (2003) 8 H. Ødegaard, ”Sammensetning av råvann fra 87 norske kjemiske renseanlegg i 1990”, (1991) 9 Carl Einar Amundsen, Petter Snilsberg, Stein Turtumøygard, Hege Stubberud, ” sammenstilling av resultater fra screening-analyser av sigevann fra avfallsfyllinger” SFT-referanse TA 2075/2005, (2005) 10 B. S. Nesgård, A. Røstad, ”Kilder til tungmetaller i kommunalt avløp- intensiv kartlegging av næringsvikrsomhet, SFT-Rapport, TA-nummer 1649/1999, (1999) 11 M. Schlabach, E. Mariussen, A. Borgen, C. Dye, E-K. Enge, E. Steinnes, N. Green, H. Mohn, ”Kartlegging av bromerte flammehemmere og klorerte parafiner, Rapport 866/02, (2003) 12 K. Haarstad, H. Borch, ”Organiske miljøgifter nedtstrøms avfallsdeponier. Undersøkelser av norske ferskvann”, Rapport nr 41/04, (2004) 13 B. Paulsrud, ”Reduksjon av organiske miljøgifter og smittestoffer ved ulike behandlingsmetoder for organisk avfall i Norge”, Rapport aquateam, Rapport nr., 02-033, (2003) 14 K. T. Nedland, ”Organiske miljøgifter i avløpsslam. Resultater fra en ny undersøkelse 2001 – 02, Aquateam rapport nr 02-108, (2002) 15 C. Junestedt, M. Ek, P. Solyom, A. Palm, C. Øman, O. Cerne, ”Karakterisering av utsläpp- Jämførekse av olika utsläpp till vatten”, IVL Rapport, B 1544, November (2003) 16 B. S. Nesgård, A. Røstad, M. L-Charles, ”Kilder til organiske miljøgifter i kommunalt avløpsvann”, SFT Rapport, TA-1589, (1998) 17 C. Øman, M. Malmberg, C. W-Watz, ”Handbok før lakvattenbedømning – metodik før karakterisering från avfallsupplag, RFV Rapport 00:7, IVL rapport B1354, april (2000) 18 R. Storhaug, B. Paulsrud, K. T. Nedland, ”Miljøgifter i kommunalt avløpsvann”, SFT-rapport, TA-nummer 952/1993, (1993) 19 SSB, ”Naturressurser og miljø 2004”, november (2004) 20 E. Lyderesen, S. Løfgren, ”Vad händer när kalkade sjøar återførsuras?-En kunskapsøversikt och riskanalys”, SNV Rapport 5074, Uppsala, (2000) 21 SFT notat, ”Forslag til endring av forskrift 01.06.2005 nr 931 om begrensning av forurensning (forurensningsforskriften) av 7.3.2005”, mars (2005) 22 T. Mæhlum, P. Snilsberg, ”Miljøovervåkning av sigevann fra Spillhaug avfallsdeponi i Aurskog-Høland”, Jordforsk Rapport nr 21/2003, (2003) 23 K. Hovde, ”Avløpsteknikk”, Universitetsforlaget, Oktober (1987) 24 T. Mæhlum, K. Haarstad, ”Rensing av sigevann fra kommunalt avfall”, 1 (Vann) 81

50

25 J. E. Coward, ”Trollmyra sigevannsanlegg – prosjekteringsgrunnlag – revisjon 3”, Hjellnes Cowi, Oppdrags nr 97763, (1998) 26 Ulf Johnsen, oversendt via e-post, 8. april (2005) 27 Midtre Namdal Avfallsselskap, ”Årsrapport 2004”, mars (2005) 28 T. Mæhlum, ”Behandling av sigevann fra kommunalt avfall i luftet lagune og våtmarksfiltre. Esval renseanlegg”, Jordforsk Rapport 18/98, (1998) 29 C. Maurice, K. Kylefors, A. Lagerkvist, ” Constructed wetlands for leachate treatment in cold climate: vegetation survival and function during winter”, Proceedings Sardinia 2003, 9th international waste management and landfill symposium, Sardinia (2003) 30 Miljøstasjon Dal Skog, ”Miljørapport, evaluering av gjennomførte tiltak i 2003, samt deponiets sikring av miljø”, mars (2004) 31 T. Mæhlum, K. Haarstad, ” Lokal behandling av sigevann fra kommunalt avfall”, Jordforsk Rapport 29/98, (1998) 32 T. J. Britz, ”Landfill leachate treatment”, In: E. Senior, (Ed.). Microbiology of landfill sites, 2.ed. CRC Press, Inc., (2000) 33 M. T. Madigan, J. M. Martinko, J. Parker in Brock, ”Biologi of microorganisms” 10 th edition, Precence Hall, NJ (2003) 34 G. Kiely, "Environmental engineering", McGraw-Hill, (1998) 35 Årsrapport Ødegård avfallsdeponi, mars (2004) 36 Ødegård avfallsdeponi, ”Miljørapport – evaluering av gjennomførte miljøtiltak i 2003, samt deponiets sikring av miljø”, mars (2004) 37 Årsrapport ROAF, mars, (2004) 38 S. Hercule, E. Cornu, J. Ballot, C. Coquant, C. Dumesnil, D. Lebourhis, “Review of in-situ leachate treatment plant: 3 case studies in france”, Proceedings Sardinia 2003, 9th international waste management and landfill symposium, Sardinia (2003) 39 E. Cornu, J. Ballot, N. Bentounes, H. Pernot, S. Hercule, “Lechate thermal treatment using landfill biogas”, Proceedings Sardinia 2003, 9th international waste management and landfill symposium, Sardinia (2003) 40 T. A. Peters, 20 years experience with reverse osmosis in leachate treatment”, Proc. Sardinia 9th Int. Waste Management and Landfill Symposium, Oktober (2003) 41 H. Robinson, “State of the art landfill leachate treatment systems in the UK and Irland”, Presented at Conference & Exibition, Torbay, England, Juni (1999) 42 SFT-rapport, ”Veileder om overvåkning av sigevann fra avfallsdeponier”, TA-2077/2005, (2005) 43 R. Sieksmeyer, U. Packhäuser, ”Leachate treatment plant at the Hanover Landfill Site”, WLB (2003) 1 44 N. Schwarzenbeck, K. Leonhard, P. A. Wilderer, “Treatment of landfill leachate – high tech or low tech? A case study”, Water Sci & Tech., 48 (2004) 277 45. Stortingsmelding nr 21, ”Regjeringens miljøvernpolitikk og rikets miljøtilstand” 2004-2005, 18. mars 2005 46 A. C. Johnson, J. P. Sumpter, ”Removal of endocrine-disrupting chemiclas in activated sludge treatment works, Env. Sci. Technol., 35 (2001) 4697 47 A. Pala, G. Erden, ”Chemical treatment of landfill leachate into municipal biological treatment systems”, Env. Eng. Sci., 21 (2004) 549