Miljøgiftsutvalget. Lavkontaminert avfall. Fraksjoner som kan føre til utlekking av miljøgifter

Fraksjoner som kan føre til utlekking av miljøgifter

INNHOLDSFORTEGNELSE SIDE SAMMENDRAG...4 1 INNLEDNING...5 2 DEFINISJONER...6 2.1 Avfall...6 2.2...6 3 DAGENS LOVVERK OG PRAKSIS...7 3.1 Deponiforskriften...7 3.2 Farlig avfall...7 3.3 Bygg- og anleggsavfall...7 3.4 Forurenset grunn...8 4 BYGG- OG ANLEGGSAVFALL...9 4.1 Betong (puss- og avrettingslag)...9 4.2 Pipeløp...10 4.3 Impregnert trevirke...11 4.4 Fasadevask av bygninger...11 4.5 Maling og malingsfjerning...12 4.6 Gulvbelegg...12 4.7 Dører og vinduer...13 4.8 Asfalt og merkemaling...14 4.9 Brannavfall...16 5 JORD, SAND MM,...18 5.1 Forurenset grunn...18 5.2 Gatesop og slam fra sandfang og sluk...18 6 AVFALL FRA PROSESSERING...20 6.1 Bunnaske fra forbrenningsanlegg...20 6.2 Lettfraksjon fra fragmenteringsanlegg (fluff)...22 7 ELEKTRISK OG ELEKTRONISK AVFALL...26 8 ANDRE FRAKSJONER SOM IKKE ER VURDERT...27 8.1 Stoffer i husholdningsavfall...27 8.2 Overflateaktive stoffer...27 8.3 Søtningsstoffer...27 8.4 Blåsesand...27 8.5 Emballasjeavfall, resirkulert plast...27 9 VURDERING...28 10 LITTERATUR OG KILDER...31 Side 3 av 30

SAMMENDRAG Foreliggende vurdering er utarbeidet av på oppdrag fra Miljøgiftsutvalget. Prosjektbeskrivelsen fra utvalget omfattet følgende hovedpunkter: Det skulle pekes på avfallsfraksjoner der det er risiko for spredning av miljøgifter over tid. Det skulle beskrives tiltak som vil bidra til at miljøgifter fra slike avfallsfraksjoner ikke lekker ut i naturen. Miljømessige gevinster og samfunnsøkonomiske konsekvenser av tiltakene skulle vurderes. I møte den 3. desember ble prosjektet avgrenset til følgende: Det skal gis en kortfattet beskrivelse av lavkontaminerte avfallsfraksjoner som kan være aktuelle kandidater for spredning av miljøgifter over tid. Et begrenset utvalg blant disse skal beskrives mer inngående Problemområdet omfatter ikke miljøulemper knyttet til bruk eller feilaktig bruk av produkter/stoffer. Svært mange av de problemområdene vi har beskrevet er knyttet til byggebransjen, enten som driftsutfordringer eller utfordringer i forbindelse med miljøkartlegging og miljøsanering. Utvikling av fagene miljøkartlegging og miljøsanering er derfor viktige forutsetninger for å redusere mulighetene for spredning av miljøgifter. Dette kan som eksempel også omfatte utvikling av statistiske metoder til bruk ved kartlegging for å sikre representativitet i undersøkelser. Likeledes er det viktig å benytte føre-var-prinsippet, slik at vi ikke innfører nye miljøgifter i nye byggematerialer. Et eksempel på dette er våtromsplater, der de fleste typene inneholder flammehemmere som trolig er miljøfarlige. Våre forslag tiltiltak omfatter følgende områder - Økt informasjonsinnsats for tydeliggjøring av eksisterende regelverk - Justering av terskelverdier for klassifisering av avfall som farlig avfall (strengere krav til behandlingsanleggene) - Økt krav til sortering, dvs. utsortering av fraksjoner som inneholder miljøgifter - Nærmere kartlegging/analyse i forhold til enkeltstoffer og forekomster - Innskjerping av regelverk Som det fremkommer av foreliggende dokument, anser vi også at oppfølgingen av eksisterende regelverk kan styrkes på flere områder. Eksempler på dette er kravet til karakterisering av avfall, krav om avfallsplaner i byggesaker og miljøsanering, samt oppfølging av anlegg for sluttdisponering. Samtidig tror vi at økt tilsyn fra myndighetenes side samt økt egenkontroll og kvalitetssikring i hele kjeden kan bidra til redusert spredning av miljøgifter. Side 4 av 30

1 INNLEDNING Miljøgiftsutvalget v/gunnar Grini engasjerte i slutten av november 2009 til å bistå utvalget med gjennomføring av et begrenset oppdrag for vurdering av avfallsfraksjoner der dagens regelverk kan medføre risiko for utlekking av miljøgifter fra lavkontaminert avfall. Det ble gjennomført et avklaringsmøte om prosjektets omfang og avgrensning av arbeidet den 3. desember 2009. Det ble inngått kontrakt mellom Miljøverndepartementet som oppdragsgiver og med siv. ing. Kjetil Hansen som oppdragsansvarlig. Oppdraget er gjennomført med miljørådgiver Eirik Rudi Wærner som prosjektleder. I tillegg har siv. ing Lars Roar Hovde, siv.ing Knut Olav Furuseth og siv. ing Tor Gundersen vært involvert i prosjektet. Prosjektbeskrivelsen fra utvalget omfattet følgende hovedpunkter: Det skulle pekes på avfallsfraksjoner der det er risiko for spredning av miljøgifter over tid. Det skulle beskrives tiltak som vil bidra til at miljøgifter fra slike avfallsfraksjoner ikke lekker ut i naturen. Miljømessige gevinster og samfunnsøkonomiske konsekvenser av tiltakene skulle vurderes. Avtalt avgrensning i prosjektet i møtet den 3. desember 2009 kan oppsummeres slik: Det skal gis en kortfattet beskrivelse av lavkontaminerte avfallsfraksjoner som kan være aktuelle kandidater for spredning av miljøgifter over tid. Et begrenset utvalg blant disse skal beskrives mer inngående Problemområdet omfatter ikke miljøulemper knyttet til bruk av produkter/stoffer, ei heller av feilaktig bruk. Side 5 av 30

2 DEFINISJONER 2.1 Avfall Begrepet avfall defineres i forurensningsloven 27 1 som følger: Med avfall forstås kasserte løsøregjenstander eller stoffer. Som avfall regnes også overflødige løsøregjenstander og stoffer fra tjenesteyting, produksjon og renseanlegg mv. Avløpsvann og avgasser regnes ikke som avfall. I vår sammenheng innebærer ovenstående at innsatsen i dette prosjektet konsentreres om det som skjer når avfall har oppstått og ikke om den delen av forurensningsproblemet som er knyttet til bruksfasen. Forurensningsloven forutsetter at løsøregjenstander eller stoffer er kassert eller overflødige for å bli betraktet som avfall. Begrepet kassert er ikke nærmere beskrevet i loven. Øystein Wang påpeker i Forurensningsloven med kommentarer (Gyldendal Norsk Forlag AS, 2005) at det er opp til eieren eller brukeren å avgjøre om gjenstanden/stoffet er oppgitt eller ikke, og dermed om det betraktes som kassert eller ikke. Det kan likevel dreie seg om avfall dersom gjenstanden/stoffet bare er å betrakte som overflødig. I vår sammenheng snakker vi kun om avfall som er kassert og dermed går til en eller annen form for avfallshåndtering, enten den er å betrakte som lovlig eller ikke. 2.2 Med lavkontaminert avfall forstås i denne sammenheng avfall som ikke faller innenfor klassifiseringen som farlig avfall (jfr. kap 11 i Avfallsforskriften 2 ) og heller ikke er å betrakte som rene masser. 1 Forurensningsloven 27 http://www.lovdata.no/all/tl-19810313-006-005.html#27 2 Farlig avfall, avfallsforskriftens kap 11, http://www.lovdata.no/for/sf/md/td- 20040601-0930-056.html Side 6 av 30

3 DAGENS LOVVERK OG PRAKSIS 3.1 Deponiforskriften Deponiforskriften inneholder detaljerte regler for hvordan avfall kan håndteres og sluttdisponeres på deponier. I denne sammenheng fremheves spesielt vedlegg II i avfallsforskriftens kapittel 9, som omhandler regler for karakterisering og kriterier for mottak av avfall på deponier. 3.2 Farlig avfall Farlig avfall er i forurensningsloven definert som avfall som ikke hensiktsmessig kan håndteres sammen med forbruksavfall fordi det kan medføre alvorlige forurensninger eller fare for skade på mennesker eller dyr. Farlig avfall er i avfallsforskriften enten: - avfallstyper i vedlegg 1 til kapittel 11 i avfallsforskriften (EAL), eller - annet avfall hvor innholdet av farlige stoffer overskrider grenseverdiene gitt i vedlegg 3 i avfallsforskriftens kapittel 11. 3.3 Bygg- og anleggsavfall Dagens regler om håndtering av bygg- og anleggsavfall er i hovedsak hjemlet i avfallsforskriftens kap 15, som trådte i kraft 1. januar 2008. I dette regelverket stilles det krav om miljøkartlegging av bygninger og utarbeidelse av avfallsplan for alle tiltak over et visst omfang. Det poengteres at tiltak som ikke er byggemeldingspliktige også skal vurderes. Etter vår informasjon er det variabel oppfølging av regelverket i kommunene, og det forekommer etter vår informasjon at selv en del offentlige byggherrer ikke følger opp krav til miljøsanering. Dagens regelverk stiller krav til faglige kvalifikasjoner og erfaring for å kunne foreta miljøkartlegginger, men det stilles ikke tilsvarende krav til miljøsanerere (med unntak av krav til asbestgodkjenning ). Fra sommeren 2010 er det meningen at regelverket skal overføres til planog bygningsloven. Regelverket er i all hovedsak foreslått beholdt, med unntak av at det ikke lenger skal være nødvendig med kommunal godkjenning av avfallsplan og miljøsaneringsbeskrivelse for å få igangsettingstillatelse. Her legges det opp til egenkontroll eller tredjeparts kontroll. Etter vårt syn ligger det en risiko for uthuling av dagens regelverk gjennom denne endringen, og særlig da i forhold til oppfølging av i mindre prosjekter hvor partene kan ha begrenset faglig kompetanse. Reglene om ansvarsrett vil innføres for miljøsanerere, som må kunne dokumentere faglige kvalifikasjoner. Det er i høringsrunden ikke foreslått tilsvarende krav for miljøkartleggerne. Mangelfullt utført eller manglende miljøkartlegging vil kunne føre til ukontrollert spredning av miljøgifter. Side 7 av 30

3.4 Forurenset grunn Normverdi er en konsentrasjonsverdi for et stoff som forteller om grunnen kan ha en forurensningsrisiko pga. stoffet (uavhengig av arealbruk). Konsentrasjoner under normverdien utgjør ingen risiko for helse eller miljø, mens verdier over normverdien kan utgjøre en risiko for helse og miljø (ref. normverdier i vedlegg 1 i forurensningsforskriftens kapittel 2). Forurensningsforskriftens kapittel 2 omhandler regler ved Opprydding i forurenset grunn ved bygge- og gravearbeider inklusive krav til tiltaksplan. Se også Helsebaserte tilstandsklasser for forurenset grunn (SFT 2009). I SFT-veileder 2553 (SFT 2009) er konsentrasjoner av miljøgifter i jord som anses å være farlig avfall bestemt med bakgrunn i systemet for klassifisering og merking av kjemikalier (klass-merk-systemet) eller av konsentrasjonsgrenser som er styrt av norske (avfallsforskriftens kapittel 11) eller internasjonale bestemmelser. Side 8 av 30

4 BYGG- OG ANLEGGSAVFALL 4.1 Betong (puss- og avrettingslag) Det har trolig blitt benyttet flere typer stoffer som tilsetning i puss og avrettingslag enn de stoffer vi i dag har kunnskap om. Det vi vet, er at produktet Borvibet inneholdt PCB fram til ca. 1980. Et annet produkt som het Elasticrete inneholdt også PCB, men vi kjenner lite til dette produktet, bortsett fra at det i et tilfelle er målt 220 mg PCB/kg betong, dvs. langt over nåværende grense for farlig avfall. På Borvibet-boksen er det angitt følgende bruksområder (Wærner 2008): Gysemasse til grunning eller slemming for å sikre mot "bom". Gulvbelegg for å få slitesterke dekker som er støvfrie og behagelige å trafikkere. Reparasjonsmasse til utbedring av skader og sår i betong og pussflater. Avrettingsmasse under linoleum, fliser o.l. gulvbelegg. Dette betyr at det finnes lave nivåer med PCB i avrettingslag i gulv innendørs, i lim til gulvfliser og i puss på vegger både ute og inne. Et eksempel kan hentes fra NGUs kartlegging av PCB for deler av St. Olavs hospital i Trondheim. Til sammen 151 prøver ble tatt og PCB ble funnet i 56 av disse. I seks av 11 fugemasseprøver ble det funnet 20-29 % PCB, og seks av prøvene av maling/puss/betong hadde verdier over 1 mg/kg. Vi finner som regel lave nivåer i malingsprøvene. Dette skyldes trolig at det er PCB i ett av malingslagene (2 prosent PCB), mens det normalt tas prøver av hele malingslaget. Innholdet blir dermed fortynnet. I miljøkartleggingssammenheng er det vanskelig å ta nok prøver, både fordi det er en uoverkommelig oppgave å ta prøver av noe man egentlig ikke mistenker å inneholde noe farlig, samt at det påfører tiltakshaver store kostnader. Side 9 av 30

Figur 1 Fjerning av gammel puss på fasade i Oslo. Er det PCB i denne, vil det lekke ut i rennesteinen ved første regnskyll. (foto: E. Wærner) Vår erfaring tilsier at prøvetaking av PCB sannsynligvis blir neglisjert i mange tilfeller av riving og rehabilitering av bygninger. Eventuelle farlige stoffer i betongen blir ikke avdekket, og massene blir håndtert som om det var rene masser. Forslag: Det bør gjennomføres et kartleggingsprosjekt for å klargjøre hva slags utstyr som finnes på markedet som kan benyttes til effektiv fjerning av puss og avrettingslag med PCB. Dette er et rimelig tiltak, som vi antar kan gjennomføres innenfor en kostnadsramme på 100.000 kr. Det bør utarbeides en statistisk modell for hvor mange prøver som er tilstrekkelig for å kunne fastslå at en bygning er godt nok undersøkt. Kostnadene for en slik modell vil selvfølgelig avhenge av modellens kompleksitet, men vi antar at arbeidet kan gjennomføres innenfor en ramme i størrelsesorden 200 000 kr. 4.2 Pipeløp Piper kan inneholde mye sot, men dette avhenger av hvor lenge det er siden pipa ble feid. Sot inneholder bl. a. tungmetaller, PAH, klorerte dioksiner og dibenzo-furaner. Undersøkelser viser at PAH-nivået i sot varierer fra nesten ingen ting til 550 mg/kg sot. Dette vil si at sot normalt ikke klassifiseres som farlig avfall, men kan heller ikke klassifiseres som rene masser (undersøkelsene sier dessverre ikke noe om innholdet av dioksiner og tungmetaller, som kan endre denne konklusjonen). Hvor mye PAH som finnes i teglsteinen vil variere, og avhenger bl. a. av mørtelens og teglsteinens kvalitet og porøsitet. Tegl og betong som vender inn mot pipeløpet inneholder PAH og er klassifisert og skal behandles som forurenset masse dersom innholdet av Side 10 av 30

PAH overstiger 2 mg/kg, ref. SFT normverdi for mest følsom arealbruk. Grensen for karakterisering av sot som farlig avfall er 1000 mg/kg. Ved riving av piper, må steinen sorteres ut separat for levering til godkjent deponi med mindre det kan dokumenteres at massene er rene (PAH < 2 mg/kg). Forslag: Det bør gjennomføres flere undersøkelser av miljøgiftinnhold i sot, slik at man får et statistisk godt nok grunnlag for å fastslå at sot enten er farlig avfall eller ikke. Dermed kan det bli det unødvendig å ta prøver av alle pipeløp i ettertiden. Vi foreslår at det innledningsvis utarbeides et program for slike undersøkelser, noe som kan utarbeides innenfor en ramme på 30 000 kr. Kostnadene for selve undersøkelsene vil avhenge av undersøkelsenes omfang og ikke minst i forhold til antall parametre det bør analyseres på. Vi antar imidlertid at kartleggingen kan gjennomføres innenfor en ramme på ca. 300 000 kr (kan påvirkes gjennom prosjektprogrammet). 4.3 Impregnert trevirke Mesteparten av det impregnerte trevirket som er i bruk er enten kreosotimpregnert eller CCA-impregnert. I 2004 ble CCA-impregnering forbudt. Jord i nærheten av CCA-impregnert trevirke kan være forurenset. Typiske anvendelsesområder er terrasse-plattinger, gjerder, kledning, vindskier mm. på hus, telefonstolper osv. Anvendelsesområdene tilsier at det etter vårt skjønn må påregnes at disse forurensede massene på sikt kan bli blandet med annen jord med tilhørende risiko for ukontrollert spredning. Forslag: Klargjøre i kapittel 2 i forurensningsforskriften at all jord nær CCAimpregnert trevirke skal betraktes som forurenset inntil det motsatte er bevist. Dette er et rimelig tiltak. Vedta forskrift om tvungen utskiftning av alt CCA-impregnert trevirke. Dette er et tiltak som har ekstremt høye tiltakskostnader. 4.4 Fasadevask av bygninger Materialene i husfasader kan inneholde både PCB, klorerte parafiner, ftalater, tungmetaller mv., f. eks. i maling og fuger. Ved fasadevask benyttes vann, sand eller CO 2 (tørris) som rensemedium der bruk av vann og sand er vanligst. Alle slike metoder vil effektivt spre forurensningene til omgivelsene dersom ikke avbøtende tiltak settes inn. I de aller fleste tilfeller tror vi ikke at avbøtende tiltak som f. eks. oppsamling av vann, blir gjennomført. Vi kjenner til et konkret tilfelle der det er gjennomført prøvevasking av en fasade med PCB-holdige fuger utvendig. Det ble gjort flere forsøk ved å: spyle veggen på vanlig måte spyle veggen uten å treffe fugene spyle veggen over ett sted hvor fugen var skiftet Side 11 av 30

Resultatet viste at i de to første tilfellene ble PCB-verdiene i vannet hhv. 778 og 56 μg PCB/l vann, mens det siste forsøket ga 3 μg/l. Forsøket viste at vannet inneholdt så mye PCB at det måtte samles opp og renses. Vi tror at fasadevask i mange tilfeller gjøres uten kunnskap om evt. miljøfarlige stoffer i fasaden, og uten at avbøtende tiltak gjennomføres. Dermed spres forurensningene ukontrollert. Forslag: Klargjøre gjennom forskrift regler for oppsamling av vaskevann/sand etter fasadevask. Det er på nåværende tidspunkt og innenfor prosjektets økonomiske ramme ikke mulig for oss å vurdere de kostnadsmessige konsekvensene av en slik forskrift. 4.5 Maling og malingsfjerning Som nevnt i kapittel 4.4, kan husfasader inneholder svært mange miljøgifter. Maling er en kilde til dette. Det er trolig spesielt PCB, klorerte parafiner og bly som er hovedproblemet, men i maling må vi regne med forekomst av svært mange stoffer. Det er målt 15.000 mg bly/kg maling på enkelte fasader. PCB-nivåene er normalt ganske lave, noe som tilsier at det er ett lag med klorkautsjuk-maling med 2 prosent (20g PCB/kg) i malingen. I enkelte tilfeller er det påvist høyere konsentrasjoner, noe som betyr at det er brukt en annen type maling. Slike fasader vil være en kilde til utlekking av små mengder miljøgifter i årevis, noe som påvirker omkringliggende jord. Et mer alvorlig problem oppstår når malingen skal fjernes. Den tradisjonelle måten er å påføre kjemisk malingsfjerner og spyle av malingen med høytrykksvasker. Dermed frigjøres miljøgiftene, som tilføres grunnen på en ukontrollert måte. Den mest miljøvennlige måten å fjerne gammel maling på er først å dekke bakken mot veggen med plastfolie, og bruke varmepistol til fjerningen. Dette muliggjør oppsamling av malingen. Forslag: Klargjøre gjennom forskrift regler for oppsamling av maling ved fasaderensing. Dette er et rimelig tiltak, men vil påføre de som utfører slike tjenester kostnader (som de i dag slipper pga. at de ikke følger regelverket for håndtering av farlig avfall). Sammenstille mer data om innhold av farlige stoffer i maling, som referansegrunnlag for miljøkartleggere. Dette er et relativt rimelig tiltak, vi antar kostnader i størrelsesorden 300-400 000 kr. Det bør gjennomføres et kartleggingsprosjekt for å klargjøre hva slags utstyr som finnes på markedet som kan benyttes til effektiv fjerning av maling. Vi antar at dette er et rimelig tiltak, med kostnader på ca. kr. 50-100.000. 4.6 Gulvbelegg Fra litteraturen er det kjent at PCB ble tilsatt i et produkt som het Acrydur, som var et sklisikkert gulv for næringsmiddelindustrien. Produktet har vært brukt i Sverige, og er nylig rapportert brukt i Danmark (Jensen 2009). Det er også angitt at dette var et plastbasert selvutjevnende materiale basert på Side 12 av 30

acryl, epoxy eller polyurethan. SFT gjorde en undersøkelse på 90-tallet, og konkluderte med at dette neppe var brukt i Norge. Vi er imidlertid usikre på denne konklusjonen. Mer eller mindre ved en tilfeldighet ble det funnet PCB i PVC-belegg i Preklinisk institutt ved Haukeland sykehus i Bergen. Opp til 100 mg/kg ble målt, og fra byggetegningene ble det funnet ut at produktet het Crestalline. Dette var et flammehemmet PVC-belegg opprinnelig laget for bruk i fly. Det har ikke vært mulig å finne ut om bruksområdet har vært tilfeldig i Preklinisk institutt, men vi har antatt at det har hatt et snevert bruksområde. Konsekvensen er at det sjelden tas prøve av PVC for å finne PCB. Bruk av PCB som flammehemmer i PVC ble foreslått i 1952 (Thomas). Jensen (2009) refererer at mange gulv i Danmark i perioden 1950-70 ble lagt med PVC som inneholdt PCB. Rapporten angir ingen ytterligere opplysninger om disse beleggene. Rapporten sier også at det er funnet PCB i linoleum. Konklusjonen er at dette betyr at det ved miljøkartlegginger i større grad må tas prøver som analyseres for PCB for å sikre forsvarlig disponering. Det har etter hvert blitt vanlig å ta prøver av PVC-belegg for å finne ut av hvilke ftalater som finnes i beleggene. Dersom beleggene innholder DEHP, DBP og/eller BBP klassifiseres beleggene som farlig avfall. Inneholder det DINP, DIDP eller DNOP er beleggene ikke farlig avfall. Det er en imidlertid en viss mulighet for at belegg som inneholder DEHP også inneholder PCB, som innebærer at PCB således vil kunne fanges opp av DEHPundersøkelsen. Forslag: Klif utarbeider informasjonsmateriell som klargjør overfor byggeiere regelverket om PVC-gulvbelegg. De samlede kostnadene for et slikt informasjonstiltak vil bestå av kostnader for planlegging av kampanje(r), utarbeidelse av informasjonsmateriell, produksjonskostnader og kostnader for distribusjon. Vi antar at distribusjonen mest effektiv kan skje via kommunene ifm. behandling av bygge- og rivesaker. 4.7 Dører og vinduer Vi har i dag en forholdsvis velfungerende ordning med innsamling av isolerglassvinduer med PCB-holdig forseglingsmasse, som driftes av Ruteretur. Denne ordningen omfatter alle vinduer som tilfredsstiller kriteriene: norskproduserte vinduer produsert i perioden 1965 1975 utenlandsk produserte vinduer fra før 1980, og alle umerkede vinduer). Klorerte parafiner har erstattet PCB i mange sammenhenger, men det er først nylig at stoffene er konkret påvist i vinduer. Vinduer helt opp til 1986 kan inneholde klorterte parafiner, men mye av dette blir håndtert som restavfall i dag. Regelverket er noe uklart i dag; I forskriften om PCB står det PCB og erstatningsprodukter, slik sett kan klorerte parafiner fint inngå i dagens avtale mellom MD og Ruteretur. Dessuten inneholder vindusrammer tinnorganiske forbindelser og andre stoffer som finnes i maling og beis. Alle vinduer er derfor et sammensatt produkt som kanskje burde vært håndtert som farlig avfall i Ruteretur-systemet eller tilsvarende. Side 13 av 30

Forslag: Gjennomføre et kartleggingsprosjekt for å bringe klarhet i utbredelse av klorerte parafiner i vinduer Vi foreslår at det innledningsvis utarbeides et program for slike undersøkelser, noe som kan utarbeides innenfor en ramme på 30 000 kr. Kostnadene for selve undersøkelsene vil avhenge av undersøkelsenes omfang. Vi antar imidlertid at kartleggingen kan gjennomføres innenfor en ramme på ca. 200-300 000 kr (kan påvirkes gjennom prosjektprogrammet). Vurdere å utvide innsamlingen av isolerglassvinduer til å omfatte mer enn bare PCB-holdige vinduer. Dette er et rimelig tiltak å gjennomføre, men det påfører BA-bransjen kostnader. Vurdering av disse kostnadene opp mot de samfunnsmessige gevinstene av å unngå spredning av miljøgiftene er ikke mulig innenfor dette prosjektet med tilhørende budsjettramme, men krever ytterligere arbeid. 4.8 Asfalt og merkemaling I flere sammenhenger er det rapportert om PCB i forbindelse med veitrafikk. Hjellnes COWI tok opp denne problemstillingen i 1995, da vi gjennomførte et snødeponeringsprosjekt for Oslo kommune. Både vi og NIVA fant små mengder PCB i snø, uten å forstå hvor dette kom fra. Flere teorier ble prøvd ut, bl. a. at PCB kunne bli dannet i forbrenningsmotoren (med tilgang på organisk stoff bensin, og klor som dras med via luftfilteret). En italiensk undersøkelse rapporterte også om PCB i snø, og ved kontakt med de italienske forskerne kunne de avkrefte at det ble brukt salt på de veiene som ble undersøkt. Dermed falt teorien om veisalt som bidragsyter til PCBdannelse (Ciriminna 1995). NIVA gjorde en undersøkelse i 1998, hvor de bl. a. tok sotprøver av biler for å se etter PCB, uten å finne noe. Deres konklusjon var at PCB stammer fra veistøv eller dekkslitasje (NIVA 1998). Statsbygg la i 2004 fram rapporter om at det ble funnet store mengder PCB i merkemaling på rullebanene på Fornebu, og mest PCB i de eldste lagene. Det ble også funnet PCB i asfaltlim og asfalt (Statsbygg 2004). PCB-nivåene varierte fra 14 99 mg/kg. De eldste asfaltlagene inneholdt rester av Clophen-A60, mens de yngste lagene viste rester av Aroclor1254 (NGU2003). Norges Geologiske Undersøkelse har gjennomført flere undersøkelser av PCB og andre stoffer i asfalt. I (NGU 2005) ble det tatt 10 prøver fra eldre boliggater, 10 stk. fra hovedveier og 10 stk. fra asfaltlager i Trondheim. Boliggatene ble asfaltert i 60- og 70-tallet. Det ble funnet PCB i 3 av prøvene, men alle var lavere enn normverdien for ren jord (10μg/kg). Den høyeste verdien ble funnet i fersk gjenbruksasfalt. Rapporten konkluderte med at det var liten sannsynlighet for å finne høye konsentrasjoner av PCB i asfalt i Trondheim. Rapporten inneholder ingen vurderinger av hvorfor det ble påvist høyest PCB-nivå i gjenbruksasfalt. I 2006 gjorde NGU nye undersøkelser av asfalt fra det statlige veinettet i Kristiansand, Oslo og Bergen. Det ble tatt til sammen 63 prøver, der 14 prøver var av veimaling (NGU 2006a). Også her ble det funnet lave PCBnivåer, med ett unntak; I en prøve fra Oslo ble det ble funnet 81,9 μg/kg, dvs. iflg. NGU ca 8 ganger over akseptabel grenseverdi. Ved reanalysering fikk man en verdi på 53,3 μg/kg, og ytterligere undersøkelser viste at de høyeste verdiene lå i det øverste og nyeste laget. En annen borkjerne fra samme lokalitet viste ikke innhold av PCB. Det er derfor ikke lett å se noe mønster i hvor det er funnet PCB noen ganger er det i maling, andre ganger i asfalt. Side 14 av 30

I den samme rapporten er det dokumentert PAH-verdier i tre prøver, med konsentrasjon ca. 28 mg/kg (grenseverdi for mest følsomt arealbruk er 0,1 μg/kg). Det ble målt PAH 16 -verdier opp til 500 mg/kg (grensen for farlig avfall er 1000 mg/kg). NGUs studier av asfalt viser også funn av følgende miljøgifter i asfalt (som ikke er kvantifiserte): PAH, NPD, PCB, BTEX (benzen, toluen, etylbenzen, m/p-xylen, o-xylen), ftalater, siloxaner, n-alkaner, triterpaner, triaromatiske steraner, dibenzofuran, bifenyler, fluorantener, benzofluorener, benzonaftathiofener, klorbenzen, kloroform, klorfenol og heksaklorbenzener. For egen regning vil vi anta at det også kan finnes klorerte parafiner, som ofte har erstattet PCB. Våre litteraturstudier (Hadert) viser at det har blitt benyttet klorkautsjukmaling til veimerking. Som beskrevet i kap. 4.5 inneholder klorkautsjukmaling ca. 2 prosent PCB (Johnsen). Vi har ingen konkrete bevis på at PCB har blitt brukt som mykner direkte i maling, selv om vår kunnskap om PCB tilsier at dette er meget sannsynlig. Da snakker vi i tillfelle om PCB-verdier i maling på opptil 20 prosent. De høyeste målte PCB-verdiene er imidlertid rundt 100 mg/kg, noe som tilsier at vi har med klorkautsjuk-maling å gjøre. NGU har gjort mange undersøkelser, men de har ikke registrert asfalterings- og merketidspunktet for asfalten. Vi er rimelig sikre på at dersom man systematisk går gjennom merkemaling fra før 1980, vil man finne PCB i mye av dette. Funnene av høye verdier PCB i gjenvunnet asfalt bekrefter denne mistanken. Forslag: Gjennomføring av et kartleggingsprosjekt for å avklare om det finnes PCB i veimaling. Dette er et rimelig tiltak, vi antar kostnader på kr. 100-200.000. Avhengig at resultatet av et slikt prosjekt, bør det vurderes innføring av krav til miljøsanering av asfaltmaling før fresing. Dette er et rimelig tiltak å gjennomføre, men det kan påføre bransjen betydelige kostnader. Vurdering av disse kostnadene opp mot de samfunnsmessige gevinstene av å unngå spredning av miljøgiftene krever videre arbeid. Side 15 av 30

4.9 Brannavfall Figur 2 Sju år gammel branntomt i Oslo hvor det ble påvist dioksiner (foto: E. Wærner) Den viktigste gruppen farlige stoffer i brannavfall er PAH. Stoffgruppen PAH består av mange forskjellige forbindelser. Alt nedsotet avfall regnes som farlig avfall inntil det motsatte evt. er dokumentert gjennom analyser, jfr. Nasjonal Handlingsplan for bygg- og anleggsavfall II. Når bygningsmaterialer med PCB (f. eks. elektriske produkter) brenner, vil PCB i første omgang frigjøres til omgivelsene. Oppvarming av PCB fører til dannelse av polyklorerte dibenzofuraner, som er svært giftige. Det er også beskrevet i litteraturen at polyklorerte tribenzofuraner kan dannes, men vi vet lite om denne gruppen. Derimot sier litteraturen ikke at det dannes polyklorerte dioksiner (som er mye farligere enn furaner). Dioksiner ser kun ut til å kunne dannes når det er en blanding av PCB og triklorobenzen til stede, noe som er tilfellet i kjølevæsker i transformatorer og varmevekslere (Dundas og Nasjonal handlingsplan). Dioksiner dannes også når PVC ( vinyl ) brenner. Trykkimpregnert trevirke (CCA-impregnert) som forbrennes, vil føre til at det blir kobber og krom i brannavfallet. Ikke-metallet arsen vil i hovedsak forsvinne opp i lufta med branngassene, men noe vil også bli igjen i asken. Inventar i bygninger inneholder mange stoffer som kan skape miljøgifter. Stopping i moderne møbler er oftest utført med skumplast, som kan danne både dioksiner, isocyanater, klorerte forbindelser og tungmetaller i avfallet. Miljøkartlegging av en 7 år gammel branntomt (Wærner 2009) viste at det fortsatt var mye dioksiner i brannrestene. Prøver ble tatt inne i en delvis nedbrent bygning, på et sted som var lite utsatt for sol og nedbør, og hvor forurensningene derfor i utgangspunktet ikke skulle blitt særlig mye brutt ned av vær og vind. Analysene viste at det var 0,338 mg/kg PAH 16 og 2,25 ng/kg Nordic-TEQ PCDD/PCDF 3. Dette er en lav verdi for PAH, noe som kan tyde 3 PCDD=PolyClorert DibenzoDioksin, PCDF=PolyClorert DibenzoFuran. Nordic- TEQ er en målemetode for å sammenligne forskjellige dioksiner mot hverandre. Side 16 av 30

på at PAH blir brutt ned selv ved lite tilgang på sollys. Det var en høy verdi for dioksin, noe som tyder på at dioksin i mindre grad brytes ned av sol og vind. SFT gjorde i Nasjonal handlingsplan for bygg- og anleggsavfall II (Nasjonal handlingsplan) en gjennomgang av mottaksanlegg for avfall, og konkluderte med at brannrester aldri tidligere var blitt deklarert som brannrester, men trolig levert som blandet avfall. Forslag: Det bør tydeliggjøres krav til når brannavfall/brannrester skal leveres som farlig avfall, dvs. myndighetene bør informere spesielt om dette (vi anser at regelverket er entydig om dette). Dette er et rimelig tiltak. Innføring av krav om at bygninger skal miljøsaneres før brannøvelser. Dette er et rimelig tiltak, som vil stoppe dagens ulovlige praksis. Side 17 av 30

5 JORD, SAND MM, 5.1 Forurenset grunn Regelverket om forurenset grunn er hjemlet i forurensningsforskriftens kap. 2, hvor virkeområdet er definert til områder hvor det har vært virksomhet som kan ha forurenset grunnen, hvor det finnes tilkjørte forurensede masser eller der det av andre årsaker er grunn til å tro at det er forurenset grunn. Dersom det ikke er grunn til å mistenke at det kan være forurensninger i grunnen, er det ingen krav til tiltak. Kommunene er forurensningsmyndighet i slike saker. Etter vår vurdering foreligger følgende muligheter for feil håndtering: Ingen mistanke, ingen undersøkelser Svak fagkompetanse/oppfølging hos forurensningsmyndighet (kommunen) Inntil høsten 2009 gjaldt et regelverk om maksimalt nivå av forurensninger for mest følsom arealbruk (bolig og barnehage). Høsten 2009 kom en ny veileder (SFT 2009) basert på tilstandsklasser. Dette åpner for at det kan aksepteres høyere forurensninger i sentrumsområder, kontor og forretningsområder samt industri- og trafikkareal. Det stilles krav til faglig kompetanse for å være konsulent ved slike saker. Det vil trolig først og fremst være i prosjekter der det ikke er fremkommet mistanke at det kan komme forurenset jord på avveie. Mange tiltakshavere mangler dessuten etter vårt skjønn nødvendig kunnskap om problemstillingen og prioriterer ikke ressurser til formålet. Forslag: Utarbeide veiledningsmateriell for byggeiere om regelverket. Dette er et rimelig tiltak. 5.2 Gatesop og slam fra sandfang og sluk I 2006 gjennomførte NGU en undersøkelse av sandfangmasser i Trondheim (NGU 2006b). Noen av konklusjonene var: For kobber, sink, PCB-118, benzo(a)pyren er PNEC-verdien 4 oversteget i flere sandfang. Alle de fem prøvene som er analysert for TBT inneholder for høye konsentrasjoner. Det er aktive kilder til kadmium, kobber, kvikksølv, sink, bly, TBT, PCB og PAH i området. Bygge- og riveaktiviteter peker seg spesielt ut som mulig forurensningskilde. 4 PNEC= Predicted No Effect Concentration. Side 18 av 30

Figur 3 Kart som viser innhold av PAH i sandfang i Trondheim (fra NGU-rapport 2006.024) I Oslo vet vi at kommunen har stilt krav til at sandfangmasser skal håndteres som farlig avfall ved entrepriser om tømming av slike, men vi vet ikke om kommuner rundt om i landet har samme praksis. Det betyr i så fall at det kan være mye lett forurenset masse som blir feildisponert på grunn av manglende kunnskap. NGUs undersøkelse viser for øvrig at bygg er en kilde til forurensningene, og at miljøkartlegging og sanering av bygg er et viktig avbøtende tiltak. Forslag: Klargjøre regelverket overfor eiere av sandfang. Dette er et rimelig tiltak. Side 19 av 30

6 AVFALL FRA PROSESSERING 6.1 Bunnaske fra forbrenningsanlegg Hvert år blir det i norske avfallsforbrenningsanlegg forbrent ca 1 mill. tonn avfall fra husholdinger og fra næringsvirksomheter (2009: 1,09 mill t.). Restprodukter er flyveaske fra renseprosessen for røykgassene, og bunnaske som blir tatt ut fra selve brennkammeret. Bunnasken utgjør ca 20 prosent av den behandlede avfallsmengden. Årlig gir dette ca. 200.000 tonn som må behandles på godkjent anlegg. Innhold av miljøfarlige stoffer Vanlig etterbehandlingsløsning for bunnasken i Norge i dag er at asken blir kjølt ned med vann når den tas ut av ovnen. Bunnasken blir så deponert i egne deponier fraskilt fra øvrige deponimasser. Ved en del anlegg skilles metaller ut fra bunnasken i et eget sorteringsanlegg før deponering. Regelverket tilsier at avfall til deponi skal basiskarakteriseres. En del av karakteriseringen omfatter krav om testing (sammensetning/innhold og utlekking). Det er også krav til verifikasjon av basiskarakteriseringen (minst hvert år) med tanke på miljørisiko. I den europeiske avfallslisten (EAL) er bunnaske og slagg fra avfallsforbrenning definert i to kategorier, klassifisert ut fra listen med grenseverdier for farlige stoffer som er gitt i vedlegg til forskriftens kap. 11: 19 01 11*: Bunnaske og slagg som inneholder farlige stoffer 19 01 12: Annen bunnaske og slagg enn dem nevnt i 19 01 11. Flyveasken, som inneholder farlige stoffer tatt ut fra røykgassen, er klassifisert i første kategori (19 01 11*), og skal behandles i godkjente anlegg for farlig avfall. Nedlagte gruveanlegg er mye benyttet til deponering av dette, som f. eks nedlagte kalksteinsgruver på Langøya (NOAH) og Mofjellet gruber i Mo. Når det gjelder håndtering av bunnasken har det vært forskjellig praksis i de nordiske land. I motsetning til deponeringspraksisen i Norge, har bunnasken i Sverige, Danmark og Finland i mange år blitt benyttet som bæremasse til lettere veibygging (parkeringsplasser, gang/sykkelveier etc.). Forutsetningen for denne praksisen har vært bruk av konstruksjonsløsninger som skal hindre utvasking og utlekking av eventuelle farlige stoffer til grunnvannet. Avfall Norge gjennomførte i 2006 en undersøkelse av bunnasken fra 13 avfallsforbrenningsanlegg i Norge for å fremskaffe faktagrunnlag om hvilke av de ovennevnte to avfallskategoriene i EAL-listen som bunnaske fra norske avfallsforbrenningsanlegg skal klassifiseres inn under. Klassifiseringen har en avgjørende betydning for hvilken type behandlingsløsning som kan godkjennes for bunnasken. Det ble i studien gjennomført målinger både av stoffsammensetning og utført utlekkingstester av et stort antall prøver. Det ble gjort analyser av innhold av tørrstoff, aske, klor, svovel og metaller (antimon, arsen, barium, bly, kadmium, krom, kobber, kvikksølv, mangan, molybden, nikkel, sink). Side 20 av 30

Konklusjonen fra undersøkelsen var at man med svært stor sannsynlighet kan hevde at bunnasken ikke inneholder stoffer som tilsier at den må karakteriseres som farlig avfall. Det tas imidlertid ett forbehold om usikkerheter knyttet til materialets basis karakter. Oppsummert vil bunnasken normalt bli definert innenfor kategori 19 01 12, og kan tillates levert på deponi for ordinært avfall (kat. 2 deponi). Det er imidlertid viktig å være klar over at det vil forekomme variasjoner mellom de forskjellige anleggene og anleggenes ulike tekniske løsninger. Blant annet har det vist seg at på anlegg som har etterbehandling uten nedkjøling med vann kan ha forhøyede utlekkingsverdier for enkelte stoffer. Vanlig praksis i Norge er som nevnt at bunnasken deponeres på deponier for ordinært avfall, med de krav et slikt anlegg har til bunntetting, sigevannsoppsamling, tildekking osv. I forhold til gjeldende krav om testing som nevnt innledningsvis i dette kapitlet, beskriver vedlegg II i deponiforskriften også unntak for krav om testing. Etter vår vurdering bør bunnaske likevel testes fordi den kan inneholde farlige stoffer (har speilinngang i EAL), dvs. bunnasken kan være farlig avfall. Hvor omfattende verifikasjonen behøver å være avhenger bl. a. av i hvilken grad innholdet i avfallet som brennes varierer. Den etablerte praksis i andre nordiske land med å benytte bunnaske til veibygging vil aktualisere behov for økt kunnskap om utlekkingsegenskapene for bunnasken. I Malmø ble det i 2008 gjennomført en evaluering av 10 års erfaringer med å benytte såkalt slagg-grus i forsterkningslag for veianlegg. I denne analysen er både bunnaskens holdfasthet som bærelag og eventuelle miljømessige konsekvenser i forhold til utlekking og grunnvann vurdert. Analysen konkluderer generelt med at bunnaskens utlekking av de fleste organiske og uorganiske stoffene er begrenset, noe som (i henhold til svensk praksis) åpner for mulighetene til fortsatt å benytte bunnaske til veibygging. Det vises spesielt til klorid og sulfat som de største utfordringene. Forøvrig anses usikkerheten såpass stor at det anbefales omfattende analyser ifm. veibyggingsprosjekter. Både laboratorieanalyser av bunnasken før den tas i bruk i hvert tilfelle og kompletterende fullskalatester for å kunne vurdere miljøpåvirkningen fra hele veikonstruksjonen anbefales gjennomført. Utlekkingsegenskapene kan nemlig avvike betydelig fra laboratoriemålinger til felt. Kravet til dioksin-utslipp fra avfallsforbrenning er blitt betydelig skjerpet de seneste årene. Det har i første rekke vært fokus på utslipp av dioksiner til luft, men det vil kunne finnes små spor av dioksiner også i bunnaske. Dette er godt dokumentert, blant annet gjennom svenske studier. Avfall Sverige har gjennomført oppfølgende undersøkelser av forekomsten av dioksiner i bunnaske fra 1999 til 2009. Undersøkelsen omfattet 80 prosent av forbrenningsanleggene i Sverige, og det ble blant dokumentert en nedgang i dioksin-innhold fra 0,03 ng/g bunnaske i 1999 til 0,005 ng/g i 2006, dvs. 1/6 av verdiene i 1999. Imidlertid er den totale mengden økt noe pga. økning i mengde avfall som går til forbrenning. Vi kan forutsette at den samme utviklingen også har skjedd med norske anlegg. Det er vår oppfatning at dagens praksis med å legge bunnaske på godkjente deponier for ordinært avfall gir liten grunn til å frykte at forurensninger fra bunnasken havner på avveie. Bruk av bunnasken til veibygging, slik praksisen til nå har vært i Sverige og Danmark, frarådes. Side 21 av 30

6.2 Lettfraksjon fra fragmenteringsanlegg (fluff) Med lettfraksjon menes normalt den lette fraksjonen som skilles ut fra et fragmenteringsanlegg når metallavfall kvernes. I noen fragmenteringsanlegg produseres en samlet lettfraksjon, mens i andre anlegg sorteres denne lettfraksjonen i flere fraksjoner som grov lettfraksjon, fin lettfraksjon, magnetisk lettfraksjon eller materiale med mer mineralsk materiale ( mineralmasse ). Lettfraksjonen kan inneholde ulike forurensninger og miljøgifter. Samtidig er mengden av denne avfallstypen stor. En stor del av lettfraksjonen har normalt blitt levert til deponier for ordinært avfall. I den Europeiske avfallslisten (EAL) er lettfraksjonen (fluff) fra kverning av metallholdig avfall ført opp med speilinngang, dvs. at avfallet både kan være å regne som farlig avfall (19 10 03*) og som ikke-farlig avfall (19 10 04). Undersøkelser og innhold av miljøgifter Bransjeundersøkelse 2002/2003 De norske shredderanleggene gjennomførte i 2002/2003 en basiskarakterisering av shredderfluffen og konkluderte med bakgrunn i en rekke analyser med at materialet skulle klassifiseres som ikke-farlig avfall. SFT-undersøkelse 2007/2008, innhold SFT foretok i 2007/2008 prøvetaking og analyser av flere prøver av ulike lettfraksjoner fra fragmentering av metallavfall. Analysene viser at alle lettfraksjonene har et relativt høyt innhold av enkelte tungmetaller (spesielt bly, kobber og sink) og av de tyngste mineraloljefraksjonene (C12-C16 og C16-C35). Utover dette er det i mange av prøvene også påvist flere andre stoffer, deriblant PCB, trikloretan, PAH, BTEX og flere bromerte flammehemmere. Dersom avfallsforskriften/ klass-merk -systemet legges til grunn, vil alle de åtte prøvene ut i fra metallinnhold klassifiseres som farlig avfall. Det er imidlertid usikkert om prøvenes innhold av tungmetallene kobber, bly eller sink representerer den helse-/miljørisikoen som grenseverdiene i forskriften tilsier. Grenseverdien for innhold av tyngre oljefraksjoner anbefalt av Avfall Sverige er 10.000 mg/kg (C16-C35). Dersom dette legges til grunn, vil fire av de åtte prøvene klassifiseres som farlig avfall. I avfallsforskriften er grenseverdien for risikosetning R51/R53 (risikosetning for fyringsolje 2) angitt til større eller lik 2,5 %. Hvis denne grenseverdien skal legges til grunn, vil kun to av åtte prøver klassifiseres som farlig avfall. SFT-undersøkelse 2008, utlekking Det er foretatt utlekkingstester av seks ulike prøver av lettfraksjoner. Utlekkingstesten har vært en ristetest (EN12457 iht. avfallsforskriften tilpasset analyser av organiske miljøgifter). Undersøkelsene viser at utlekkingen varierer avhengig av hvilket stoff eller hvilken stoffgruppe vi snakker om. Høyest utlekking av metaller er funnet i prøve fra en av de grove fraksjonene. Høyest utlekking av PCB er funnet i prøven med fin kornstørrelse (A2-Bl.fin). Høyest utlekking av PAH, BTEX, olje og bromerte flammehemmere er funnet i prøvene fra fragmentering av biler (A1-Bil1 og A1-Bil2). Side 22 av 30

Med unntak av èn prøve samsvarer resultatene fra utlekkingen i denne undersøkelsen godt med utlekkingsresultatene fra tidligere undersøkelser utført av bransjen (Norsas 2003). Undersøkelsene viser at andelen utlekking i forhold til tidligere analyser av totalinnhold varierer mellom 0,01 prosent til 4,07 prosent. Høyest utlekkingsandel for metaller og PCB er funnet i en av de grove fraksjonene. Høyest utlekkingsandel for PAH, BTEX, olje og bromerte flammehemmere er funnet i prøvene fra fragmentering av biler. Utlekkingsverdiene viser at ingen av de seks lettfraksjonene tilfredsstiller grenseverdiene for utlekkingspotensial gitt for deponi for inert avfall i deponiregelverket. Metallene kobber, nikkel, bly og sink overskrider verdiene i deponiregelverket for alle lettfraksjonene. For de grove lettfraksjonene overskrides verdiene for hele 7 metaller (kadmium, krom, kobber, kvikksølv, nikkel, bly og sink). Undersøkelser, vurderinger og oppsummering av bransjen (Norsas 12.11.2008) Det foreligger en rekke analyser av fluffen, som viser at sams fluff har en høy brennverdi. Analyser av grovfraksjonen (>12-20mm) viser at den overveiende andelen av organisk materiale skyldes kunststoffer som plast, gummi, tekstiler etc. og dermed er å anse som tungt nedbrytbart. Undersøkelser av finfraksjonen (< 12-20mm) viser at innholdet av organisk materiale er vesentlige lavere i denne fraksjonen enn i grovfraksjonen. Ut fra sammensetningen på råvarer inn, analyser av grovfraksjonen og enkelte undersøkelser av finfraksjonen, kan det imidlertid forventes at det meste av det organiske innholdet i finfraksjonen også er tungt nedbrytbart. Ettersom finfraksjonen har lav brennverdi og et høyt askeinnhold, og dermed er lite egnet å levere til forbrenning, foreslår rapporten at denne fraksjonen fortsatt kan gå til deponi. Mange analyser viser et høyt innhold av metaller. På bakgrunn av ulike sorteringsanalyser og en nærmere drøfting av mulig innhold av ulike metallforbindelser, mener rapporten å kunne konkludere med at de målte metallverdier i hovedsak skyldes et høyt innhold av rene metaller/metalllegeringer. Fluffen er dermed ikke å anse som farlig avfall av denne grunn. Analyser av materialet viser også til dels høye verdier av mineralolje. Flere undersøkelser dokumenterer at de analysemetoder som finnes, ikke er egnet til å bestemme mineraloljeinnhold i fluffen. Dette skyldes at det blir ekstrahert forbindelser fra polymerer i fluff som det ikke er mulig å skille fra andre mineraloljeforbindelser ved tolkning av analysene. En vurdering av hvilke råvarer som går til shredder og teoretisk innhold av mineralolje i disse, samt en vurdering av økotoksisitet på materialet, tilsier imidlertid at oljeinnholdet er under den grenseverdien som skulle gjøre fluffen til farlig avfall. Innholdet av andre miljøgifter som bl. a. PCB, bromerte flammehemmere, og flere andre forbindelser som omfattes av listen over prioriterte miljøgifter, er undersøkt. Ingen av disse foreligger i et slikt omfang at det innebærer at fluffen må klassifiseres som farlig avfall. Som en oppsummering av de mange analyser som er foretatt av fluff fra norske shredderanlegg og vurderinger av denne fraksjonen i andre land, mener bransjen også denne gangen at det kan konkluderes med at fluff er å anse som ikke-farlig avfall. Side 23 av 30

Avfallsdisponering Det foreligger ingen sammenstilling av hvordan lettfraksjoner fra de ulike anleggene I Norge disponeres. Det er antatt at en stor del av lettfraksjonen blir levert til deponier for ordinært avfall. Det er ikke kjent hvorvidt noen norske avfallsforbrenningsanlegg mottar denne type avfall til forbrenning. Problembeskrivelse, risikovurdering Deponering Dersom lettfraksjonen legges på deponier for ordinært avfall medfører det at deponiene tilføres miljøgifter og organiske stoffer. Sammenlignet med annet ordinært avfall som kan deponeres på denne type deponier, antas det at lettfraksjonen normalt vil være en av de avfallstypene som har det høyeste innholdet av miljøgifter. Det er påvist at en liten andel av disse miljøgiftene kan lekke ut av avfallet i deponiet, jfr. utførte utlekkingstester. For å hindre spredning av disse stoffene ut av deponiet, må anleggene gjennomføre rensing av sigevannet. For å sikre tilstrekkelig rensing av et bredt spekter av miljøgifter kreves normalt relativt avansert og kostbar rensing i egne renseanlegg. Tilførselen av organiske stoffer til deponiene fra lettfraksjoner vil variere avhengig av opprinnelse og sortering. Det er fra bransjen angitt at en andel av det påviste innholdet av organisk materiale i lettfraksjonen har sin opprinnelse i tyngre nedbrytbare materialer som plast, gummi og liknende. Det er usikkert om innholdet av andre organiske stoffer i noen av de aktuelle lettfraksjonene er såpass stort at dette kan gi et ikke ubetydelig bidrag til dannelse av deponigass og andre nedbrytingsprosesser. Generelt kan det sies at deponering av lettfraksjonen fra metallfragmentering kan gi negative konsekvenser for det enkelte deponiet. Om dette er en realitet må normalt undersøkes spesifikt i hvert tilfelle avhengig av innholdet og egenskapene til lettfraksjonen og av forholdene ved hvert enkelt deponi. Forbrenning Forbrenning av lettfraksjonen i ovner beregnet for ordinært/kommunalt avfall vil normalt kreve at det foretas en innblanding av lettfraksjonen i det vanlige avfallet før forbrenning. Årsaken til dette er at lettfraksjonen har andre egenskaper enn det avfallet ovnen er konstruert og innstilt for (fuktinnhold, brennverdi, struktur og lignende). Forbrenning av lettfraksjonen medfører normalt at de organiske miljøgiftene destrueres, mens tungmetallene i hovedsak vil fanges opp i bunnasken eller i flygeasken. Dette kan medføre at bunnasken får et høyere innhold av tungmetaller enn tidligere. Ved lav innblanding antas det at bunnaskens innhold av metaller likevel vil være under grensen for farlig avfall. Forslag: Tiltak for å hindre miljøgiftsproblemer fra lettfraksjoner bør gjennomføres før avfallet skal kvernes/fragmenteres i et tradisjonelt shredderanlegg. Dette omfatter både tiltak for å redusere innholdet av miljøgifter i produktene (miljøsanering) og tiltak for optimal sanering av produkter før de behandles ved fragmenteringsanleggene. Dette er et middels kostbart tiltak, men det påfører bransjen kostnader. Vurdering av disse kostnadene opp mot de samfunnsmessige gevinstene av å unngå spredning av miljøgiftene krever ytterligere arbeid. Neste tiltak etter dette vil være å optimalisere fragmenteringsprosessen i anlegget og optimalisere oppredningen av lettfraksjonen etter at denne er skilt ut. Målsetningen med dette kan være å fremstille lettfraksjoner med best mulig egenskaper i forhold til aktuell sluttdisponering. Vi antar at mulighetene for dette tiltaket vil variere for de ulike anleggene, og vi kan ikke Side 24 av 30

på vårt grunnlag i foreliggende arbeid vurdere de kostnadsmessige konsekvensene av dette. Etter dette vil tiltak ved selve sluttdisponeringsanlegget være aktuelle. Eksempler på tiltak kan være å sikre optimal innblanding med øvrig avfall på et avfallsforbrenningsanlegg, eller optimalisering av deponeringsforhold som plassering i deponiet/deponicellene, komprimering, tildekking og lignende. Vi antar at dette er et rimelig tiltak. Dersom det foreligger lite erfaringer/dokumentasjon fra forbrenning av lettfraksjonen i norske avfallsforbrenningsanlegg, bør undersøkelser og forsøk med dette vurderes gjennomført. Det antas samtidig at det foreligger en del erfaring med deponering av lettfraksjoner, men at det også på deponiene kan være et behov for å dokumentere effektene bedre. Kostnadene for gjennomføring av fullskala forsøk er avhengig av omfanget, og bør evt. fastlegges gjennom et konkretisert prosjektprogram, som vi regner med kan utarbeides innenfor en ramme på ca. 50 000 kr. I siste instans vil bedre oppfølging og tilsyn både av de som håndterer avfallet før fragmentering, av de anlegg som foretar fragmentering og til sist av de anlegg som utfører sluttdisponeringen sikre at utilsiktet spredning av miljøgifter ikke inntreffer. Dette kan også omfatte endringer eller justeringer av de ulike anleggenes tillatelse. Dette er et rimelig tiltak fra myndighetenes side. Muligheten for å endre regelverket anses i utgangspunktet som et mindre aktuelt tiltak, bl. a. fordi regelverket er basert på et felles EU-regelverk. Side 25 av 30