Toxikologitest af slagge fra affaldsforbrænding i Sisimiut

Transkript

1 Toxikologitest af slagge fra affaldsforbrænding i Sisimiut Arktisk teknologi Kristine Clemmensen-Rotne, s Vejledt af Gunvor Marie Kirkelund Lis Bach 1.december 2012

2 Forord Dette projekt omhandler undersøgelse af toksiciteten af slagge fra affaldsforbrændingsanlægget i Sisimiut. Undersøgelsen er lavet med henblik på at bestemme mængden af skadelige tungmetaller i slaggen, risikoen for udvaskning og slaggens toksikologiske effekt på havorganismer. Undersøgelserne er lavet henholdsvis ved tungmetalanalyse, forskellige udvaskningsmetoder og derudover forsøg med små krebsdyr fra lokalområdet. Denne rapport er en del af et 10 points specialkursus sideløbende med kurset Arktisk Teknologi hos Center for Arktisk Teknologi, Danmarks Tekniske Universitet. Dette kursus er et led i min diplom kemi og bioteknologi ingeniøruddannelse på Danmarks Tekniske Universitet. Planlægning og udførelse er sket under vejledning af Gunvor Marie Kirkelund, forsker, DTU byg. Lis Bach, forsker, Institut for Bioscience Aarhus Universitet Projektet er udført i perioden 30. juli til 1. december. Indsamling af slagge og forsøg med havorganismer er fortaget i Sisimiut i perioden 30. juli til 16. august I forbindelse med laboratoriearbejdet vil jeg gerne takke Sabrina Madsen for hjælp og tålmodighed. Jeg vil gerne takke Jonas Lindhardt Grønvold for hjælp og opmuntring i prøvetagningsperioden. Derudover vil jeg gerne takke medarbejderne på Sisimiut Forbrændingsanlæg og driftsleder Jacob Lundgaard for deres tid og Per Brix på Vestforbrændingen som tog sig tid til at forklare nogle grundlæggende detaljer om affaldsforbrænding. Kgs. Lyngby 30. november 2012 Side 2 af 98

3 Resumé I denne rapport er slaggen fra affaldsforbrændingsanlægget i Sisimiut blevet undersøgt. Slaggen bliver deponeret på Sisimiuts dump, som ligger ubeskyttet for vind og vejr i en lille dal ned til kysten. En del af den deponerede slagge ligger på toppen af en lille skråning der fører direkte ned til den elv der løber inde fra landet ud igennem dumpen for at ende ved samme kyststrækning som dumpen ligger ud til. Slaggen er blevet undersøgt for mængden af tungmetaller og eventuelle toksikologiske effekter overfor havorganismer. Feltarbejdet i Sisimiut er udført i august måned Den anvendte slagge er derfor også fra affald forbrændt omkring denne periode. Resultaterne viser at slaggen overholder den tilladte grænseværdi for farligt affald som Vestforbrændingen forholder sig til. Slaggen overholder ikke grænseværdierne for indholdet af deponerede stoffer ved kystnære deponier idet kobberindholdet er 6 gange større end tilladt. Dette betyder at der kan være skadelige effekter på havmiljøet ved kyststrækningen der grænser op til dumpen. Det er desuden vist at en del tungmetaller udvaskes fra slaggen hvis denne kommer i kontakt med eksempelvis havvand, regnvand eller smeltevand og der er derfor stor risiko for udvaskning til den nærliggende kysstrækning. Forsøgene med havorganismer har vist at slaggen, selv i meget små mængder, er giftig for havmiljø og vandlevende organismer. Desuden ses det fra resultaterne, at udvaskningsvæske, fra blandinger med slagge og havvand, også er usund for havorganismer, selv på kort sigt. Der er ikke lavet undersøgelser for akkumulerede toksikologiske effekter på længere sigt. Ud fra ovenstående resultater kan det konkluderes, at den nuværende løsning for slaggedeponering på Sisimiuts dump er uholdbar. Det er næsten helt sikkert at kyststrækningen nedenfor dumpen lider overlast og, at havmiljøet på strækningen lige uden for dumpen har taget skade. Man bør derfor meget kraftigt overveje en anden løsning på slaggedeponeringsproblemet end det man anvender på nuværende tidspunkt. For at finde en optimal løsning på slaggedeponeringsproblemet er det muligt at man skal lave en del flere forsøg for at finde en ny måde at deponere eller anvende slaggen på. Alternativt kan man lave forsøg med membransikring af dumpen. Side 3 af 98

4 Indholdsfortegnelse Forord Resumé 1. Indledning Side 6 2. Teori Side Affaldsforbrænding i Grønland 2.2 Tungmetaller i slaggen 2.3 Grænseværdier 2.4 Amfipoder 3. Beskrivelse af forsøgsmetoden Side Beskrivelse af materialer 3.2 Prøveindsamling af frisk slagge 3.3 Prøveindsamling af deponeret slagge 3.4 Udvaskningsprøver 3.5 Dose-response test 3.6 Sediment dose-response test 3.7 ICP tungmetalanalyse 4. Resultater Side Generelt om målingerne af slaggen 4.2 Grænseværdier 4.3 Dose-response test 4.4 Sediment dose-response test 5. Diskussion Side Generelt om målingerne af tungmetallerne i slaggen 5.2 Grænseværdier 5.3 Dose-response test Side 4 af 98

5 5.4 Sediment dose-response test 6. Konklusion Side Referencer Side Bilag Side Bilag 1 Toxikologitest 8.2 Bilag 2 Forsøgsbeskrivelse 8.3 Bilag 3 ICP analyser 8.4 Bilag 4 Affaldsforbrændingsovn Type GRAF 8.5 Bilag 5 Billeddokumentation af indsamling af deponeret slagge 8.6 Bilag 6 Kort over Sisimiuts beliggenhed og affaldsforbrændingsanlæggets beliggenhed 8.7 Bilag 7 Referencer 8.8 Bilag 8 Udsnit af restproduktbekendtgørelsen Side 5 af 98

6 1. Indledning Slagge fra affaldsforbrænding er kendt for at indeholde tungmetaller. Fra danske affaldsforbrændingsanlæg ved man at cirka en femtedel af det affald som bliver sendt til forbrænding ikke kan brændes. Det ender derfor som slagge, bestående af jern, grus, glas og andre ikke-brændbare materialer. Herunder også tungmetaller [1]. Tungmetaller findes i mange typer affald, men især i elektronik og batterier [3]. I Vestforbrændingens Grønne Regnskab fra 2010 kan man se at de metaller der specielt er fokus på blandt andre er kviksølv, bly og cadmium der alle er skadelige for levende organismer [4]. Sisimiut er beliggende ca. 40 km nord for polarcirklen på Grønlands vestkyst. Byen er Grønlands næststørste by med ca indbyggere [7]. I 2000 fik Sisimiut sit eget affaldsforbrændingsanlæg der har kørt næsten uafbrudt lige siden [6]. Der foregår nogen affaldssortering på anlægget, men der er endnu ikke kultur for at sortere de enkelte hustandes affald i Grønland. Når de enkelte husstande ikke sorterer eksempelvis batterier og elektronik fra er det rimeligt at forvente et højt indhold af tungmetal i slaggen. Slaggen fra affaldsforbrændingen i Sisimiut bliver lagt ud ved siden af affaldet på dumpen. Det har endnu ikke være muligt for Sisimiuts affaldsforbrænding at følge med strømmen af affald og der ligger derfor en masse bunker rundt på pladsen med blandet affald. Disse bunker består af alle slags affald, alt fra gamle møbler og cykler til tøj og elektronik. Affaldspladsen i Sisimiut ligger i en grøn dal lige ud til havet. Der løber en lille å igennem dalen langs med det deponerede affald og slaggen inden den munder ud i havet. Derfor kan en del af slaggen nemt blive skyllet ud i havet og de skadelige stoffer fra slaggen på pladsen har heller ikke langt til den omkringliggende natur. Det er derfor vigtigt at have kendskab til slaggens indhold af tungmetaller og dens giftighed for levende organismer. Det er vigtigt at vide hvor giftig slaggen er da flere affaldspladser rundt om i Grønland sandynsligvis anvender samme deponeringsmetode for slagge. Et stort indhold af tungmetaller i slaggen kan potentielt gøre stor skade ikke bare på miljøet omkring affaldspladserne, men også på havmiljøet. For alle lande der ligesom Grønland lever af deres fiskeindustri er det et problem med forurening af havbunden [5]. På havbunden lever mange af de små havorganismer som bliver spist af større organismer. For hver gang man går et niveau op i fødekæden vil man opleve en større mængde af tungmetaller ophobet i organismen. I sidste ende vil disse tungmetaller ende i mennesker hvis de spiser fisk eller skalddyr fra forurende egne. Hvis Grønland fortsat skal kunne leve af sin fiskeindustri er det derfor essentielt ikke at forurene havet omkring Grønland med tungmetaller. En undersøgelse af hvilke tungmetaller der findes i slaggen og kvantiteten af disse vil være et udgangspunkt for at gøre noget ved problemet fremover. Formålet med dette projekt er at undersøge slaggen fra Sisimiuts affaldsforbrændingsanlæg. Følgende spørgsmål vil blive forsøgt besvaret i denne rapport: - Mængden af en række tungmetaller i slaggen. Side 6 af 98

7 - Mængden af udvaskning ved henholdsvis saltvand (havet) og ferskvand (regn). - Om slaggen er giftig for havorganismer. Spørgsmål om mængden af tungmetaller og udvaskningsmængden vil blive forsøgt besvaret med tungmetalanalyser og giftigheden af slaggen bedømmes ud fra dose response test med krebsdyr. Side 7 af 98

8 2. Teori 2.1 Affaldsforbrænding i Grønland I Grønlands 18 byer og ca. 60 bygder har man forskellige løsninger til afskaffelse af affald. I 6 af byerne findes forbændingsanlæg. Disse forbrændingsanlæg har en forbrændingskapacitet på tons affald per år, med undtagelse af Nuuks der er på ton. Derudover findes der i de mindre byer og bygder en række små modificerede forbrændingsanlæg. Der findes ingen præcise tal for mængden af afbrændt affald per år. I alle byer og de fleste bygder findes dumpsites hvor affaldet deponeres permanent, hvis det ikke kan brændes af i de små anlæg, eller deponeres indtil det bliver brændt af eller skibet af sted til Danmark som farligt affald [8]. Figur 1. Dumpsiten og affaldsforbrændingsanlægget i Sisimiut [Foto: Kristine C-R]. Som det ses på billedet af Sisimiuts affaldsforbrændingsanlæg og dumpsite ligger slagge og affald blandet på dumpsiten. De bunker af affald der ses i højre side af billedet er deponeret indtil det kan blive brændt i forbrændingsanlægget. Derudover ses et antal olietønder i venstre side af billedet. Disse er deponeret indtil der findes en løsning på afskaffelsesproblemet. Nederst til venstre i billedet ses en del af elven der løber igennem dumpsiten og ud til havet. Det ses her at slaggen ligger ubeskyttet hen for regn-, sne- og blæsevejr. Derudover ligger noget af slaggen meget tæt på elven. Dumpsiten i Sisimiut er ikke atypisk for Grønland. Side 8 af 98

9 Nedenfor ses en grafisk model af affaldssystemet i Grønland. Som det ses er der en del mængder der ikke er kendte, eksempelvis fra erhverv, industri og bygge- og nedrivningsaktiviteter. Indsamlingen af affaldet foregår henholdsvis ved ugentlig indsamling med skraldebil, drop-offcontainere til storskrald, private containere og modtagestationerne i enkelte byer. Affaldet kategoriseres som blandet affald, forbrændingsegnet affald, metalaffald og farligt affald. Efter kategorisering kan affaldet henholdsvis brændes, deponeres midlertidigt eller behandles som farligt affald [8]. Figur 2. Grafisk fremstilling af affaldssystemet og kendte masseflows i det grønlandske affaldssystem. Systemet er inddelt i affaldsproduktion (generation), indsamling (collection), behandling (treatment) og slutdisponering (end) [8]. Ved forbrænding af affald fremkommer forskellige restprodukter, herunder slagge (bundaske), ristegennemfald, kedelaske og flyveaske. I det følgende afsnit vil restprodukterne blive gennemgået kort og gængse håndteringsmetoder vil blive nævnt. Derudover følger en kort forklaring om kutymen for samme restprodukter på forbrændingsanlægget i Sisimiut. Ristegennemfald Ristegennemfald er det affald, som under forbrændingen falder gennem risten. Dette kan eksempelvis være størknede metaller som under forbrændingen smelter og siver ned gennem Side 9 af 98

10 ristekonstruktionen. Ifølge en tysk undersøgelse udgør ristegennemfald omkring 2 % af slaggen. Dette medfører et behov for jævnlig rensning. På flere anlæg opsamles ristegennemfaldet, eksempelvis på transportbånd, og ledes til slaggecontaineren, hvor det blandes med slaggen [1]. Forbrændingsanlægget i Sisimiut er udstyret med en snegl til ristegennemfaldet. Ristegennemfaldet ledes derefter ud sammen med slaggen (Bilag 4). Kedelaske Kedelaske udgør grove askepartikler som sætter sig på rørene i systemet. På de fleste danske forbrændingsanlæg bliver kedelasken slået af rørene med et automatisk bankeværk og ledes derefter sammen med slaggerne. Ifølge en undersøgelse fra Hobro udgør kedelasken ca. 1 % af slaggen [1] [12]. På anlægget i Sisimiut eksisterer der ikke et stort separat kedelværk til udnyttelse af varmtvandsenergi og derfor er kedelaske ikke et stort problem. Til gengæld er der rundt omkring på anlægget installeret renselemme og lemme for udtagning af aske ved sodrensning (se Bilag 4). Flyveaske Flyveasken består af fine askepartikler i røggassen som udskilles i posefiltre. På de fleste danske anlæg med tør eller semitør røggasrensning udskilles flyveasken som en del af røggasrensningsproduktet sammen med rensningsprodukterne anvendt for at fjerne sure gasser. Det er lidt sværere at bestemme mængden af flyveaske når den kommer ud som en del af røggasrensningsproduktet og den kan desuden variere fra anlæg til anlæg. IAWG (1997) angiver en gennemsnitlig mængde på ca. 1 % [1]. Anlægget i Sisimiut anvender elektrofiltrering efterfulgt af en multicyklon til partikeludskilning. Denne kombination fjerner alle partikelstørrelser effektivt. Der eksisterer ikke yderligere røggasrensning på anlægget i Sisimiut [11] (Bilag 4). Flyveaske klassificeres som farligt affald da man finder kvælstofoxider (NO x ), saltsyre, svovldioxid, dioxin, sulfat, cadmium og kviksølv ved røggasrensning [2]. Flyveasken fra Sisimiut forbrændingsanlæg opsamles i store sække hvorefter det skibes til I/S Mokana i Aalborg. I/S Mokana er et fælleskommunalt selskab, som de Grønlandske kommuners landsforening KaNuKoKa (Kalaallit Nunaanni Kommunit Kattuffiat) har en samarbejdsaftale med [8]. Slagge Slaggen er den tunge bundaske som produceres i anlægget ved forbrændingen af affald. Slaggen udgør ca.15 % af det indfyrede affald [2]. Alt efter typen af affald og typen af forbrændingsanlæg vil slaggen enten være et helt lille granulat eller af større størrelse iblandet klumper af metalskråt og uforbrændt materiale. Via den bevægelige rist transporteres slaggen gennem anlægget inden det afkøles ved hjælp af en slaggepusher. I slaggepusheren foregår først efterglødning af slaggen og sidenhen befugtning. Efter køling transporteres slaggen via et transportbånd til en container. Når containeren er fyldt deponeres slaggen på dumpen ([1] og besøg på Sisimiut affaldsforbrændingsanlæg). Slagge fra Vestforbrændingen i Danmark kontrolleres regelmæssigt og vides at indeholde blandt andet nikkel, kvivksølv, arsen, bly og antimon der alle er potentielt Side 10 af 98

11 skadelige for miljøet [2]. Nedenfor ses en tegning af den type anlæg der er anvendt i Sisimiut. Figur 3. Tegning over forbrændingsanlæg af typen REKA GRAF. For større udgave, se Bilag 4. Side 11 af 98

12 2.2 Tungemetaller i slaggen Som nævnt tidligere bliver ca. 15 % af det indfyrede affald til slagge og i slaggen findes forskellige tungmetaller. Mængden og typen af tungmetaller afhænger af det affald man brænder af. Et metal kategoriseres som tungmetal hvis det vejer mere end jern [3]. I denne rapport lægges fokus hovedsageligt på bly, cadmium, kobber, nikkel og zink. Grunden for dette er, at der findes grænseværdier for disse tungmetaller både i dansk lovgivning og i internationale konventioner. Dette muliggør en sammenligning af værdierne fra affaldsforbrændingen i Sisimiut med værdier fra andre steder. Derudover bliver det nemmere at bestemme hvorvidt mængden af tungmetaller i slaggen fra Sisimiut er af miljøskadelig karakter. Nedenfor vil de skadelige virkninger af de enkelte stoffer blive gennemgået. Bly (Pb) Bly findes blandt andet i billedrør fra gammeldags fjernsyn og computerskærme. Det findes også gerne på printkort. Ved forbrænding af blyholdigt affald kan bly spredes til naturen via røgen, via spildevand og via anvendelse af slagger. Blyforurening af jorden er et kendt problem i Danmark. Bly kan ikke omsættes i kroppen, men hober sig op og kan forårsage skader på knoglemarv, nervesystem, lever, nyrer og hormonproducerende organer. Ved langvarig eksponering kan nyrevævet blive ødelagt med nedsat nyrefunktion til følge. Bly kan påvirke både ægceller og sædceller, så evnen til forplantning nedsættes. Derudover kan bly påvirke fosterets udvikling. Selv små mængder bly kan være skadeligt for børn. Bly er giftig for planter og vandmiljø. Farligheden af bly afhænger dog af den aktuelle blyforbindelse og hvor den forekommer [3][17][18]. Cadmium (Cd) Cadmium er en væsentlig forureningskilde i kunstgødning. Cadmium fra kunstgødning optages specielt af kornarter og solsikker. Cadmium anvendes derudover i mange batterier og som overtræk til plastik der skal ligne metal. Hvis genopladelige batterier brændes af som affald ender cadmiummen i røgen. Cadmium kan transporteres i havet og atmosfæren op til og rundt i det arktiske miljø. Ved produktion af plankton kan cadmium fjernes fra vandoverfladen. Dette flytter dog kun problemet ned på dybere vand når planktonen rådner og synker til bunds. Mennesker kan optage cadmium fra vand og i nogen udstrækning fra luften eller gennem føde der indeholder cadmium. Cadmium er farligt ved indtagelse. Dette skyldes at cadmium kemisk set minder meget om zink og derfor kan gå ind og erstatte zinkatomerne på en række væsentlige enzymer i kroppen, der derved ophører med at fungere. Cadmium ophobes hovedsageligt i lever og nyrer med nyresvigt til følge. Cadmium er giftigt for vandmiljøet og en lang række mikroorganismer [3][17][18]. Kobber (Cu) Kobber anvendes i dag til ledninger, kabler, rør, armaturer og blandet med andre metaller anvendes kobber også til dørhåndtag, vandhaner, smykker, kirurgiske instrumenter og mønter. Side 12 af 98

13 Kobber hentes fra miner hvor kobberindholdet oftest er mindre end 1 %. Det betyder at der gerne genereres kg fast affald per kg kobber man udvinder. Det er derfor meget rentabelt at sortere kobberet fra andet affald og genanvende det. Kobber kan optages i kroppen ved indånding af støv eller ved absorption over mavetarmkanalen. Akut kobberforgiftning ses ved opkastning og diarré. Langvarig indtagelse af høje doser kan give alvorlige skader på lever og andre organer. Kobber er giftigt for mikroorganismer, dyr og planter. Herunder i høj grad vandlevende organismer såsom alger og krebsdyr. Grundet kobbers giftighed for vandlevende organismer er dette tidligere blevet anvendt i bundmaling til skibe for at forhindre alger og muslinger i at sætte sig fast på skibene [3 [18][19]. Nikkel (Ni) Nikkel findes ofte i smykker, ure og tøjknapper. Jordforurening med nikkel forekommer blandt andet i forbindelse med metalforarbejdende virksomheder. Ved indånding kan nikkel være kræftfremkaldende. Akut nikkelforgiftning forekommer kun ved indtagelse af store doser. Hudkontaktallergi er den væsentligste sundhedsskadelige effekt af nikkel. Selv små mængder nikkel i fødevarer kan fremkalde allergiske reaktioner hos overfølsomme personer. De fleste nikkelforbindelser er klassificeret som miljøfarlige og meget skadelige for vandlevende organismer [18][20]. Zink (Zn) Zink anvendes i galvaniseringsindustrien, i legeringer, maling, papir, batterier, gummi og mange andre produkter. Menneskers daglige behov af zink er anslået til 12 mg. Zink er essentielt for en række væsentlige enzymsystemer i kroppen. Observerede symptomer ved doser på mg zink er opkastning, diaré og mavekrampe. Observerede symptomer ved indånding af omkring 100 mg/m 3 zinkklorid er betændelsesreaktioner i lungerne og lungeødem med døden til følge. Metalrøgsfeber eller Zinkfeber er en kendt arbejdsbetinget lungesygdom. Denne skyldes indånding af metalrøg (zinkoxid) og resulterer i åndedrætsbesvær, feber, hovedpine, hedeture og smerter i benene [18][20]. 2.3 Grænseværdier Der findes forskellige grænseværdier der har relevans i forbindelse med slagge fra affaldsforbrænding. Da slaggen i Sisimiut bliver deponeret så kystnært bør man også være opmærksom på nogle af de anbefalinger og lovkrav for farligt affald tæt ved kyster. Nogle af disse lovkrav og anbefalinger vil blive præsenteret kort i det følgende afsnit. Grænseværdier for farligt affald Der eksisterer grænseværdier for den slagge de danske forbrændingsanlæg producerer. Således Side 13 af 98

14 har Vestforbrændingen eksempelvis offentliggjort et Grønt regnskab i 2010 der viser mængderne af både tungmetaller og andre giftige stoffer i blandt andet deres slagge og deres flyveaske. Disse værdier holdes op imod de danske grænseværdier for farligt affald for at sikre at restprodukterne fra affaldsforbrænding bliver anvendt eller deponeret rigtigt [2]. BEK nr Restproduktbekendtgørelsen Denne bekendtgørelse omhandler genanvendelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsarbejder. Formålet med at kende grænseværdierne i restproduktbekendtgørelsen er at vide om der er mulighed for genanvendelse af slaggen fra Sisimiut. I Danmark er det eksempelvis normalt at anvende slagge til indbygning i stedet for grus under motorveje [15]. BEK nr 790 Deponeringsbekendtgørelsen Deponeringsbekendtgørelsen fastsætter regler for deponeringsanlæg. Et deponeringsanlæg betegnes som; Et bortskaffelsesanlæg til deponering af affald på landjorden... [14]. Ved kystnærhed menes et; Område fra kystlinjen på maksimalt 15 km ind i landet, hvor der er entydig og ubrudt grundvandsstrømning fra deponeringsanlægget mod et maritimt vandområde... [14]. I Grønland eksisterer ikke grundvand på samme måde, som det ses i Danmark da størstedelen af undergrunden består af fjeld og permafrost. Kystnært er dog stadig en relevant beskrivelse for anlægget i Sisimiut, henholdvis fordi anlægget ligger helt ud til kysten og derudover fordi dumpen ligger i en dal som bliver gennemstrømmet af en elv der kommer inde fra landet af. Formålet med deponeringsbekendtgørelsen er at sikre at der ikke udvaskes giftige stoffer via kyststrækninger til det marine miljø [14]. OSPAR konventionen OSPAR (Oslo-Paris) konventionen er en aftale mellem 15 lande, hovedsageligt beliggende ved den vestlige kyst af Europa, der er lavet for at beskytte Nordøstatlanten. Det startede med Oslo konventionen der havde til formål at begrænse dumpning. Det blev sidenhen udvidet til landbaserede kilder og offshoreindustrien af Paris konventionen. Sidenhen blev disse to konventioner samlet, udvidet og opdateret. OSPAR omhandler nu også ikke-forurenende aktiviteter der kan være ødelæggende for det marine miljø, herunder eksempelvis overfiskning. OSPAR konventionen har fastsat et EAC interval for flere tungmetaller der kan have skadelig effekt på havmiljøet. EAC står for Environmental Assessment Criteria (miljømæssig bedømmelseskriterium). Det fungerer således, at tungmetalmængder under EAC intervallet vurderes ikke at have skadelig effekt for miljøet. I EAC intervallet kan det være skadeligt for havmiljøet og ligger værdierne over EAC intervallets øverste (kristiske værdi) må man forvente en klart skadelig effekt på havmiljøet [21]. Side 14 af 98

15 2.4 Amfipoder For at undersøge om et materiale er skadeligt for havmiljøet bør man anvende bioindikatorer der matcher det område man har fokus på. En bioindikator kan eksempelvis være en dyre- eller planteart der via biokemiske, fysiologiske eller adfærdsmæssige ændringer indikerer problemer i det lokale økosystem. Bioindikatorer kan give viden om akkumulerede effekter af foureningskilder som ikke bliver tydeliggjort med kemiske eller fysiske tests. I dette tilfælde er det nærliggende at anvende amfipoder af typen Orchomenella pinguis. Disse små krebsdyr er allestedsnærværende i det arktiske marine miljø. De lever i store flokke og er nemme at fange. De er bundlevende så de reagerer både på ændringer i sedimentet såvel som i vandet. Da de er nederst i fødekæden vil effekter på disse organismer kunne reflekteres op igennem fødekæden og vil kunne påvirke økosystemet som helhed ([9] og samtale med Lis Bach ). Amfipoder af typen Orchomonella pinguis er hvidlige eller mildt orange i farven, med aflange røde øjne. Voksne individer er ca. 7-8 mm. De er bundlevende og lever nær kysterne. De findes i stor populationstæthed og er ådselædere. Figur 4. Amfipoder i dose-response Pinguis forsøgsopstilling [Foto: Kristine C-R]. Figur 5. Amfipode af typen Orchomonella [Foto: Lis Bach]. Side 15 af 98

16 3. Beskrivelse af forsøgsmetoden 3.1 Beskrivelse af materialer Frisk slagge - Efter forbrænding og køling kommer den friske slagge ud i en container under forbrændingsanlægget. Den friske slagget er indsamlet fra denne container. Sisimiut producerer cirka 600 tons slagge per år [1] [2]. Deponeret slagge - Den deponerede slagge er indsamlet forskellige steder på dumpen. Amfipoder - Amfipoderne er indsamlet ved en lokalitet, som antages at være fri for kontaminering af betydning, 66⁰N ⁰W Amfipoderne er indsamlet af Lis Bach. Sediment - Sedimentet er ligeså indsamlet på lokation 66⁰N ⁰W Sedimentet er indsamlet af Lis Bach. Havvand - Havvandet er hentet op ved Geus lade. 3.2 Prøveindsamling af frisk slagge Prøvetagning af den friske slagge foretages med spade. Den grove slagge og de større klumper undgåes. Der blev udtaget slagge i en 60 liters tønde. I Sisimiut anvendtes denne slagge til dose-responsetest og sediment dose-responsetest. En del af slaggen bragtes med hjem til DTU til tungmetalanalyse og udvaskningsprøver. Figur 6. Prøveindsamling af frisk slagge Side 16 af 98

17 3.3 Prøveindsamling af deponeret slagge Kortet angiver hvor på dumpsiten de deponerede slaggeprøver er indsamlet. Til indsamlingen blev anvendt 500 ml bøtter med låg, samt en metalske. For yderligere beskrivelse af prøveindsamlingen se Bilag 5. Figur 7. Kort over prøveindsamling af deponeret slagge på Sisimiut dumpsite. 3.4 Udvaskningsprøver Med udvaskningsprøverne er det muligt at fortælle noget om hvor stor en del af tungmetallerne der potentielt kan strømme ud i omgivelserne i tilfælde af at slaggen bliver udsat for regn, sne eller eksempelvis skyller ud i havet. Udvaskningsprøverne er foregået efter en modifikation af foreskrifterne i EN :2002. På den friske slagge er der både foretaget udvaskningsprøver med havvand og med demineraliseret vand. Der er anvendt dobbeltbestemmelse. På slaggeprøverne med deponeret slagge er der foretaget udvaskningsprøver med demineraliseret vand. Der er anvendt enkeltbestemmelser for alle undtagen én af prøverne. Denne ene prøve er Side 17 af 98

18 der lavet femdobbel bestemmelse på for at bestemme præcisionen af udvaskningsprøverne generelt. For alle prøver gælder at de har stået på rystebord natten over (mellem 18 og 24 timer). Alle udvaskningsprøver er på ICP analyseret for følgende tungmetaller Fe, Al, As, Ba, Cd, Cr, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn, Ca, Na og K. For yderligere beskrivelse af forsøgsmetoden se Bilag 2 2.3, 2.4 og Dose-responsetest Dose-responsetesten har til formål at undersøge graden af giftigheden af slaggen for levende havorganismer. Til forsøget anvendes 30 amfipoder i hver beholder. Der er foretaget trippelbestemmelser. Doseresponsetestene er foregået i 50 ml beholdere ved følgende koncentrationer; 0%, 1%, 3%, 5%, 10%, 15%, 20%, og 30% udvaskningsvæske i havvand. Til udvaskningen er anvendt 477,6 g vand til 500 g slagge. Dette giver forholdet 1:1, grundet den mængde vand der er i asken. Forsøget varede 8 dage. Forsøgsmetoden er yderligere uddybet i Bilag Figur 8. Udsnit af forsøgsopstilling for dose-response test. 3.6 Sediment dose-responsetest Sediment dose-responsetest er en anden metode til bestemmelse af giftigheden af slaggen for levende havorganismer. Frisk slagge blandes med sediment til en samlet mængde på 100 g. Dertil tilføjes 150 ml havvand. Der er anvendt tripelbestemmelser og 30 amfipoder i hver beholder. De følgende koncentrationer angiver mængden af slagge i forhold til mængden af sediment; 0%, 1%, 3%, 5%, 10%, 15% og 20%. I dette forsøg anvendes ligeså amfipoder. Forsøget varede 6 dage. Forsøgsmetoden er yderligere uddybet i Bilag Side 18 af 98

19 Figur 9. Udsnit af forsøgsopstilling for sediment dose-response test. 3.7 ICP - Tungmetalanalyse Tungmetalanalysen angiver koncentrationen af hvert tungmetal i slaggen. For den friske slagge er der foretaget tungmetalanalyser på oplukninger af selve slaggen. Der er anvendt femdobbel bestemmelse. For de ældre slaggeprøver er der foretaget tungmetalanalyser på oplukninger af slaggen. Der er anvendt tripelbestemmelse. Til oplukningen er anvendt 1 g slagge i 20 ml HNO 3 i henhold til DS259. Autoklavering af prøverne er foregået ved 20 bar og 125 o C i 30 minutter. Alle prøverne er analyseret for følgende metaller Fe, Al, As, Ba, Cd, Cr, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn, Ca, Na og K. For yderligere beskrivelse af forsøgsmetoden se Bilag og 2.2. Side 19 af 98

20 4. Resultater Indholdet af tungmetaller i slaggen fra Sisimiuts affaldsforbrænding er blevet målt (for samtlige målinger se Bilag 3). Der vil her blive holdt fokus på cadmium, bly, kobber, nikkel og zink da der findes grænseværdier for disse både i havmiljø, på kystnære deponeringspladser og for restprodukter til genanvendelse. Man bør mærke sig at værdierne som standard er angivet i mg/l. Undtagelser forekommer hvis grænseværdier er angivet i mg/kg. 4.1 Generelt om målingerne af slaggen i Sisimiut Nedenstående tabel viser de tungmetalanalyser der er foretaget af slaggen i Sisimiut i august Frisk slagge er slagge der er taget direkte ud af slaggecontaineren der står under affaldsforbrændingsanlægget. Den deponerede slagge er hentet rundt omkring på Sisimiuts dump. Værdierne i parentes er standardafvigelsen angivet i procent. Standardafvigelsen er meget varierende og der er ikke nogen tydelige mønstre for fordelingen af høje og lave værdier. For alle undtagen to af cadmium og nikkel prøverne gælder at de ligger under 1 mg/kg (Prøve A, nikkel = 37,55 mg/kg og Prøve E, nikkel =1,22 mg/kg). Med undtagelse af kobberindholdet i prøve A (1006 mg/kg) ligger alle prøver under 100 mg/kg. mg/kg Frisk slagge Cadmium 0,58 (±0,3) Kobber 1006 (±1008) Nikkel 37,55 (±15,9) Bly 567 (±553) Zink 2627 (±882,5) Deponeret slagge A 0,018 (±0,002) 18,28 (±8,6) 0,50 (±0,02) 34,6 (±27,4) Deponeret slagge B 0,008 (±0,005) 17,5 (±10,3) 0,50 (±0,35) 2,25 (±0,35) Deponeret slagge C 0,28 (±0,09) 27,06 (±20,8) 0,46 (±0,22) 30,4 (±30,8) 26,3 (±8,2) Deponeret slagge D 0,05 (±0,006) 86,27 (±16,1) 0,45 (±0,03) 4,5 (±1,9) 41,3 (±5,8) Deponeret slagge E 0,03 (±0,002) 12,67 (±5,4) 1,22 (±0,78) 5,73 (±1,0) 25,86 (±1,4) 24,5 (±5,8) 14,15 (±3,6) Tabel 1. Tungmetalanalyser af slagge fra Sisimiut. Den friske slagge er taget direkte fra forbrændingsanlæggets slaggecontainer. Den deponerede slagge er taget forskellige steder på Sisimiuts dump [Bilag 3]. Deponeret slagge F 0,06 (±0,007) 28,13 (±16,0) 0,50 (±0,19) 24,64 (±27,4) 27,54 (±6,5) På figur 10 og 11 ses en grafisk afbildning af tallene i tabel 1. Figur 11 viser cadmium og nikkel, da disse tungmetaller findes i så små mængder i forhold til kobber, bly og zink at det ikke er muligt at skelne værdierne på figur 10. Der er tydelige tendenser til at frisk slagge indeholder mere tungmetal end den deponerede slagge. Der er ikke nogen af de deponerede slaggeprøver der skiller sig ud ved at indeholde mere eller mindre af samtlige tungmetaller. Der er dog nogle af de deponerede slaggeprøver der skiller sig ud ved at indeholde meget store mængder af bestemte metaller. Således indeholder den friske slagge over 10 gange så meget kobber som den prøve med Side 20 af 98

21 mg/kg den næsthøjeste mængde (prøve D). Der er helt generelt meget stor spredning på mængden af bly i prøverne. 2750, , ,00 Mængden af metal i slagge fra Sisimiut 2000, , , , ,00 750,00 500,00 250,00 Frisk slagge A B C D E F 0, : Cadmium, 2: Kobber, 3: Nikkel, 4: Bly, 5: Zink Figur 10. Grafisk opstilling af mængden af tungmetal i frisk slagge og den deponerede slagge prøve A til F. FS står for frisk slagge [Bilag 1]. Side 21 af 98

22 mg/kg mg/kg Mængden af metal i slagge fra Sisimiut 50,00 45,00 40,00 35,00 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 Frisk slagge A B C D E F 0, : Cadmium, 2: Kobber, 3: Nikkel, 4: Bly, 5: Zink Figur 10 A. Grafisk opstilling af mængden af tungmetal i frisk slagge og den deponerede slagge prøve A til F. FS står for frisk slagge. Der er her zoomet en del ind for at kunne skelne de enkelte værdier [Bilag 1]. 1,40 Mængden af metal i slagge fra Sisimiut 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0, : Cadmium, 2: Nikkel Frisk slagge A B C D E F Figur 11. Grafisk opstilling af mængden af cadmium og nikkel i frisk slagge og den deponerede slagge prøve A til F [Bilag 1]. Side 22 af 98

23 Usikkerhed i mg/l For at finde ud af hvor stor usikkerhed der er på de enkelte resultater er der lavet en femdobbelt bestemmelse af den ene af prøverne. Udvaskningsprøve D på deponeret slagge er anvendt til denne bestemmelse. Usikkerhed på ICP analyser 0,9 0,8 0,7 0,6 mg/l Gennemsnit af prøverne Cadmium 0,00 ± 0 Std. afv. 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, : Cadmium, 2: Kobber, 3: Nikkel, 4: Bly, 5: Zink Stoftype Øvre std.afv. Nedre std.afv. Kobber 0,81 ± 0,81 Nikkel 0,03 ± 0,28 Bly 0,04 ± 0,036 Zink 0,10 ± 0,024 Figur 12 og tabel 2. Grafisk visning af standard afvigelserne på mængden af tungmetal i en enkelt prøve. Tabellen viser gennemsnittet af den femdobbelte bestemmelse og standard afvigelsen på resultaterne. Udvaskningsprøve D af deponeret slagge er anvendt til bestemmelsen [Bilag 3]. Det ses at der ifølge denne test ikke er nogen fejlmargin på de analyser af cadmium der er foretaget. Dette skyldes at der ikke er noget cadmium tilstede i nogen af de fem bestemmelser. Det er værd at bemærke, at zink er det stof med den største standardafvigelse i bestemmelserne af prøven. Kobber er som den mest sikre bestemt med en standardafvigelse på kun 6,3 %. Side 23 af 98

24 4.2 Grænseværdier mg/kg Sisimiut 2012 Tungmetalanalyse Grænseværdi (farligt affald) [2] BEK 1480, kat. 1 [15] BEK 1480, kat. 2 og 3 [15] Cadmium 0,58 (± 0,3) ,5 > 0,5 Kobber 1006 (± 1008) > 500 Nikkel 37,6 (± 15,9) > 30 Bly 567 (± 553) > 40 Zink 2627 (± 882) > 500 Tabel 3. Tungmetalanalyse af slaggen fra Sisimiut i 2012, samt grænseværdier for farligt affald og grænseværdier for restprodukter af kategori 1 og 2 [Bilag 3][2][15]. Den midterste kolonne i ovenstående tabel angiver grænseværdierne for farligt affald i Danmark [2]. Vestforbrændingen holder fokus på disse værdier når de undersøger deres slagge for tungmetaller. Det ses at Sisimiut overholder alle disse værdier for tungmetaller i slaggen. De to sidste kolonner angiver grænseværdierne for de givne metaller i restprodukter af henholdsvis kategori 1 og 2 [15]. Formålet med at kende disse grænseværdier er at se på muligheden for genanvendelse af slaggen. For den friske slagge fra 2012 ser man at det ikke egner sig som kategori 1 materiale. Det er derfor muligt at det kan kvalificere sig til kategori 2 eller 3 materiale, men det ville kræve prøver af andre metaller end dem der er blevet testet for i denne rapport for at kunne sige det med sikkerhed (se bilag 8 for de relevante metaller). mg/l Sisimiut 2012 BEK 719 C 0 Grænseværdi [14] Tungmetalanalyse Cadmium 0,0 (± 0,0) 15 Kobber 0,04 (± 0,05) 1,7 Nikkel 0,0 (± 0,0) 15 Bly 1,73 (± 1,16) 12 Zink 1,19 (± 0,78) 60 Tabel 4. Tungmetalværdier fra udvaskning med demineraliseret vand, fra slaggen fra Sisimiut 2012 og grænseværdier for kystnære deponeringsanlæg [Bilag 3][14]. I ovenstående tabel ses i sidste kolonne til højre grænseværdierne for tungmetal i affaldet på kystnære deponeringsanlæg for farligt affald. Ifølge forsøgene foretaget i Sisimiut i 2012 bliver alle disse værdier overholdt. Side 24 af 98

25 mg/l Sisimiut 2012 Udvask dem. vand Sisimiut 2012 Udvask havvand Baggrundskonc I havvand [16] EAC vand [16] Cadmium 0,00000 (± 0) 0,00000 (± 0) 0, , ,0001 Kobber 0,04 (± 0,05) 0,04 (± 0,001) 0,0005 0, ,00005 Nikkel 0,00000 (± 0) 0, ,0005 0,0001 0,001 (± 0,0007) Bly 1,73 (± 1,16) 0,05 (± 0,001) 0, ,0005-0,005 Zink 1,19 (± 0,78) 0,04 (± 0,001) 0,0008 0,0005 0,005 Tabel 5. Tungmetalværdier for udvaskningsvæske, fra henholdsvis udvaskning med demineraliseret vand og havvand, for slaggen fra Sisimiut De to kolonner længst til højre viser henholdsvis baggrundskoncentrationen i havvand og EAC intervallet for havvand som det ses i OSPAR konventionen [Bilag 3][16]. Ovenstående tabel angiver mængderne af tungmetal der udvaskes ved brug af henholdsvis demineraliseret vand eller havvand i forholdet L/S=1 L/kg, altså 1 liter vand til 1 kg slagge. Derudover angiver tabellen baggrundskoncentrationen i havvand som den ses i OSPAR s (Oslo- Paris konventionen) EAC-værdier (Environmental Assessment Criteria). For EAC vand intervallet gælder, at så længe koncentrationerne af tungmetaller i udvaskningen ligger under disse værdier, vurderes der ikke at være miljøskadelig effekt. Når værdien ligger i intervallet kunne det være skadeligt for havmiljøet og ligger den over intervallets øverste (kritiske) værdi, så kan man forvente en klart skadelig effekt på havmiljøet [16]. Det ses at værdierne for cadmium er under EAC intervallet uanset om der udvaskes med havvand eller ferskvand. Udvask med demineraliseret er ligeså under EAC intervallet, men prøven med havvand ligger i intervallet. For både kobber, bly og zink gælder at de ligger over den kritiske værdi i EAC intervallet. Her er det vigtigt at huske på at udvaskningen er sket i forholdet 1:1. Side 25 af 98

26 Antal døde organismer 4.3 Dose-response test Nedenstående graf viser hvordan mængden af overlevende amfipoder falder over tid. Det er tydeligst for koncentrationer af udvaskningsvæske på over 10 %. Det ses at dødeligheden ved 1-5 % udvaskningsvæske ikke er større end den er ved 0 % udvaskningsvæske. Det skal nævnes at gennemsnittet af overlevende organismer i kontrolgruppen (0 %) ved forsøgets slutning var på 66 %. Dette er betydeligt under de 90 % overlevende man som minimum forventer af en repræsentativ kontrolgruppe. Det ses at kurven for 30 % udvaskningsvæske slutter allerede efter 144 timer. Dette skyldes at dose-response testen med koncentrationen på 30 % blev sat i gang 2 døgn senere end de andre test. Originalt var det ikke tiltænkt at anvende højere koncentrationer end 20 %, men efter to døgn var der tvivl om hvor giftig udvaskningsvæsken var for amfipoderne og der blev derfor startet en 30 % test for at bestemme giftigheden af udvaskningsvæsken nøjagtigt. Det ses på kurven for 30 % udvaskningsvæske at denne er ganske giftig for amfipoderne da næsten alle er døde efter 6 døgn (144 timer) Dose response test Timer 0% 1% 3% 5% 10% 15% 20% 30% Figur 13. Graf over antal døde amfipoder per døgn i dose-response testen. Procentandelen angiver mængden af udvaskningsvæske i havvand [Bilag 1]. Side 26 af 98

27 Figur 14. LT50 for dose-response testen. Procentandelen angiver mængden af udvaskningsvæske i havvand. De lodrette røde linjer angiver til hvilken tid 50 % af organismerne ved de enkelte koncentrationer er døde [Bilag 1]. Ovenstående figur viser LT50. LT50 er det tidspunkt hvor 50 % af en population er døde. På grafen ses 3 lodrette røde linjer. Den første røde lige efter 24 timer angiver LT50 for koncentrationen 30 % udvaskningsvæske. Den næste linje, lige før 144 timer, angiver LT50 for 20 % og den sidste røde linje, kort efter 192 timer, angiver LT50 for 15 % udvaskningsvæske. Side 27 af 98

28 Antal døde organismer Dose response test Timer 15% 20% 30% Figur 15. Figuren viser antal døde organismer ved 15, 20 og 30 % udvaskningsvæske. På alle tre kurver er angivet standardafvigelsen for hvert punkt [Bilag 1]. På figur 15 ses kurverne for antal døde organismer ved henholdsvis 15 %, 20 % og 30 % udvaskningsvæske i havvand. For hvert punkt er angivet standardafvigelsen. Det ses at standardafvigelsen ikke er stor i starten, men den stiger meget over tiden for både 15 og 20 %. For 30 % stiger den undervejs, men falder igen da der til sidst er 29 døde i to af de tre triplikater og 30 i den sidste. For 20 % er fordelingen på henholdsvis 19, 20 og 30 døde. Der er meget stor spredning på 15 % da der i de tre glas er henholdsvis 6, 10 og 30 døde organismer ved forsøgets afslutning. Side 28 af 98

29 Antal synlige døde organismer 4.4 Sediment dose-reponse test I nedenstående graf ses antallet af synlige døde organismer i sediment dose-reponse testen. Man kan se på 20 % kurven at den ligger næsten helt stabilt fra 12 til 120 timer og derefter stiger meget. Dette skyldes at amfipoderne har en naturlig graveadfærd i sedimentet og de sidste amfipoder har derfor ikke været synlige ved optællingerne der er foregået efter 12 timer. De er først fundet da forsøget blev afsluttet og beholderne blev tømt og undersøgt for amfipoder gemt i sedimentet. Det er ikke til at sige hvornår de er døde, men det virker sandsynligt at det er foregået mellem 6 og 12 timer da de eneste amfipoder fundet herefter har været døde [Bilag 1]. Helt generelt er det tydeligt at se at selv små mængder af slagge er meget skadeligt for amfipoderne. Det ses at 96 % af kontrolgruppen er overlevet hele vejen igennem forsøget [Bilag 1], denne er derfor repræsentativ. Sediment dose-response test Timer 0 % 1 % 3% 5% 10% 15% 20% Figur 16. Figuren viser antal døde organismer per døgn i sediment dose-response testen. Procentandelen angiver mængden af udvaskningsvæske i havvand [Bilag 1]. Side 29 af 98

30 Antal synlige døde organismer Sediment dose-response og dose-response test Timer 10 % s.d.r. 15 % s.d.r. 20 % s.d.r. 10 % d.r. 15 % d.r. 20 % d.r. Figur 17. I figuren er antallet af døde organismer over tid sat ind for 10, 15 og 20 % udvaskningsvæske i henholdsvis dose-response og sediment dose-response forsøget [Bilag 1]. På figur 17 ses både værdierne for 10 %, 15 % og 20 % udvaskningsvæske i havvand i henholdsvis dose-response testen og sediment dose-response testen. Det ses at dose-response testen forløb over længere tid end sediment dose-response testen. Dødstallet fra sediment dose-response testen ligger betydeligt højere end for dose-response testen. Selvom dose-response testen forløber over længere tid når dødstallet slet ikke op til sediment dose-response testen. Side 30 af 98

31 5. Diskussion 5.1 Generelt om målingerne af tungmetallerne i slaggen Der opleves enormt store standardafvigelser på nogle af prøverne. Dette kan skyldes at de prøver der er foretaget alle sammen er i meget små mængder. Når man kun udtager et gram slagge kan man risikere at ramme et sted med forhøjede mængder af et bestemt metal. Hvis man tog større prøver ville man få et bredere udsnit af slaggen repræsenteret og dermed muligvis undgå de store standardafvigelser i triplikaterne og de femdobbelte bestemmelser. Derudover kunne man ud over at si slaggen igennem en 1 mm sigte også vælge at knuse slaggen yderligere til endnu finere små korn og derefter blande den grundigt. Helt generelt kan man sige om testen af usikkerheden på ICP analyserne (figur 12 og tabel 2) at, med undtagelse af zink, ser det ud til at analyserne har en tålelig, ikke alt or stor fejlmargin. Da zink er oppe over 20 % er det en lidt vel stor fejlmargin. Det er fristende at antage at ICP en måler korrekt hver gang og at disse værdier derfor hovedsageligt siger mere om den fejlmargin der er på de procedurer der bliver foretaget inden prøven bliver analyseret for tungmetaller i ICP en. 5.2 Grænseværdier Ud fra værdierne i tabel 4 kan man se, at grænseværdierne overholdes. Man kan dog alligevel overveje om det er en god idé at deponere slaggen så kystnært. Dette gælder specielt når værdierne for kobber er så høje. Kobber er specielt kendt for, at være usundt for vandlevende organismer. Hvis man antog at en liter perkolat (regnvand der er skyllet igennem slaggen) løb direkte igennem en slaggebunke ville man se betydeligt højere koncentrationer af tungmetaller end OSPAR konventionen tillader. Dette er dog absolut worst case scenario. Normalvis vil værdierne for perkolat sandsynligvis ligge noget under de værdier der er kommet frem i udvaskningsforsøgene med demineraliseret vand idet man ikke kan forvente at opleve L/S = 1 L/kg koncentrationer i perkolat. Idet koncentrationen af kobber er så høje er det dog ikke helt usandsynligt at værdierne kan være skadelige for marine organismer, selv i en liter perkolat der skyller over eller delvis igennem slaggen og siden ned i elven der løber ud til havet. Der er derfor stadig mulighed for at det, for havmiljø specielt, meget giftige kobber når ud til kysten i ret høje koncentrationer. Ud fra værdierne i tabel 3 kunne man vælge at se nærmere på mulighederne for udnyttelse af den friske slagge fra Sisimiut til anvendelse som restprodukt i kategori 2 eller 3 klassen. Helt generelt ville det give bedre mening at genanvende slaggen til praktiske formål i stedet for at deponere den. For det første kunne man håbe på at få indkapslet nogle af tungmetallerne, så knap så mange af dem fremover får mulighed for at flytte sig ud til havet. Derudover er det værd at huske at Grønland er en meget isoleret ø og, at det derfor er meget dyrt at flytte materialer til, fra eller rundt på Grønland. Derfor ville det være optimalt at anvende slaggen eksempelvis som indbygningsmateriale til den vej man gerne vil bygge fra Sismiut til Kangerlussuaq. Lige så ville det Side 31 af 98

32 være optimalt at forske yderligere i hvad slagge kan bruges til i selve Sisimiut. Kan man lave fliser af det eller kan det anvendes til reparation af de veje der allerede eksisterer? 5.3 Dose-response test mg/l 10 % 15 % 20 % 30 % EAC interval Kobber 0,0036 0,0053 0,0071 0,011 0, ,00005 Nikkel 0, , , , ,0001 0,001 Bly 0,0049 0,0074 0,0098 0,015 0,0005 0,005 Zink 0,0039 0,0059 0,0078 0,012 0,0005 0,005 Tabel 6. Tabellen viser værdierne af kobber, nikkel, bly og zink i prøverne med koncentrationer på 10, 15, 20 og 30 % udvaskningsvæske [Bilag 1]. I ovenstående tabel er regnet på koncentrationerne af de enkelte dose-response test. Det ses at værdierne for kobber og bly generelt ligger over den kritiske værdi og værdierne for nikkel generelt ligger under EAC intervallet. For zink gælder at 15 %, 20 % og 30 % koncentrationerne har værdier over EAC intervallet. Prøverne med 10 % udvaskningsvæske har en koncentration der ligger i EAC intervallet. Da man ved at kobber er meget giftigt for marine organismer kunne specielt det høje indhold af kobber godt forklare den høje dødelighed ved disse koncentrationer. Nikkel og bly er også giftige for vandlevende organismer. Værdierne for bly ligger i EAC intervallet og nikkel ligger under EAC intervallet og man kan derfor ikke forvente at disse er udslagsgivende på en test der foregår over så kort tid. Over længere tid er det ikke usandsynligt at mængden af bly også kunne være skadelig for amfipoderne. Ud fra resultaterne i dette forsøg (figur 13) må man i øvrigt antage at koncentrationerne 1-5 % over en periode på 8 dage ikke vil være synligt udslagsgivende i havmiljøet. Hvorvidt det vil give problemer på længere sigt kan ikke bestemmes ud fra denne test. Kigger man på LT50 figuren (figur 14) ses det at ved ca. 15 % udvaskningsvæske over 8-9 døgn dør 50 % af populationen. Tilføjer men tredjedel til denne dosis når man 20 %. Ved 20 % rammes LT50 punktet allerede ca. 2 døgn før. Tilføjer man igen en tredjedel til denne dosis rammer man nu 30 % udvaskningsvæske. Denne rammer LT50 allerede ca. 5 døgn inden 20 % gør. Det ville kræve flere kurver for at bestemme en sikker tendens, men det er tydeligt at se at når først man kommer over 15 % udvaskningsvæske har små ændringer stor betydning for mængden af døde organismer per døgn. Figur 15 illustrerer standardafvigelserne for 15, 20 og 30 % udvaskningsvæske. Standardafvigelserne er meget store og specielt for 15 % er forskellene på antallet af døde Side 32 af 98

33 organismer så store at det kan så en smule tvivl om resultaterne for dette forsøg. Det kan virke en smule tilfældigt og giver i hvert fald ikke et entydigt svar. Desværre betyder den lave overlevelsesprocent hos kontrolgruppen (66 % overlevende) at der kan sås tvivl om resultaterne i dette forsøg. Det er muligt at en anden faktor spiller ind på dødstallet hos alle koncentrationerne. Det er dog svært at sige hvad der skulle være skyld i dette problem. Forsøgene er opstillede i kølige lokaler, så temperaturen holdes lavt ligesom i deres naturlige mijø. Samtlige beholderes blandinger havde en temperatur på ca. 14 o C. Idet hvert forsøg ikke kunne beluftes er der anvendt beluftet vand og vandet er skiftet hver anden dag. For at amfipoderne ikke skulle spise hinanden er der lagt et lille stykke net ned i hver beholder, så de var underholdt med dette i stedet. Da der findes meget få beskrivelser af disse amfipoder (Orchomonella pinguis) er det svært at sige hvad der stresstærskel er og om dette kunne have nogen indflydelse på resultaterne. 5.4 Sediment dose-response test Det ses at LT50 værdien er på under 2 døgn for samtlige koncentrationer af slagge i sediment over 0 %. Dette forsøg er dog absolut worst case scenario fordi der ikke er så stor udskiftning på vandet som der er i havet, om end en del af vandet er blevet skiftet hver anden dag. I dette forsøg har det derfor været ca. 80 meget isolerede gram havbund amfipoderne har levet i. Ikke desto mindre giver dette forsøg et klart billede af at selv små mængder slagge vil være meget usund, måske endda dødelig for de lokaler områder af havmiljøet det befinder sig i. Det må derfor siges at være meget uheldigt at den deponerede slagge har mulighed for at blive skyllet ud fra dumpen i Sisimiut idet den ligger så tæt på den lille elv der strømmer igennem dumpen. Derudover giver denne test et meget tydeligt billede af at slaggen ikke kan genanvendes til eksempelvis opfyldning hvis man ønsker at udvide en havn. Det ville sandsynligvis være meget skadeligt for det lokale havmiljø. Side 33 af 98

34 6. Konklusion Formålet for denne rapport har været at undersøge slaggen fra forbrændingsanlægget i Sisimiut og herunder at belyse følgende spørgsmål: - Mængden af en række tungmetaller i slaggen. - Mængden af udvaskning ved henholdsvis saltvand (havet) og ferskvand (regn). - Om slaggen er giftig for havorganismer. Om slaggen fra forbrændingsanlægget kan siges at værdierne for cadmium, kobber, nikkel, bly og zink under 20 % af grænseværdierne for farligt affald. Derudover ses det at tungmetalværdierne for cadmium, kobber, nikkel, bly og zink ikke udelukker muligheden for genanvendelse af slaggen som kategori 2 eller 3 restprodukt. Det er dog tydeligt at man ikke bør anvende restprodukterne til udbygning af kystlinjer eller havneområder da slaggen har et meget højt indhold af tungmetaller der er kendt for at være specielt giftige for havorganismer. Om mængden af udvaskning ved saltvand og ferskvand kan siges, at i forholdet Liquid/Solid = 1 L/kg overstiger værdierne for både kobber, bly og zink langt den kritiske værdi angivet i OSPAR konventionens Environmental Assessment Criteria interval. Om end forholdet Liqiud/Solid = 1 L/kg ikke normalvis vil blive set under naturlige omstændigheder er disse resultater alligevel grund nok for at bekymre sig om udvaskning til dumpens omgivelser, herunder specielt kyststrækningen. Om disse resultater kan siges at der nogen usikkerhed på forsøgene med udvaskningsvæske, men det kan konkluderes at slaggen er giftig for havorganismer. Den er endog meget giftig selv i små mængder hvis den ligger direkte i havet. Om end der skal større koncentrationer til når det gælder udvaskningsvæske og ikke ren slagge, så må udvaskningsvæske fra slaggen i Sisimiut bestemt også konkluderes at være giftig for havorganismer. Alt i alt må man derfor konkludere at den nuværende håndtering af slaggen, med deponering på dumpen, er uhensigtsmæssig for det omkringliggende miljø. Specielt er det en usund løsning for havmiljøet ved den kystlinje som dumpen grænser op til. Det må derfor klart anbefales at man finder en ny løsning på deponering eller genanvendelse af slaggen fra Sisimiuts forbrændingsanlæg. Side 34 af 98

35 7. Referencer [1] Affaldsforbrænding, 4.4 Forbrænding: Restprodukter Thomas H. Christensen (red) 2001, Ingeniøren A/S 1998, 1. udgave, 2. oplag [2] Grønt regnskab 2010 og Bilagsrapport 2010 Vestforbrændingen [3] Affald.dk en undervisningsside for skoler og lærere 8. november 2012 kl (vedlagt i bilag 7) [4] Tungmetaller Artikel af dyrlæge Hanne Koplev, 19. november 2007 (vedlagt i bilag 7) [5] Den store danske Gyldendags åbne encyklopædi; Grønland økonomi. Netudgaven, 8. november 2012 [6] Driftsjournal og grønt regnskab for Miljømodtagestation og Forbrændingsanlæg i Sisimiut for årene 2000 Sisimiut Kommune, 2005 [7] Grønlands officielle turismesite, 8. november 2012 (vedlagt i bilag 7) [8] Miljøvurdering af Grønlands affaldssystem, Ph.d. afhandling Rasmus Eisted, maj 2011 [9] The amphipod Orchomonella pinguis A potential bioindicator for conatmination in the Arctic. Lis Bach Et. Al [10] Mulige løsninger for håndtering af flyveaske og slagge i Grønland Direktoratet for Miljø og Natur, April 2003 [11] Deponeringsmuligheder for MSWI flyveaske på Grønland, bachelorprojekt Nanna Isbak Thomsen, 22. juni 2007 [12] Trekantsomårdets Affaldsselskab I/S november 2012 (vedlagt i bilag 7) [13] Danmarks Fauna 32 Strokrebs II, Ringkrebs, 1. Tanglopper (Amfipoder) K. Stephensen, G.E.C. Gads Forlag 1928 [14] BEK nr. 719 af Deponeringsbekendtgørelsen Miljøministeriet [15] BEK nr af Restproduktbekendtgørelsen Miljøministeriet Side 35 af 98

36 [16] Miljøvurdering af havmiljøet i Ulkebugten, Sisimiut ud fra analyser af næringssalte, kobber og cadmium samt økotoksikologiske forsøg. Caterina Ruggiero & Laura Villemoes, [17] Miljøstyrelsens stofliste november 2012 (vedlagt i bilag 7) [18] Tungmetaller i det marine miljø omkring Sisimiut Rapport af Marie With Jørgensen, 19. januar 2004 [19] Rapport om kobber Miljøministeriets hjemmeside, 27. november 2012 [20] Liste over stoffer der er med til at forurene jorden i Danmark Miljøstyrelsens hjemmeside, 27. november 2012 (vedlagt i bilag 7) [21] OSPAR konventionen november 2012 (vedlagt i bilag 7) Side 36 af 98

37 Bilag 1 - Toxikologitest Side 37 af 98

38 Side 38 af 98

39 Side 39 af 98

40 Side 40 af 98

41 Side 41 af 98

42 Side 42 af 98

43 Side 43 af 98

44 Side 44 af 98

45 Side 45 af 98

46 Bilag 2 Forsøgsbeskrivelser 2.1 Frisk slagge - Oplukning inden ICP Foreskrifterne i Dansk Standard 259 er fulgt. Følgende mængder blev målt af i autoklavebøtter. Prøve Gram 1A 1,0202 2A 1,0691 3A 1,0367 4A 1,0161 5A 1,0904 1B 1,0006 2B 1,0084 3B 1,0114 4B 1,0053 5B 1,1034 Fig. 1. Autoklavebøtter. Alle prøverne der er navngivet A er taget fra den prøve af den friske slagge der hed prøve A og ligeså med prøverne navngivet B. Der tilføjedes 20 ml 7 molær saltpetersyre HNO 3 i hver autoklavebøtte inden disse autoklaveredes. Autoklaveringen foregik ved 125 o C og 20 bar i en halv time. Derefter kølede prøverne. Side 46 af 98

47 Fig. 2. Autoklave. Fig. 3. Sugefiltrering. Sugefiltrering af prøverne med cellulose nitrat filter 0,45 µm porestørrelse og 80 mbar sug. Prøverne blev rystet inden de hældtes i tragten. Tragten blev skyllet efter med demineraliseret vand for at få alt ud af bøtten og siden for at få det hele igennem plasticfilteret. Den filtratet hældtes på 100 ml målekolber. De målekolberne fyldtes med demineraliseret vand til 100 ml mærket. Derefter hældtes væsken over i bøtter og sattes på køl indtil ICP analysen. Fig ml målekolber. Side 47 af 98

48 2.2 Deponeret slagge - Oplukning inden ICP Slaggen blev overført til små petriskåle. Disse blev stillet ved 105 o C natten over. Efter tørring blev alle prøverne knust i morter og de største dele blev sorteret fra. Fig. 5. Morter, knust slagge i plastposer samt store frasorterede dele af slaggen. Den samlede mængde prøve til rådighed var følgende: Prøve Gram A 15,6825 B 24,6966 C 19,0976 D 18,9706 E 11,9904 F 14,4713 Side 48 af 98

49 Foreskrifterne i Dansk Standard 259 er fulgt. I autoklavebøtter blev afvejet 1 gram slagge. Prøve Gram A1 1,0379 A2 1,0044 A3 1,0054 B1 1,0817 B2 1,0902 B3 1,0156 C1 1,0267 C2 1,0286 C3 1,0746 D1 1,0777 D2 1,0780 D3 1,0139 E1 1,0600 E2 1,0804 E3 1,0456 F1 1,0412 F2 1,0539 F3 1,0755 Til autoklavebøtterne med slagge blev tilføjet 20 ml 7 molær saltpetersyre HNO 3. Herefter blev blandingerne autoklaveret ved 125 o C og 20 bar i en halv time. Prøverne kølede efter autoklavering inden filtrering. Sugefiltrering af prøverne med cellulose nitrat filter 0,45 µm porestørrelse og 80 mbar sug. Prøverne blev rystet inden de hældtes i tragten. Tragten blev skyllet efter med demineraliseret vand for at få alt ud af bøtten og siden for at få det hele igennem plasticfilteret. Den filtratet hældtes på 100 ml målekolber. De målekolberne fyldtes med demineraliseret vand til 100 ml mærket. Derefter hældtes væsken over i bøtter og sattes på køl indtil ICP analysen. Side 49 af 98

50 2.3 Frisk slagge - Udvaskningsprøver med havvand For at kunne lave væske-faststofforholdet 1:1 var det nødvendigt at kendevandindholdet i slaggen. Vandindholdet blev målt ved tørring af 6 g slaggeprøve ved 105 o C natten over. Analysen blev udført som femdobbelt bestemmelse og vandindholdet blev fundet til 4,5 %. 1 Ud fra dette vandindhold skulle der bruges 477,6 g havvand til 500 g slagge i forsøget. 2 Slaggen blev sigtet igennem en 1 mm metalsigte, blandet med havvandet i 1 liters beholdere og sat på rystebord natten over. Derefter blev de filtreret med tragt og filter. Da udvaskningsvæsken løb meget langsomt igennem blev de stillet til filtrering natten over. Bøtterne B3 og B4 er blevet blandet af nedenstående udvaskninger. Aske i gram Havvand i gram Efter filtrering A1 250,19 240,06 A2 250,04 238,6 A3 250,3 239,1 A4 250,3 238,61 A5 250,02 240,19 A6 250,03 238,5 A7 250,25 239,86 A8 250,05 238,92 Total 2001, ,84 845,15 Efter filtrering reduceret til: 21,59 % B3 indeholdt 584,48 gram og B4 indeholdt 260,67 gram. Derudover vides det desværre ikke hvilke blandinger der er kommet i B3 og B4. Dette bør man være opmærksom på hvis man ønsker yderligere præcision ved en eventuel reproduktion af prøverne. 1 For udregning, se Bilag 1 Toxikologitest, Vandindhold. 2 For udregning, se Bilag 1 Toxikologitest, Udvaskningstest Side 50 af 98

51 2.4 Frisk slagge - Udvaskningsprøver med demineraliseret vand Slagge og demineraliseret vand blandet i forholdet 1:1. Gram Udvask A Slagge 13,5144 Vand 13,5280 Udvask B Slagge 10,1204 Vand 10,1150 Udvask A er lavet af den prøve af den friske slagge der hed A og Udvask B er tilsvarende lavet af B-prøven. Fig. 6. Veils med frisk slaggeprøve. Prøverne var på rystebord natten over. Alle prøverne filtreredes med 80 mbar og cellulose nitrat filter med 0,45 µm porestørrelse. Alle bøtterne blev sat på køl indtil ICP analysen. Side 51 af 98

52 2.5 Deponeret slagge - Udvaskningsprøver demineraliseret vand Slaggen blev stillet til tørring ved 40 o C natten over. Efter tørring blev slagge og demineraliseret vand blandet i forholdet 1:1. D anvendtes til at lave 5 kontroltest for at kontrollere usikkerheden på prøverne. Prøve Gram slagge Gram vand A 40, ,0632 B 40, ,4658 C 40, ,2020 D1 40, ,2412 D2 40, ,3724 D3 40, ,0806 D4 40, ,2939 D5 40, ,6368 E 40, ,2318 F 40, ,0518 Det er værd at bemærke at prøve F lugtede som frisk slagge. Fig. 7. Udvaskningsprøverne på rystebord. Alle prøverne blev sat i rystebord natten over. Alle prøverne filtreredes med 80 mbar og cellulose nitrat filter med 0,45 µm porestørrelse. Bøtte A blev skyllet efter med en lille smule demineraliseret vand. Filtreringen var en meget tidskrævende proces. Kun væsken fra bøtterne blev anvendt og resten af slaggen blev kasseret for hurtigere gennemløb i filteret. Alle bøtterne blev sat på køl indtil ICP analysen. Side 52 af 98

53 Fig. 8. Sugefiltrering. Se evt. Fig.3. for yderligere forklaring af sugefiltrering. Side 53 af 98

54 2.6 Dose-response test Udregning af vandindhold i slaggen For at kunne lave væske-faststofforholdet 1:1 var det nødvendigt at kendevandindholdet i slaggen. Vandindholdet blev målt ved tørring af 6 g slaggeprøve ved 105 o C natten over. Analysen blev udført som femdobbelt bestemmelse og vandindholdet blev fundet til 4,5 %. 3 Ud fra dette vandindhold skulle der bruges 477,6 g havvand til 500 g slagge i forsøget. 4 Slaggen blev sigtet igennem en 1 mm metalsigte, blandet med havvandet i 1 liters beholdere og sat på rystebord natten over. Derefter blev de filtreret med tragt og filter. Da udvaskningsvæsken løb meget langsomt igennem blev de stillet til filtrering natten over. Pilotforsøg Inden dose-response testen blev der foretaget et pilotforsøg for at bestemme cirka hvor giftig slaggen var for amfipoderne. Der blev sat følgende pilotforsøg op i kaviarglas med plads til 50 ml væske. 100 % udvaskningsvæske 75 % udvaskningsvæske og 25 % havvand 50 % udvaskningsvæske og 50 % havvand 25 % udvaskningsvæske og 75 % havvand 100 % havvand Der blev lagt 10 amfipoder i hvert glas. Efter 24 timer blev de overlevende talt. Der var kun én overlevende i 25 % blandingen og 9 overlevende i kontrolglasset. De anvendte koncentrationer blev derfor følgende: 0 %, 1 %, 3 %, 5 %, 10 %, 15 % og 20 % udvaskningsvæske. Dose-response test Der er lavet triplikater af alle fortyndingerne og der er anvendt 30 amfipoder til hvert glas. 5 Havvandet der er anvendt til forsøgene er blevet beluftet inden anvendelse. Hver anden dag er 25 ml af vandet blevet skiftet da der ikke var beluftning i glassene. Hver gang blev de korrekte koncentrationer blevet blandet i et seperat glas og hældt over i kaviarglassene efter 25 ml af det ældre vand er blevet fjernet. 3 Amfipoderne er blevet talt hver formiddag og de døde er blevet fjernet. Da de har tendens til at spise hinanden er både de levende og de døde blevet talt. Der er desuden lagt et lille stykke net ned i hvert af glassene, da dette skulle afhjælpe deres trang til at spise hinanden. To dage inde i forsøget viste det sig, at selv i glassene med 20 % udvaskningsvæske var det ikke alle amfipoder der døde. Der blev derfor fremstillet 3 glas med 30 % udvaskningsvæske. Vandet i disse blev ligeså udskiftet hver anden dag efter samme princip. 3 For udregning, se Bilag 1 Toxikologitest, Vandindhold. 4 For udregning, se Bilag 1 Toxikologitest, Udvaskningstest 5 For udregning, se Bilag 1 Toxikologitest Dose response Side 54 af 98

55 Fig.9. Udsnit af dose-response test forsøgsopstilling. Side 55 af 98

56 2.7 Sediment dose-response test I disse forsøg var det nødvendigt at kende indholdet af vand i både sediment og slagge. Sediments tørstofindhold udregnedes på samme vis som det gjordes for slaggen i dose-response testen. 6 Slaggen blev sigtet gennem en 1 mm metalsigte inden anvendelse. Slaggen og sedimentet blev blandet grundigt og 150 ml havvand tilsat. Beholderne stod 24 timer hvorefter 100 ml af vandet blev skiftet inden der blev tilsat 30 amfipoder til hver beholder. De følgende koncentrationer angiver mængden af slagge i forhold til sediment: 0 %, 1 %, 3 %, 5 %, 10 %, 15 % og 20 %. Testen blev udført som tredobbel bestemmelse. Vandet i beholderne blev ikke beluftet undervejs, men 100 ml af vandet blev skiftet hver anden dag. Hver formiddag er de synlige amfipoder blevet talt. Da amfipoderne i dette forsøg har haft mulighed for at gemme sig nede i sedimentet er det ikke nødvendigvis en fejl hvis der kun er talt eksempelvis 15 levende amfipoder den ene dag og 20 den næste. De døde amfipoder er blevet fjernet efter hver optælling. Fig. 10. Udsnit af sediment dose-response test forsøgsopstilling. 6 For udregning, se Bilag 1 Toxikologitest, Sediment. Side 56 af 98

57 Bilag 3 ICP analyse Side 57 af 98

58 Side 58 af 98

59 Side 59 af 98

60 Side 60 af 98

61 Side 61 af 98

62 Side 62 af 98

63 Bilag 4 Side 63 af 98

64 Bilag 5 Billeddokumentation af indsamling af deponeret slagge. Fig. 1. Kort over dumpen. Fig. 2. Prøvetagning. Side 64 af 98

65 På kortet (Figur 1) er indtegnet hvor de enkelte prøver er taget. Figur 3-14 er anvendt til at placere punkterne på kortet. Derudover fortæller de noget om tilstanden af slaggebunkerne de deponerede slaggeprøver blev taget fra. Figur 2 illustrer hvordan prøvetagningen er foregået. Prøve A Fig. 3. Deponeret slagge Prøve A. Side 65 af 98

66 Fig. 4. Deponeret slagge Prøve A. Side 66 af 98

67 Prøve B Fig. 5. Deponeret slagge Prøve B. Fig. 6. Deponeret slagge Prøve B. Side 67 af 98

68 Prøve C Fig. 7. Deponeret slagge Prøve C. Deponeret slagge Prøve C. Fig. 8. Side 68 af 98

69 Prøve D Fig. 9. Deponeret slagge Prøve D. Fig. 10. Deponeret slagge Prøve D. Side 69 af 98

70 Prøve E Fig. 11. Deponeret slagge Prøve E. Fig. 12. Deponeret slagge Prøve E. Side 70 af 98

71 Prøve F Fig. 13. Deponeret slagge Prøve F. Fig. 14. Deponeret slagge Prøve F. Side 71 af 98

72 Bilag 6 Kort over Sisimiuts beliggenhed og affaldsforbrændingsanlæggets beliggenhed i Sisimiut Figur 1. Kort over Grønland og omgivelser. Sisimiut er beliggende ved den lille røde markør. Side 72 af 98

73 Figur 2. Kort over Sisimiut og omgivelser. Sisimiut modtagestation og affaldsforbrændingsanlæg er beliggende inden for den røde ring på kortet. Side 73 af 98

74 Figur 3. Kort over Sisimiut forbrændingsanlæg, modtagestation og dumpsite. For yderligere billeder af dumpsiten se Bilag 5. Side 74 af 98

75 Bilag 7 Referencer I dette bilag er vedlagt referencerne 3, 4, 12, 17, 21 og 22. Disse er alle hentet fra forskellige internetsider og da sådanne kan ændre sig eller bliver nedlagt er disse blevet medtaget i dette bilag. Reference [3] Affald.dk Figur 1. Beskrivelse af tungmetaller i affald. Undervisningsmateriale for klassetrin. Side 75 af 98

76 Figur 2. Beskrivelse af tungmetaller i affald. Undervisningsmateriale for klassetrin. Side 76 af 98

77 Figur 3. Beskrivelse af tungmetallet kobber. Undervisningsmateriale for klassetrin. Side 77 af 98

78 Figur 4. Beskrivelse af tungmetallet kadmium. Undervisningsmateriale for klassetrin. Side 78 af 98

79 Figur 3. Beskrivelse af tungmetallet bly. Undervisningsmateriale for klassetrin. Side 79 af 98

80 Reference [4] Figur 4 til og med figur 7 er de relevante sider fra ovennævnte hjemmeside. Øverst til højre i hver figur ses sidetallene. Side 5 og 6 er udeladt disse kun indeholder folks kommentarer til artiklen. Disse er ikke anvendt. Side 80 af 98

81 Figur 4. Side 81 af 98

82 Figur 5. Side 82 af 98

83 Figur 6. Side 83 af 98

84 Figur 7. Side 84 af 98

85 Reference [7] Figur 8. Screenshot af Grønlands turismesite med informationer om Sisimiut. Side 85 af 98

86 Reference [12] Figur 9. Information om kedelaske fra Trekantsområdets Affaldsselskab I/S. Side 86 af 98

87 Reference [17] Figur 10. Miljøstyrelsens stofliste over skadelige stoffer. Side 87 af 98

88 Figur 11. Miljøstyrelsens beskrivelse af cadmium. Side 88 af 98

89 Figur 12. Miljøstyrelsens beskrivelse af kobber. Side 89 af 98

90 Figur 13. Miljøstyrelsens beskrivelse af nikkel. Side 90 af 98

91 Figur 14. Miljøstyrelsens beskrivelse af bly. Side 91 af 98

92 Reference [19] /1999/ /html/kap02.htm Figur 15. Anvendt del af Miljøministeriets rapport om kobber. Side 92 af 98

93 Reference [21] tionsmateriale+om+lettere+forurenet+jord/liste_over_stoffer_der_er_med_til_at_forurene_jorden_i_dan mark.htm Side 93 af 98

94 Figur 16. Miljøministeriets liste over stoffer der er med til at forurene jorden i Danmark. Side 94 af 98

95 Figur 17. Miljøministeriets liste over stoffer der er med til at forurene jorden i Danmark. Side 95 af 98

96 Figur 18. Miljøministeriets liste over stoffer der er med til at forurene jorden i Danmark. Side 96 af 98

97 Reference [22] Figur 19. Screenshot af OSPAR konventionens hjemmeside. Side 97 af 98

98 Bilag 8 Udsnit af restproduktbekendtgørelsen Side 98 af 98