Landfill Mining: Prospecting metal in Gärstad landfill

Ariana Tanha

Daniel Zarate

Division of Environmental Technology and Management

Master Thesis

Department of Management and Engineering

LIU-IEI-TEK-A- -12/01454- -SE

2  

   

3  

 

Landfill Mining: Prospecting metal in Gärstad landfill

Master Thesis in Landfill Mining

Department of Management and Engineering

Division of Environmental Technology and Management

Linköping University

by

Ariana Tanha

Daniel Zarate

LIU-IEI-TEK-A- -12/01454- -SE

Supervisors: NILS JOHANSSON

IEI, Linköping University

MAGNUS HAMMAR

Tekniska Verken i Linköping

Examiner: JOAKIM KROOK

IEI, Linköping University

Linköping, 19 September, 2012

4  

Linköping University Electronic Press 

Upphovsrätt 

Detta dokument hålls tillgängligt på Internet – eller dess framtida ersättare – från publiceringsdatum 

under förutsättning att inga extraordinära omständigheter uppstår. 

Tillgång till dokumentet  innebär tillstånd för var och en att  läsa,  ladda ner, skriva ut enstaka kopior 

för enskilt bruk och att Accesseda det oförändrat för ickekommersiell forskning och för undervisning. 

Överföring  av  upphovsrätten  vid  en  senare  tidpunkt  kan  inte  upphäva  detta  tillstånd.  All  annan 

Accessedning  av  dokumentet  kräver  upphovsmannens  medgivande.  För  att  garantera  äktheten, 

säkerheten och tillgängligheten finns lösningar av teknisk och administrativ art. 

Upphovsmannens  ideella rätt  innefattar rätt att bli nämnd som upphovsman  i den omfattning som 

god  sed  kräver  vid  Accessedning  av  dokumentet  på  ovan  beskrivna  sätt  samt  skydd  mot  att 

dokumentet ändras eller presenteras i sådan form eller i sådant sammanhang som är kränkande för 

upphovsmannens litterära eller konstnärliga anseende eller egenart. 

För  ytterligare  information  om  Linköping  University  Electronic  Press  se  förlagets  hemsida 

http://www.ep.liu.se/ 

Copyright 

The publishers will keep this document online on the Internet – or its possible replacement –from the 

date of publication barring exceptional circumstances. 

The  online  availability  of  the  document  implies  permanent  permission  for  anyone  to  read,  to 

download,  or  to  print  out  single  copies  for  his/hers  own  use  and  to  use  it  unchanged  for  non‐

commercial research and educational purpose. Subsequent transfers of copyright cannot revoke this 

permission. All other uses of the document are conditional upon the consent of the copyright owner. 

The publisher has taken  technical and administrative measures  to assure authenticity, security and 

accessibility. 

According to intellectual property law the author has the right to be mentioned when his/her work is 

accessed as described above and to be protected against infringement. 

For  additional  information  about  the  Linköping University  Electronic  Press  and  its  procedures  for 

publication  and  for  assurance  of  document  integrity,  please  refer  to  its  www  home  page: 

http://www.ep.liu.se/ 

© Ariana Tanha, Daniel Zarate. 

   

5  

 

6  

AbstractAll  processes  in  society  produce waste.  In  nature,  the waste  is  normally  used  as  a  resource  for 

another process, but in human societies waste is often discarded. These discarded materials end up 

in places for depositing waste known as landfills. The increase in population, and humans’ tendency 

to  improve  their quality of  life, has  led  to an  increase  in  consumption of material. More material 

consumption means generating more waste, and more waste means bigger  landfills. The  increasing 

size of landfills has brought some other issues, such as increased land use and higher environmental 

impact. However in these landfills a lot of valuable materials are discarded and the concept of landfill 

mining (LFM) has been proposed in order to solve these issues and use landfills as a possible source 

of materials.  Landfill mining  is  not  yet  a  common  practice,  and  the  first  barrier  for  this  is  the 

uncertainty of the amount and value of materials within landfills. 

The purpose of  this  study  is  to prospect  the amount of metals  in one  specific  landfill,  in  this case 

Gärstad landfill in Linköping, Sweden.  This is a first step to show the feasibility of landfill mining as an 

alternative way of extracting materials. The study  is  limited only to metals because they are one of 

the most important resources in today’s society. 

The theoretical background of the study  is based on material flow analysis (MFA). Two approaches 

are  used  to  study  the materials  in  the  landfill.  The  first  is  top‐down which  studies  the  flows  of 

materials and the second is bottom‐up which studies the stocks of material in the landfill. Based on 

these approaches the method was developed. First  the system boundaries  in  time and space were 

defined. Then the amount of waste in landfill was estimated from the two mentioned approaches. In 

the end the metal content of the waste was estimated. Some criteria are also defined to compare the 

accessibility of the metals in the landfill.  

The results of this study show that there is a considerable amount of metals in the landfill, and that 

ash  deposits  resulting  from  incineration  are  the  most  interesting  source  of  metals;  with  iron, 

aluminium, copper and zinc being  the most abundant. The results are presented by  type of waste, 

area of the landfill and accessibility in order to identify the hotspots. 

Later  it  is  discussed  that  the method  is  cheap  and  fast but  highly depends on previous data  and 

available information. Also the metal content of the landfill is compared with natural ores. In the end 

the metal content of the landfill is evaluated and estimated to be around 3 billion SEK. It shows that 

aluminium, titanium and copper have the highest value money wise.  

As conclusion it was shown material flow analysis is a valid way to prospect landfills. But further cost‐

benefit  analysis  must  be  carried  out  to  determine  if  landfill  mining  is  justifiable.  Also  some 

recommendations are proposed to Tekniska Verken in order to facilitate future studies. The first is to 

develop a  systematic way  for  landfilling different kind of waste and document  them. Second  is  to 

include metals which have economic potential in the regular sampling from landfill. 

 

Keywords

waste, landfill, landfill mining, material flow analysis, metals, metal stocks, ashes. 

   

7  

    

8  

AcknowledgementsWe would  like  to  thank Nisse, our supervisor, who despite of being on parental  leave met with us regularly  to provide guidance and  feedback, and his  son Mio, who brought  joy  to our  supervisory meetings.   We would  like  to  thank Magnus Hammar  from  Tekniska Verken, our  contact person, who  always provided us with necessary data,  information and amusing comment  in his emails, even though he was very busy at work.   We would  like  to  thank  Joakim Krook, our examiner,  for his guidance and help during writing  the thesis.  Finally we would like to thank all the people who in some way or another where involved and helped in this process.  Linköping, September, 2012 Ariana Tanha Daniel Zarate   

 

 

9  

TableofContents1  Introduction ................................................................................................................................... 15 

1.1  Aim ........................................................................................................................................ 15 

1.2  Limitation ............................................................................................................................... 16 

1.3  Background ............................................................................................................................ 16 

2  Theoretical Framework ................................................................................................................. 19 

2.1  Industrial Ecology .................................................................................................................. 19 

2.2  Landfill Mining ....................................................................................................................... 20 

2.3  MFA (Material Flow Analysis) ................................................................................................ 21 

3  Method .......................................................................................................................................... 23 

3.1  Assumptions .......................................................................................................................... 25 

4  Collected Data and Estimations .................................................................................................... 27 

4.1  Gärstad Landfill History ......................................................................................................... 28 

4.1.1  The old Incinerator ........................................................................................................ 28 

4.1.2  KV1 ................................................................................................................................. 28 

4.1.3  Gärstad Verket ............................................................................................................... 28 

4.1.4  FUDD .............................................................................................................................. 29 

4.1.5  Landfill Tax ..................................................................................................................... 29 

4.2  Flows and stocks of waste ..................................................................................................... 29 

4.2.1  Estimation of flows between 1974‐1990 and outflows ................................................ 32 

4.2.2  Waste flow history......................................................................................................... 33 

4.3  Concentrations ...................................................................................................................... 33 

4.3.1  Ashes ............................................................................................................................. 33 

4.3.2  Construction and demolition waste .............................................................................. 35 

4.3.3  Me‐OH Sludge................................................................................................................ 36 

4.3.4  Household Waste .......................................................................................................... 36 

4.3.5  Mixed Waste .................................................................................................................. 37 

4.3.6  Others ............................................................................................................................ 37 

4.4  Accessibility Criteria .............................................................................................................. 37 

5  Results ........................................................................................................................................... 39 

5.1  Scrap metal ............................................................................................................................ 40 

5.2  Metal content in ashes .......................................................................................................... 40 

5.3  Metal content in C&D waste ................................................................................................. 41 

5.4  Metal content in Metal hydroxide sludge ............................................................................. 42 

10  

5.5  Metal Content in Household Waste ...................................................................................... 42 

5.6  Metal Content by Areas ......................................................................................................... 43 

5.7  Accessibility and Hotspots ..................................................................................................... 44 

6  Discussion ...................................................................................................................................... 47 

6.1  Method .................................................................................................................................. 47 

6.2  Data ....................................................................................................................................... 47 

6.3  Comparing concentrations with mining ................................................................................ 48 

6.4  Comparing LFM with modern mining .................................................................................... 48 

6.5  Value ...................................................................................................................................... 50 

6.6  National Numbers ................................................................................................................. 50 

6.6.1  Gärstad landfill as a source of material ......................................................................... 51 

7  Conclusion ..................................................................................................................................... 53 

7.1  Recommendations for the company ..................................................................................... 53 

8  Bibliography ................................................................................................................................... 55 

Appendix A: Inflows of the landfill per year .......................................................................................... 59 

Appendix B: Metal amounts in different types of ash .......................................................................... 65 

11  

ListofFiguresFigure 1: Location of Gärstad landfill, 3 Km northeast of Linköping, Sweden. ..................................... 18 

Figure 2: The life cycle of a product; the disposal stage includes all the material inside a landfill. ..... 19 

Figure 3: Closing the loop; instead of disposing of material, they are reinserted into the life cycle. 

Own illustration based on Frosch & Gallopoulos (1989) ....................................................................... 19 

Figure 4: Diagram of the two methods used in the study. The left one was used for estimating 

amounts of landfilled waste and metal and the right for verifying the amount of waste and allocating 

the metal. .............................................................................................................................................. 24 

Figure 5: The different areas of Gärstad landfill, each area used for different purposes, except for E 

which is a lake........................................................................................................................................ 27 

Figure 6: Ashes in all forms (BA, FA and sludge) sent from each power plant for landfilling in Gärstad. 

The old incinerator was decommissioned in 1980 and thus no more ash was sent from there. Own 

illustration, based on data from all Gärstad landfill environmental reports and county administration 

permissions. .......................................................................................................................................... 29 

Figure 7: Schematic view of the waste flows to and from the landfill (the oval shape) currently. The 

two circles are power plants that send their incineration residue to landfill which makes up around 

85% of the total incoming waste. .......................................................................................................... 31 

Figure 8: The landfilled amount of main types of wastes since landfill started operating, 1974 until 

now, 2011. ............................................................................................................................................. 33 

Figure 9: Estimated amount of landfilled metals in all forms calculated from flows of waste. ............ 39 

Figure 10: Estimated amount of different metals in all types of landfilled ash. ................................... 41 

ListofTablesTable 1: generated and treated waste in Sweden in years 2004, 2006 and 2008 (dry weight) 

(Naturvårdverket, 2012). The landfilled mining waste is the landfilled waste generated from the 

mining industry and should not be confused with LFM. ....................................................................... 17 

Table 2: Usage description of the landfill areas. ................................................................................... 27 

Table 3: All identified waste flows of Gärstad; from which the interesting waste flows were selected 

for calculating metal amount in the landfill .......................................................................................... 30 

Table 4: Area, volume and waste content of each area until 2009 (Hammar, 2012). .......................... 32 

Table 5: Identified outflows of ash from Gärstad landfill. .................................................................... 33 

Table 6: Estimated metal concentrations in bottom ash generated from different fuels (waste, coal 

and wood). ............................................................................................................................................ 34 

Table 7: Estimated metal concentrations in fly ash, generated from different fuels; and for wood from 

different filters. ..................................................................................................................................... 34 

Table 8: Conversion factor used to obtain the amount of metals from their oxide form. ................... 35 

Table 9: Estimated metal concentrations in C&D waste based on (Boverket, 1998). .......................... 35 

Table 10: Concentrations of metal in me‐OH sludge from different studies (weight %). ..................... 36 

Table 11: Estimated metal concentrations in household waste ........................................................... 36 

Table 12: Accessibility criteria applied to different areas of the landfill. .............................................. 38 

Table 13: Estimated total amount of waste based on flows approach; and estimated amount of 

landfilled metals in all forms calculated from flows of waste and its ratio compared to total amount 

of waste. ................................................................................................................................................ 39 

12  

Table 14: Estimated total amount of waste based on volume approach; and estimated amount of 

metals using the rate from the flows approach. ................................................................................... 40 

Table 15: Estimated total amount of scrap metal in the landfill, and its rate compared to the total 

amount of waste. .................................................................................................................................. 40 

Table 16:  Estimated total amount of landfilled ash and the estimated amount of metals within. ..... 40 

Table 17 : Iron and Aluminium in scrap form in bottom ash from waste incineration. ........................ 41 

Table 18: Total amount of landfilled C&D waste and the estimated amount of metals within. .......... 42 

Table 19: Total amount of me‐OH waste and the estimated amount of metals within. ...................... 42 

Table 20: Total amount of Household waste and the estimated amount of metals within. ................ 43 

Table 21: Estimated amount of metals in A0 ........................................................................................ 43 

Table 22: Estimated amount of metals in A1, underground ................................................................. 43 

Table 23: Estimated amount of metals in A1, above ground ................................................................ 43 

Table 24: Estimated amount of metals in A2, underground ................................................................. 43 

Table 25: Estimated amount of metals in A2 aboveground .................................................................. 44 

Table 26: Estimated amount of metals in FUDD cell ............................................................................. 44 

Table 27: Estimated amount of metals in B .......................................................................................... 44 

Table 28: Estimated amount of metals in C .......................................................................................... 44 

Table 29: Estimated amount of metals in D .......................................................................................... 44 

Table 30: Estimated amount of metals in F ........................................................................................... 44 

Table 31: Estimated amount of metals in me‐OH cell........................................................................... 44 

Table 32: Concentration of different metals in ores compared to those in ashes. .............................. 48 

Table 33: Concentrations of metals in ores compared to those in the landfill. .................................... 48 

Table 34: Estimated economic value of some metals in the landfill. .................................................... 50 

Table 35: Deposited ashes in Sweden compared to those in Gärstad and the ratio between them. .. 50 

Table 36: Total amount of metal in landfilled bottom ash in Sweden; then downscaled to Gärstad 

landfill and compared with results of this study. All units are in tonne. .............................................. 51 

Table 37: Domestic material consumption of some metals in Sweden downscaled to Östergötland 

and compared with landfilled amount of metals in Gärstad landfill. ................................................... 51 

13  

TermsAnthropogenic stocks: Refers to the material  in the technosphere that already has been extracted, 

processed, used, or discarded. 

Ash: Is the non‐combustible residues of an incineration process. 

Bottom Ash: Is the ash which is taken out from the bottom of an incinerator after burning the fuel.  

Flue  gas: Is  the gas emitted  to  the  atmosphere  from  an  incineration  process; which  usually  goes 

through a smokestack.  

Fly ash: Is the ash that follows the flue gas. 

Metal‐Hydroxide:  Is any metal element which has formed a compound with hydroxide anion (OH‐), 

and thus shown with Me‐OH. 

Metal‐Oxide: Is any metal element which has formed a chemical compound with oxygen anion (0‐‐). 

Mixed Waste: Mixed waste is a mixture of household, industrial, ash and all other waste which used 

to be landfilled.  

Natural  Stock: Refers  to  the material  available  in natural  sources  (e.g. ores), where  the  elements 

have been gathered through geological processes.  

Sludge: Refers to the fluid residue from cleaning flue gas and bottom ash with water. 

Wastes: “are substances or objects which are disposed of or are  intended to be disposed of or are 

required to be disposed of by the provisions of national law” (EIONET, 2009). 

 

14  

AbbreviationBA: Bottom Ash  

CHP: Combined Heat and Power 

CY: Cyclone Filter 

C&D: Construction and Demolition 

EL: Electrostatic Filter 

EPA: Environmental Protection Agency 

FA: Fly Ash 

FUDD: Funktionsanpassad Deponidesign [Landfill designed for specific function]

KV: Kraftvärmeverket [CHP Plant] 

LFM: Landfill Mining 

Me‐OH: Metal Hydroxide  

MSW: Municipal Solid Waste 

MSWI: Municipal Solid Waste Incinerator 

WEEE: Waste from Electrical and Electronic Equipment 

NumbersystemComma (,) is used as decimal separator and space ( ) is used as thousands separator. All the units are 

based on the International System of Units (SI). 

   

15  

1 IntroductionAll  processes  in  society  produce waste.  In  nature,  the waste  is  normally  used  as  a  resource  for 

another process, but in human societies waste is often discarded. These discarded materials end up 

in places for depositing waste known as landfills. The increase in population, and humans’ tendency 

to  improve  their quality of  life, has  led  to an  increase  in  consumption of material. More material 

consumption means generating more waste, and more waste means bigger landfills.  

This  thesis  focuses on  the valuable materials  that are deposited  in  landfills.  Since  landfills are  the 

most common way  for waste disposal and exist all over  the world  (UNSD, 2011)  . The  landfills are 

becoming  bigger,  and  represent  different  threats  to  society  and  the  environment;  for  example 

numerous hazardous substances reside inside them which can pollute the water and the land (Baas, 

et al., 2011). 

 In  order  to  tackle  the waste  problem,  The  EU  Commission  on  environment  has  defined  a waste 

hierarchy which sets priority on how the waste should be treated. From the highest priority to the 

lowest  they  are:  prevention,  re‐use,  recycling,  recovery  and  disposal  (EU,  2008).  Based  on  this 

definition, landfilling falls under the disposal step. Disposal of waste has the lowest priority and thus 

needs  to be  avoided as much as possible. A  solution  to  this problem  could be  the emerging  LFM 

(Landfill Mining) concept, which makes it possible to shift landfill from a disposal stage to a recycling 

or recovery stage. LFM means recovering the landfilled waste, and use the buried material for other 

purposes. There are many barriers for doing so, including economical, technical, legal, and health and 

safety (Baas, et al., 2011).  

Just  like a normal mining project, before you can extract material from a  landfill you need to know 

what resides  inside  it and what kind of waste has been deposited; thus  it could be argued that the 

first barrier is prospecting. After searching for other studies about waste composition inside landfills, 

we  found out  that most of  them  focus on  the environmental  impact of heavy metals and  leachate 

(Cossu, et al., 1995; Rettenberger, 1995). A few pilot studies (Hogland, 2002; Hogland, et al., 2004) 

which prospect landfills in Sweden classify metals as a single category without any more details. This 

can also be seen in the review made by Krook et al (2012) where no papers about prospecting metals 

in  landfills were  identified.  Previous  research  (Cossu,  et  al.,  1995; Hogland,  2002)  shows  that  the 

waste  composition  of  landfills  has  large  variations  in  physical  and  chemical  characteristics.  This 

makes  the  estimation  of  the  content  and  thus  determination  of  valuable  resources  or  hazardous 

substances difficult.  

Hence prospecting  is  a  key  challenge.  Earlier  studies have used  sampling method  for prospecting 

(Hogland, et al., 2004) which is expensive, time consuming and reflects only a fraction of the landfill 

and  thus  leads  to an  isolated understanding.  In  this study we will use another method called MFA 

(Material Flow Analysis) which maps all  the waste  that has entered and  left  the  landfilled  through 

time. By  this means, we will be able  to give a better picture of  landfill and  its  content. The main 

objective of this thesis is to prospect for metals, not because of its environmental impacts but for its 

economic value; so it is intended to serve as a base for future feasibility studies. 

1.1 AimThe main  goal  of  the  project  is  to  prospect Gärstad  landfill.  Thereby  the  occurrence  of  different 

metals will be estimated, their location and distribution will be shown and the accessibility of these 

16  

metal  stocks will be assessed. The  secondary goal  is  to develop a generic method  for prospecting 

landfills. The research questions that we try to answer are as follows: 

1. How much different metals have been landfilled in Gärstad landfill over time? 

2. Where is the metal located? 

3. In what forms are the metal found? 

4. What  are  the  advantages  and  disadvantages  of MFA  compared  to  direct measurements 

when applied to prospecting landfills? 

1.2 LimitationIn  this  study we  included  the metals  that we  could  find data  for.  For  this decade more data was 

available, and twenty different kinds of metals were included: (Iron (Fe), Aluminium (Al), Arsenic (As), 

Boron  (B),  Barium  (Ba),  Cadmium  (Cd),  Cobalt  (Co),  Chromium  (Cr),  Copper  (Cu), Mercury  (Hg), 

Manganese (Mn), Molybdenum (Mo), Nickel (Ni), Lead (Pb), Antimony (Sb), Selenium (Se), Tin (Sn), 

Titanium (Ti), Vanadium (V), and Zinc (Zn)). For previous decades, where data couldn’t be found, we 

limited the metal types to ferrous and non‐ferrous. Also the study only considers the metals within 

the underground and above ground waste  in Gärstad  landfill area. None of  the  structures  such as 

office buildings, processing facilities and transportation equipment are  included  in the prospecting. 

Also temporary flammable waste deposits which are stored for a short time are not  included  in the 

calculations, since they will be eventually used as fuel for the  incinerators, and thus converted  into 

ash  in the future.   Temporary non‐flammable waste will be considered as  landfill by  law only  if  it  is 

stored more than 3 years (Hammar, 2012), and the same concept was applied in the calculations.  

1.3 BackgroundSweden’s waste management history starts  in 1969 when  the Environment Protection Act came  in 

force  and  put  new  environmental  obligations  on  waste  treatment  facilities.  In  the  1970s,  the 

government emphasized  that waste has  to be  seen as a  resource.  In  the 1980s,  the phase‐out or 

substitution of hazardous substances started.  In 1992 the concept of “producer responsibility” was 

introduced which obliged certain producers  to collect and dispose  their products after being used. 

After Sweden  joined EU  in 1995,  the waste management got greatly  influenced by EU policies and 

regulatory frameworks like the Framework Directive on Waste, the Landfill Directive, and the Waste 

Incineration  Directive.  In  1997  the  landfill  bans  were  imposed  which  prohibited  landfilling  of 

flammable and organic waste;  later  in 2000,  tax on  landfilled waste  started. These  steps  in waste 

management go on to this date (Swedish Environmental Protection Agency, 2005).  

In 2008 about 98 million tonne of waste was generated in Sweden. Out of this, more than 70 million 

tonnes (72%) of waste was generated by the mining industry. Household waste was about 5 million 

tonnes  (5%) and  the  rest belongs  to other  sectors.  In  table 1,  the generated and  treated waste  in 

Sweden  in  years  2004,  2006,  and  2008  can  be  seen.  It  is  important  to  consider  that  the  figures 

represent  the  dry weight  (without water)  of waste;  thus  the mining  industry waste  becomes  59 

million tonnes instead of 70 million tonnes.  

 

 

 

17  

Table 1: generated and treated waste in Sweden in years 2004, 2006 and 2008 (dry weight) (Naturvårdverket, 2012). The landfilled mining waste is the landfilled waste generated from the mining industry and should not be confused with LFM.  

kton hazardous waste  non‐hazardous waste 

2004 2006  2008  2004  2006  2008 

household waste  373  489  349  4 459  4 643  4 044 

industrial waste  981  2 288 1 715 113 482 116 093 80 061

mining industry waste  58 400  61 800  58 699

recycled waste  292  339  108  17 544  26 059  2 853 

incinerated waste  382  312  187  10 773  18 598  8 311 

landfilled waste  494  378  384  3 937  3 765  3 837 

landfilled mining waste 58 400  61 800  58 699

 

Currently  the  Swedish waste management  system  tries  to  achieve maximum  environmental  and 

social benefits  from the waste. This has been possible through the cooperation of different actors, 

business, municipality and people. The producers are responsible for some products  in their end of 

life  stage,  municipalities  are  responsible  for  household  waste  and  people  are  responsible  for 

separating their waste. Actually as of 2011, 99% of the household waste was recycled for energy or 

material (Avfall Sverige, 2011).  

The  most  important  methods  for  waste  treatment  in  Sweden  include  material  recycling  for 

packaging, paper, scrap, and WEEE (Waste Electrical and Electronic Equipment), biological treatment 

through digestion or composting of green and food (organic) waste, waste‐to‐energy of combustible 

waste (household), and finally landfilling for waste that cannot be recycled (Avfall Sverige, 2011).  

Since this study is about landfills, we chose Tekniska Verken i Linköping AB (publ), a company which 

itself belongs  to  Linköping Municipality. This  company  is  involved  in different areas  like electricity 

production, district heating, water and sewage treatment, waste treatment and biogas. The company 

also owns the Gärstad Landfill where waste is deposited. The Gärstad landfill falls under the energy 

division in the company (Tekniska Verken i Linköping AB (publ), 2010). 

Currently  the Landfill  receives all kinds of waste  from more  than 30 municipalities  in Östergötland 

County. Household waste  and  other  flammable waste  are  incinerated  for  energy  recovery. Other 

waste like C&D is deposited and some other like WEEE is sent to other facilities for treatment.   

Gärstad landfill is located about 3 Km northeast of Linköping, Sweden. The map of the facility can be 

seen in figure 1.  

18  

 Figure 1: Location of Gärstad landfill, 3 Km northeast of Linköping, Sweden. 

 

19  

2 TheoreticalFrameworkAll  products  that we  use  are made  out  of  different materials  like metals,  plastics  and  etc.  These 

materials are extracted from different sources that  lay in the rigid outer part of the earth known as 

lithosphere. After being processed  into different products  they enter  the anthroposphere, which  is 

the  regions of  the  surface of earth affected by humans,  like  cities and villages. Then  the products 

start to be used  in everyday applications. Materials  inside different products that are  in  this phase 

are known as “stock  in use”. Then the product  is thrown away after being used.   The  life cycle of a 

product can be seen in figure 2. 

 

Figure 2: The life cycle of a product; the disposal stage includes all the material inside a landfill. 

2.1 IndustrialEcologyWith  the  raise  in awareness of environmental and economic  issues  such as mineral depletion and 

scarcity of mineral  resources,  it has been proposed  (Frosch & Gallopoulos, 1989)  that  the material 

life cycle should be a closed loop, meaning that all the material that goes to waste should be reused 

or  recycled,  and  that material  in  stock which  is  no  longer  used  but  not  thrown  away  should  be 

recovered to replace natural sources. For this purposes all the waste that normally goes to disposal 

should be instead send to one of the previous phases. It is even suggested that all the material that 

has been deposited already in the landfill should be extracted and reinserted into the cycle as shown 

in figure 3 (Frosch & Gallopoulos, 1989). 

 

Figure 3: Closing the loop; instead of disposing of material, they are reinserted into the life cycle. Own illustration based on Frosch & Gallopoulos (1989) 

The concept of closing the cycle is, however, much more complex to achieve in practice; because the 

different  phases  of  one  product  are  not  independent  from  other  products  or materials, meaning 

each life cycle stage of a product may interact with a life cycle stage of another product or material 

Material Extraction

Manufacture Distribution Usage Disposal

Material Extraction/ Recovery

Manufacture

DistributionUsage

Disposal / Recolection

20  

and the efficiency of these interactions will determine the amount of waste of the whole system. To 

optimize these interactions it is necessary to have a system approach in which the industry emulates 

the natural processes to maximize the efficiency of energy and resources use and to minimize waste. 

This  concept  was  first  introduced  by  Frosch  and  Gallopoulos  (1989)  and  is  known  as  Industrial 

Ecology. 

To minimize  the waste  it  is necessary  that different  industries  interact with each other  in  the way 

that the waste of one process can be used as raw materials for another. The practice of this industrial 

symbiosis leads to reduced needs for extraction of virgin materials, reduced costs for companies, and 

less discarded waste. The success of this approach depends on the correlation between government, 

manufacturers and  consumers; normally  the  interactions between  industries appear naturally, but 

then the challenge appears when the materials leave the industrial level and are scattered in the rest 

of  the society, and  the recollection and recovery processes become much harder. Here  the role of 

governments and consumers gains importance as it is their duty to facilitate the ways in which waste 

is treated and where the materials will reach their end of life (Frosch & Gallopoulos, 1989).   

When materials  reach  their  end of  life  stage,  two  things  can happen:  either  they  persist without 

being used or they are discarded  in the form of waste. The first case  is called material hibernation, 

where  a  material  stays  in  the  anthroposphere  for  years  without  being  collected  by  any  waste 

management process (UNEP, 2010). In the latter case, where materials are thrown away, they can be 

managed in several ways in order to return to the material cycle, but when it is not possible, they are 

discarded and generally end up in landfills. 

2.2 LandfillMiningOne of  the biggest challenges  for  industrial ecology  is how  to deal with  these growing hibernating 

stocks  in  the anthroposphere, and  is has been suggested  (UNEP, 2010)  that mining  them can be a 

solution to reintroduce material into the cycle and as a replacement for natural resource extraction.  

The process of extracting these materials and bring them back  in the material cycle  is called urban 

mining  (UNEP, 2011). And more  specifically  if  the  extraction  comes  from  a  landfill  the  associated 

term  is  landfill mining. Landfill mining  is defined by Krook et al  (2011) as “a process  for extracting 

minerals or other solid natural resources from waste materials that previously have been disposed of 

by burying them in the ground”.  

According to previous studies (Hogland, 2002; Krook, et al., 2011), there are many additional benefits 

from  landfill  mining,  which  includes:  conservation  of  landfill  space,  reduction  of  landfill  area, 

expanding  landfill  lifetime,  prevention  and  remediation  of  pollution  and  other  sources  of 

contamination like leachate1, material and energy recovery, reduction in management system costs, 

site redevelopment, and reclamation of land.  

Landfill mining was  first carried out  in 1953  in order  to obtain  fertilizer  for orchards  (Krook, et al., 

2011). Historically the attempts on landfill mining have been done for land reclamation and recovery 

of the soil, but not for material recovery.  

                                                            1 A liquid material that drains from stockpiled material and contains environmentally harmful substances (wiki).  

21  

2.3 MFA(MaterialFlowAnalysis)One of the tools used in industrial ecology is MFA. It allows the user to quantify the flows or stocks of 

certain material  that  goes  into,  through  and,  out  of  a  system  of  interest.  To make  a MFA  it  is 

necessary  to define a system boundary and a  time scale. The system boundary  is spatial boundary 

that confines a specific area (i.e. a factory, city or county). Defining a system boundary facilitates the 

data collection phase  in a study. The  time scale chosen  is normally one year, because most of  the 

data from governments, organizations and agencies are reported annually.  

After defining the system boundary and time scale, the estimating method  is defined. The standard 

methods for estimating a material stock are the bottom‐up, and top‐down (UNEP, 2010).  

Bottom‐up: in this method the data about the level of stock is collected and used for estimating the 

amount of material stock. This can be shown with the below formula: 

   (1) 

Where   is stock of a material in time t,   is the quantity of good i at time t, and   is the material 

concentration of good  i, and A  is the number of different types of goods.   This method depends on 

the stock data. This approach  is used when there  is not enough  information about the flows of the 

system. 

Top‐down: this method is used when the flows of a material into and out of a system are considered, 

and their cumulative difference shows the stock. This method can be shown as followed: 

  (2) 

Where   is stock of a material in time t,   is the initial time step, T is current time step, and   is the 

stock the material in the initial time step. This method depends on the inflow and outflow data. 

Both methods have their advantages and disadvantages. And then  in the study a mixture of both  is 

used considering the availability of the data. The top‐down method uses the stocks’  flow rate, and 

thus shows the evolution of stock over time; and since  it  is done considering the flows and not the 

actual stock,  it can be seen as a  less accurate method compared to bottom‐up. On the other hand, 

the  bottom‐up method  can  present  a  high  level  of  uncertainty  depending  on  the  quality  of  the 

information about material concentrations, especially if the stock is mixed with other kind of material 

(UNEP, 2010).  

For  the  specific case of metal  stocks above  the ground  (such as  landfills) and because of  the non‐homogeneous characteristics of waste, the methods presented before are not enough and should be use  together with  rough  estimates made  based  on  calculations  of  discard  of  end‐of‐life  products combined with information on the amount of recycled metal used over time (UNEP, 2010). 

 

22  

 

23  

3 MethodIn this study we will use case study as our research method in order to investigate the LFM concept in 

a real  life context which  is the Gärstad  landfill. Since  it  is a case study, generalization of the results 

must be done with care, but  the approach developed during  the  study might be useful  for  similar 

cases. In this case the system boundary is Gärstad landfill, and the time boundary is the time period 

in which the landfill has been operational.  

The calculations are done based on the methods proposed in a UNEP report called “Metals Stocks in 

Society” (UNEP, 2010), In the case of data unavailability, assumptions will be made based on relevant 

data or similar studies.   

In the study the current state of the landfill is described in order to know where the different waste 

goes and where it is landfilled. All the incoming and outgoing flows of different types of waste in the 

landfill are identified, and the amount of different types of waste inside the landfill is determined by 

using these flows.  

To  quantify  the  flows  is  necessary  to  gather  the  information  given  by  Gärstad  Landfill  annual 

environmental  reports, which  cover  the  time  period  between  1990  and  2011.  For  estimating  the 

flows during previous years, assumptions will be done based on environmental permissions given to 

Tekniska Verken by the Swedish EPA (Statens Naturvårdsverket) and other documents collected from 

the Municipality  of  Linköping  (Linköpings  kommun)  and  the Östergötland’s  county  administration 

(Östergötlands Länstyrelssen).  

Equation 3  represents how  the data will be used  to quantify  the amount of  the different  types of 

waste, from the periods from    to    .  

∑   (3) 

All  flow units are given  in  tonne and  the periods are defined depending on  the available data and 

milestones, and are not necessarily equal.  

 In a parallel approach, the amount of waste in the landfill (Sw) is estimated by using the volumes (V) 

of the different areas (z) described for the landfill.  

Sw ∑ ∗   (4) 

The density of the waste (  are taken from results of geotechnical analysis done on Gärstad landfill 

by  the  Swedish  Geotechnical  Institute  (Statens  Geotekniska  Institut).  The  information  about  the 

different areas of  the  landfill  is obtained  from Tekniska Verken annual environmental  reports and 

from interviews and mail communication with the contact person (Magnus Hammar) and other staff 

of Tekniska Verken. 

In order  to estimate  the  total amount of waste based on  the  flows of  the  landfill  (equation 3)  it  is 

required to identify all the flows over time. This approach requires more attention to details through 

the  time  period. When  estimating  the  amount  of waste  based  on  volume  (equation  4),  it  is  only 

required to measure the dimensions of the waste deposits. This approach requires less data and thus 

less  processing  time  compared  to  the  flows  approach.  The  flows  approach  gives  detailed  results 

about  the  composition of waste meanwhile  the volume approach gives detailed  results about  the 

24  

allocation of waste, resulting in a detailed description of the waste in the landfill. The estimated total 

amount  of waste  is  considered  to  be more  precise  by  the  flows  approach  compared  to  volume 

approach, since the latter highly depends on density of waste, which is influenced by several factors 

such as type of waste and the pressure on it. 

Thereafter  the  concentrations of different metals  in  the different  types of waste  are  established. 

Because  of  the  non‐homogeneous  characteristics  of waste,  the  concentrations will  be  estimated 

based on studies performed for the same type of waste. Depending on the amount of the collected 

information, the concentrations will be given in a range obtained from statistical analysis of the data 

using a 95% confidence interval. Since the data about metal concentrations in waste depends on the 

type of waste, the estimated amount of each waste types obtained from the flow approach will be 

used to estimate the total amount of metals on each type of waste (equation 1), and then added up 

to estimate the total amount of metal in the landfill (equation 2). 

By assuming a uniform distribution of waste and metal in the landfill, the rate between the estimated 

total  amount  of  metals  and  the  estimated  total  amount  of  waste  will  be  used  as  the  metal 

concentration in the whole landfill (using equation 1 as a basis). This rate is used as an approximation 

of metal concentration  in mixed waste and also  for estimating  the amount of metals  in area with 

mixed waste. A schematic view of the method can be seen in figure 4. 

Define Boundaries: Gärstad Landfill: 1974-

2011

Identify Inflows and outflows per

year

Exlude insignificant flows

Add all flows for each type of waste

(Eq 3)

Add totals of different types of

waste

Obtain volume of waste in each

area

Identify type of waste in each

area

Determine density of each type of

waste

Determine amount of waste in each

area (Eq 4)

Add the amount of waste in each

areaCompare Results

Determine concentration of metals in each type of waste

Determine amount of each metal per year in each type of waste (Eq 1)

Find the total amount of each

metal in each type of waste (Eq 2)

Calculate the ratio of each metal to total amount of

waste

Find the total amount of each

metal in the landfill

Calculate metal by area

 Figure 4: Diagram of the two methods used in the study. The left one was used for estimating amounts of landfilled 

waste and metal and the right for verifying the amount of waste and allocating the metal. 

25  

Finally, all  the  information obtained will be analysed  to determine  the quantity, distribution,  form 

and accessibility of the metal stocks in the landfill.  

In order  to determine  the accessibility of  the metal  in waste, a  few criteria are defined. Later  the 

criteria are applied to each identified area of the landfill. The first criterion is if there is a construction 

or facility built above the area. It is considered that areas with such characteristic are not accessible 

and  thus  are  not  interesting  for  LFM.  The  second  criterion  is  if  the  area  is  in  use  or  has  it  been 

covered and closed. Since waste located in these areas are supposed to be hard to access physically. 

The third criterion  is the type of waste, which gives an overview of the amount and forms of metal 

within each area, and determines the ease of accessibility and the required technology to extract the 

metal.  

3.1 AssumptionsWhen estimating the amount of flows, volumes and metal concentrations, due to lack of data it was 

necessary  to make  assumptions.  All  the  assumptions  can  be  found  through  chapter  4,  especially 

sections 4.2 and 4.3 where flows and concentrations are shown respectively.  

It  is  important  to make assumptions where  there  is  lack of data  in order  to  show a more precise 

picture of the landfill use; thus the reliability of the results depend on the quality of the assumptions.  

 

 

26  

 

27  

4 CollectedDataandEstimationsGärstad  landfill  is approximately 0,6 km2. It consists of six areas, named from A to F. In these areas 

different activities are done which consist of receiving, treating, recovering, storing, and landfilling of 

waste. In figure 5, a map of the landfill can be seen. 

 

Figure 5: The different areas of Gärstad landfill, each area used for different purposes, except for E which is a lake. 

In  the  past  all  the  areas  (except  E, which  is  not  used) were  used  to  landfill mixed  industrial  and 

household waste, filling existing holes up to ground  level. After that each area has been used for a 

specific  purpose. A  description  of  the  current  use  of  each  area  can  be  seen  in  table  2  (Tekniska 

Verken, 2012): 

Table 2: Usage description of the landfill areas. 

Name  Description of current usage 

A0 Treatment of oil contaminated soil, and temporary storage of 

waste for incineration. 

A1  Sorting and Landfilling of BA from MSWI, and organic residues. 

A2  Storing and landfilling of BA from the different boilers. 

FUDD Cell Fly ash cell (RGR‐cell, included in A2), covered and closed in 

2004. 

B  Sorting and recycling of incoming waste, covered in 1994. 

C Treatment and storage of different kinds of fuel (wood and 

plastic); covered in 2009. 

D Landfill of industrial waste, storing of MSW, operating since 

1992. 

F Landfill for hazardous waste, storing of MSW. (Landfill of Metal‐

OH in this area started in 2009) 

28  

4.1 GärstadLandfillHistoryIt  is  important  to consider  the history of  the  landfill and  its milestones, since  it directly affects  the 

waste composition and makes  it possible to make better assumption where there  is a  lack of data. 

The history of different power plants  in Linköping will also be stated, since all their  incineration by‐

products go to the landfill.  

4.1.1 TheoldIncineratorEverything started in 1958, when Tekniska Verken started to burn waste in the old incineration plant, 

known as “Sopförbränningsanläggningen”. Back then the ash from  incineration was sent to another 

landfill which was on  the verge of  filling up  (Tekniska Verken, 1999).  In 1973 Tekniska Verken was 

granted permission from County Administration to landfill waste in the new landfill, Gärstad. Gärstad 

was a clay land, excavated by a local clay factory for producing bricks. This left the land with big holes 

in  the  ground,  which  was  suitable  for  landfilling.  The  waste  that  was  intended  to  be  landfilled 

consisted  of  construction  and  demolition,  inflammable  waste,  soil  and  excavated  material, 

slaughterhouse waste,  a  small  percentage  of  industrial  and  household waste,  and  finally  the  ash 

generated from burning the flammable waste. The incineration capacity of the incineration plant was 

45 000  tons of household waste per year. The plant used  to send  its ash  to  the  landfill  from 1974 

until 1980, when it was shut down (Tekniska Verken, 1999).  

4.1.2 KV1In  1962,  the  construction  of  Kraftvärmeverk  (KV1)  started, which  is  a  CHP  (Combined  Heat  and 

Power) plant.  It got operational  in 1964 with  two oil boilers. Later  in 1971  they added another oil 

boiler to it. In 1985 two of the oil boilers were converted to coal and wood boilers, which resulted in 

generation of bottom ash. Also, a flue gas cleaning system was installed, which resulted in generation 

of  fly ash. From  this date until 1992  the BA and  the FA  from  the boilers were mixed  together and 

then landfilled. In 1992 the boilers were renovated, which led to increase in ash generation (Tekniska 

Verken, 1999). Also at the same year a NOx reduction and flue gas condensing system was  installed 

on wood  boiler  in  KV1  because  of  the  new  environmental  regulations,  introducing  FA  from  the 

cyclone  filter  and  Electrostatic  filters  into  the  landfill  (Tekniska  Verken,  2004).  Due  to  its 

hazardousness, since 2005 the ashes collected from the electrostatic filter of wood  incineration are 

sent to Norway for treatment. 

4.1.3 GärstadVerketIn 1979 the construction of Gärstad Verket (GV) started. In 1981 the first phase started to work with 

waste and tree as  fuels.  In 1982 the second waste boiler started to work and thus reaching  its  full 

operational capacity. In 1985 a flue gas cleaning system was installed, and around x ton of fly ash was 

collected. Due  to  increased demand  in power production,  in 1993 and 1994  the boilers got  fit  for 

steam production which increased their incineration capacity.  

In 2001 a contractor started to separate the ferrous metal from BA with a magnet. This resulted  in 

less  concentration of  ferrous metal  in  the BA which was  sent  for  construction.  In 2005  the  fourth 

boiler  (KV60) was put  into operation, which doubled  the nominal  incineration capacity of GV, and 

thus the ash generation increased. In 2006 the contractor started to recover non‐ferrous metal from 

BA, which resulted in less concentration of such metals in the final BA. In the same year, three of the 

boilers (KV50) were shut down for maintenance, which resulted in a reduction in ash generation. The 

ashes (BA, FA, and sludge) sent by all the power plants through time can be seen in figure 6.  

29  

 

Figure 6: Ashes in all forms (BA, FA and sludge) sent from each power plant for landfilling in Gärstad. The old incinerator was decommissioned in 1980 and thus no more ash was sent from there. Own illustration, based on data from all 

Gärstad landfill environmental reports and county administration permissions.  

4.1.4 FUDDIn  1992  the  FA  from  Gärstad  Verket  started  to  be  landfilled  in  a  special  cell  called  FUDD 

(Funktionsanpassad deponidesign [Landfill designed for specific function]). Before this date all the FA 

from waste was mixed  and  landfilled with  all  the other  ashes.  This  cell was decommissioned  and 

covered in 2004. Since then the FA from waste is sent to Norway for treatment.  

4.1.5 LandfillTaxIn 2000 with  the  introduction of  landfill  tax, Tekniska Verken  started  to use BA  as  a  construction 

material,  and  thus  no  more  BA  was  officially  landfilled.  These  stocks  of  ash  that  are  used  for 

construction are  referred  to as  “hidden  landfills”; and are  considered as  landfilled material  in our 

calculations.  

4.2 FlowsandstocksofwasteGärstad landfill receive several types of waste, but nowadays many of them never reach the landfill 

itself, instead they are sent to other facilities to be treated (e.g. electronic waste, batteries and other 

hazardous  substances)  or  recycled  (e.g.  asphalt,  concrete  or  scrap  metal).  These  wastes  are 

mentioned  in Gärstad  landfill  environmental  reports but  are  excluded  from  the  calculations  since 

they are never landfilled. In Table 3 all different types of waste flows that have been sent to Gärstad 

over  its history  can be  seen.  In order  to estimate  the  total amount of waste, all  the  flows except 

those who were not  landfilled or excluded due  to  low amount are used. But  to estimate  the  total 

amount of metal, only the flows mentioned in Table 3 as “included” are used.  

When estimating the total amount of waste, it is necessary to include as many flows as possible since 

it will affect  the rate of metal  to waste  in the  landfill. But  flows such as  leachate and dust will not 

affect the final results due to their very low amounts. 

 Also, when estimating the total amount of metal, it is necessary to include as many flows as possible 

which contain metal. But  flows such as sludge and asbestos can be excluded since  their  low metal 

content will not affect the final results. More details regarding these comments can be found further 

in the report. 

 

0

10 000

20 000

30 000

40 000

50 000

60 000

70 000

80 000

90 000

1974

1976

1978

1980

1982

1984

1986

1988

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

TonneOld Incinerator

KV1

Gärstadverket

30  

Table 3: All identified waste flows of Gärstad. The flows except those that are not landfilled or excluded due to low amount are used to estimate total amount of waste. The flows marked as “included” are the ones used for estimating 

the total amount of metal.  

Waste  Waste subgroups  Comments 

Ashes 

Bottom ash KV1 coal  Included 

Fly ash KV1 coal  Included 

Sludge KV1  Excluded due to low concentrations 

Bottom ash KV1 wood  Included 

Fly ash KV1 wood  Included 

Bottom ash Gärstad  Included 

Fly ash Gärstad  Included 

Sludge Gärstad  Excluded due to low concentrations 

Wood Ash from other sources  Included 

Inert waste 

Construction and demolition  Included 

Asphalt  Excluded due to low concentrations 

Asbestos  Excluded due to low concentrations 

Concrete  Not landfilled 

Excavated material  Not landfilled 

Municipality waste water  Excluded due to low concentrations 

Industrial waste water Sludge from street gullies and industry Excluded due to low concentrations 

Oil separated sludge  Excluded due to low concentrations 

Commercial waste 

Slaughter waste  Excluded due to low concentrations 

Metal Hydroxide sludge  Included 

Forest Waste  Not landfilled 

Contaminated soil  Not landfilled 

Hazardous Batteries, chemicals, acids, explosives, 

electronic waste and etc. Not landfilled 

Other 

Latrine  Excluded due to low concentrations 

Scrap metal  Not Landfilled 

Glass  Excluded due to low concentrations 

Not specific industrial waste  Excluded due to low concentrations 

Household Waste  Included 

Leachate  Excluded due to low amount 

Dust  Excluded due to low amount 

 

Currently  inside the  landfill, the waste can be treated  in three different ways:  landfilled, recovered 

and stored.  

Waste  is  landfilled when  it  is deposited  in  the area and currently has no more use.   This category 

includes  BA,  FA,  sludge  from  various  sources,  construction  and  demolition  waste,  asbestos, 

Industrial, and commercial waste. These wastes are the inflows of the landfill.  

Waste  is  recovered when  it  is  reused,  recycled or sold. By  this definition, metal scrap  is  recovered 

since  it  is  separated  from  other waste  and  sold  to  other  entities.  Some waste  can  be  recovered 

without  being  processed,  for  example BA  and  asphalt  are  recovered  and  used  as  construction  or 

covering material, or sold to other landfills. The main outflows (scrap metal and a small amount BA) 

of the landfill come from this category.  

Waste  is stored when  it  is possible to be reused or recycled, but there  is no  immediate need for  it. 

This means  that  there  is no difference between  the characteristics of  recovered and stored waste, 

but stored waste may be more accessible. These kinds of waste are neither inflow nor outflow. In this 

study it is assumed that stored ash is the same as landfilled and stored C&D waste is sent outside the 

landfill.  

31  

The amount of  landfilled and  stored waste  is easier  to determine, because  they are  stated  in  the 

reports. For recovered waste, it is necessary to exclude the outflows. So it is necessary to determine 

how much was send outside to estimate the amount  in stock.  In most of the cases the outflows  is 

bottom  ash  sold  to  other  landfills  used  as  covering  material  and  coal  bottom  ash  used  for 

construction of roads.  The remaining recovered material is used internally.  

There are other types of waste which are sorted inside Gärstad landfill, such as hazardous waste and 

scrap metal. These types of waste come inside the landfill facilities, are sorted and leave. Thus they 

are not included in the calculations. 

 

 

Figure 7: Schematic view of the waste flows to and from the landfill (the oval shape) currently. The two circles are power plants that send their incineration residue to landfill which makes up around 85% of the total incoming waste.  

The volume is presented based on areas, from A to F. as it can be seen in table 4, there are two kind 

of volumes; underground volume and above surface volume. Underground volume is the volume of 

waste from below the surface to ground level and above surface volume is the volume of waste from 

ground level to above. The reason for this separation is that most of the underground waste is mixed 

waste with its own characteristics and above surface waste are mostly ashes and a small amount of 

C&D.  

 

 

 

 

32  

Table 4: Area, volume and waste content of each area until 2009 (Hammar, 2012). 

Name Average height 

Area (m

2) 

Underground volume (m³) 

Underground content 

Surface volume (m

3) 

Above surface content 

A0  ‐  50 000  250 000  Mixed waste     

A1  +6 m  61 500  307 500  Mixed Waste  369 500 BA from Waste, Ash from 

coal and wood 

A2  +7  54 500  272 500  Mixed Waste  381 500 BA from Waste, Ash from 

coal and wood 

FUDD  +9  5 600  n/a  n/a  50 400  FA from waste 

B  0  45 000  225 000  Mixed waste  0  n/a 

C  0  87 000  435 000  Mixed waste  0  n/a 

D  0  75 500  377 500  Industrial Waste  n/a  C&D 

F  +4  45 000  225 000  Industrial Waste  180 000 Asbestos and industrial 

Waste 

 

The amount of waste in stock is calculated using a density of 1 tonne/m³ for waste and 1,4 tonne/m³ 

for ashes (Statens Geotekniska Institut, 1999). 

4.2.1 Estimationofflowsbetween1974‐1990andoutflowsFrom 1990  to 2011  the  flows are presented  in  the environmental  reports on a yearly basis, but  to 

identify and quantify the flows for previous years, permissions given by country administration were 

used. Since there was no specific values for material flows for each year, previous years were divided 

into  groups  (1985‐1989,  1982‐1984,  1980‐1981,  1974‐1979).  These  groups  are based on  different 

milestones and changes in the landfill and its related facilities, such as opening of a new incinerator. 

These groups are explained in the following.  

Since the date of the permission to use Gärstad as a landfill was given in the end of 1973, year 1974 

was  considered as  the  starting point. For  the period between 1974 and 1979  the permit given by 

Naturvårdsverket which describes the future use of the  land (Statens Naturvårdsverk, 1973)  is used 

for estimating the flows. The amount for different waste are given in m3 and in order to convert the 

values into tonne, a density of 1 tonne/m3 is used for all waste, and 1,5 tonne/m3 for ashes (Statens 

Geotekniska Institut, 1999). 

In 1980 construction permission for Gärstad Verket is given, which describes that the old incinerator 

will be decommissioned that year and predicts that Gärstad Verket  incinerators will reach their full 

capacity  in 5 years, and  for  the period between,  the amount of  incinerated waste will be reduced, 

and the rest will be  landfilled (Statens Naturvårdsverk, 1980). Alas  it was found that  in 1982 one of 

the boilers becomes fully operational (Tekniska Verken, 1999), and thus  it was assumed that all the 

Gärstad Verket incinerators were fully operational in 1982.  

The  flows  during  years  1982‐1989  are  taken  from  the  description  of  the  new  facilities  (Statens 

Naturvårdsverk, 1981), and the  introduction of the coal and wood boilers  in KV1 (Tekniska Verken, 

1999). 

It  is  also  assumed  that  the  landfilled  amounts  of waste  during  each  period  (group  of  years)  are 

constant before 1990. Their yearly amount until 1990 is taken from the assumptions made above.  

As mentioned in section 4.2. The main outflow is bottom ash. But as it can be seen in table 5, there is 

no  specific  pattern  for  these  flows.  Thus  it  is  assumed  that  the  occurrences  of  the  outflows  are 

random. The outflows will be considered zero unless  it  is clearly documented. And since  for 1974‐

1989 such documents were not found, it is assumed that there are no outflows during this period.  

33  

Table 5: Identified outflows of ash from Gärstad landfill. 

Usage  Year  amount unit Type 

Construction of Parking Space  2010 6300  ton  bottom ash from coal 

Sold to other landfills  2010 4700  ton  bottom ash from waste 

Sold to other landfills  2009 6 000  ton  bottom ash from waste 

Sold to other landfills  2008 4000  ton  bottom ash from waste 

Sold to other landfills  2007 1700  ton  bottom ash from waste 

Construction (expanding)  2002 17000  m3  All bottom ash 

Construction (Road to Ekängen) 2001 4500  ton  Bottom ash from coal 

Send away (Stenugnssund)  1990 4000  ton  Bottom ash from coal 

 

There  are  other  outflows  from GA which  are mainly  emissions  to water  in  form  of  leachate  and 

emissions  to air  in  form of exhaust gases, and dust. The amount of  lost mass  in  these emissions  is 

assumed to be insignificant compared to the amounts inside the landfill; thus they are excluded from 

the calculations. 

4.2.2 WasteflowhistoryUsing  the  information  collected  from Gärstad  Landfill’s environmental  reports  from 1990  to 2011, 

and  the  estimations  of  the  use  of  the  landfill  collected  from  the  different  permissions  given  to 

Tekniska  Verken  by  the  environmental  authorities.  The  annual  landfilled  amount  can  be  seen  on 

figure 8. More detailed information can be found in appendix A. 

 

Figure 8: The landfilled amount of main types of wastes since landfill started operating, 1974 until now, 2011. 

4.3 ConcentrationsThe next step after estimating the amount of different waste in stock is to find the concentration of 

different  metals  in  them.  Then  the  amount  of  each  type  of  waste  is  multiplied  by  its  metal 

concentration, and then summed up in order to find the total amount of each metal.  

4.3.1 AshesThe generated ashes have been analysed  in Gärstad  facilities  in order  to determine  the amount of 

hazardous material, most of  them are  the metals considered  for  this study. After comparing  these 

measurements with data  from ALLASKA database,  and  seeing  similar  results,  it was assumed  that 

data  about missing metals  (iron  and  aluminium)  in Gärstad  reports  could  be  derived  from  these 

databases  (värmeforsk, 2011; Vägverket, 2000). Since  these metals are not hazardous,  they do not 

appear on  the Tekniska Verken analysis, but must be  included due  to  their  importance  in  society. 

0

20 000

40 000

60 000

80 000

100 000

120 000

1974

1976

1978

1980

1982

1984

1986

1988

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

Tonne

Landfilled amount of waste 

Ash

C&D

Household

Other

34  

Tables  6  and  7  show  the  concentration  range  of  different  metals  in  ashes,  calculated  from 

measurements done by Tekniska Verken since 2000. 

Table 6: Estimated metal concentrations in bottom ash generated from different fuels (waste, coal and wood).  

Estimated Concentrations  Minimum  Maximum 

mg/kg Waste (untreated /

treated) Coal  Wood 

Waste (untreated /treated) 

Coal  Wood 

Iron  69 997B  45 150

A10 585

A90 178

B  82 150

A‐  13 458

A 

Aluminium  54 389 B  25 890

A33 744  8 163  56 911

B  27 506

A57 614  12 237 

Arsenic  28  0  22  38  31  138 

Boron  90  ‐  184A

252A

‐  234A 

Barium  1 138  5 628  794  1 745  26 532  1 976 

Cadmium  10  0  0  16  1  5 

Cobalt  25  70  8  54  123  21 

Chromium  309  189  129  484  392  334 

Copper  3 255  272  314  4 611  767  976 

Mercury  0  0  0  0  1  1 

Manganese  911  993  1 450  1 125  1 435  1 737 

Molybdenum  18  9  4  29  27  9 

Nickel  186  115  27  310  244  78 

Lead  894  69  308  2 531  251  672 

Antimony  101  ‐  0A

163A

‐  12 A 

Selenium  4  ‐  ‐  7  ‐  ‐ 

Tin  250  ‐  22A  552

A  ‐  33* 

Titanium  3 473  ‐  1 252A  3 542

A  ‐  3 325

 A 

Vanadium  28  59  15  33  119  43 

Zinc  4 460  1 972  848  5 523  3 333  2 564 ATaken from Allaska database 

B Calculated from SGI (Statens Geotekniska Institut, 1999) 

Table 7: Estimated metal concentrations in fly ash, generated from different fuels; and for wood from different filters.  

Estimated Concentrations  Minimum  Maximum 

mg/kg  Waste  Coal  Wood  Wood CYC

Wood ELD

Waste  Coal  Wood  Wood CY C  Wood EL 

D

Iron  14 694 A  29 147

 A  12 210

A12 210

B  12 210

B  26 322

A49 611

A15 662

 A  15 662

 B  15 662

B 

Aluminium  27 401 A  54 310

 A  23 447

A23 447

B  23 447

B  39 021

A66 939

A32 219

 A  32 219

 B  32 219

B 

Arsenic  76  10  344  77  751  191  20  465  143  955 

Boron  155A  292

A  292

B  292

B  175

A  357

 A  357

 B  357

B 

Barium  817  370  1 533  1 586  1 453  2 189  605  2 561  2 964  1 947 

Cadmium  65  5  28  3  66  103  7  39  5  91 

Cobalt  31  169  12  12  12  50  236  21  24  17 

Chromium  674  42  135  116  164  964  70  332  358  291 

Copper  703  271  275  180  421  941  304  415  340  529 

Mercury  0  0  2  0  4  0  1  3  0  9 

Manganese  759A  700  2 183  1 061  3 893  1 490

A  2 401

A  2 635  1 729  4 017 

Molybdenum  29  5  4  4  4  54  14  17  9  30 

Nickel  123  21  ‐443  30  ‐1 165  177  64  1 394  73  3 407 

Lead  2 454  234  1 543  288  3 454  4 703  501  3 062  666  6 713 

Antimony  872  40  107  28  227  2 085  87  204  48  441 

Selenium  0A  10  13  13  13  6

A  14  16  18  14 

Tin  237  0 A  17

A  17

B  17

B  580  16

A  29

 A  29

 B  29

B 

Titanium  6 096 A  2 390

 A  2 846

A  2 846

B  2 846

B  9 975

A  3 336

A  4 864

 A  4 864

 B  4 864

B 

Vanadium  41  46 A  38

A  38

B  38

B  54  115

A  52

 A  52

 B  52

B 

Zinc  17 947  19 730  8 032  ‐1 620  22 741  28 331  42 470  21 154  13 923  32 174 A Taken from Allaska Database 

B No data available, concentration assumed to be the same as Fly ash from wood concentration 

C CY: fly ash collected from the cyclone filters.  

D EL: fly ash collected from electrostatic filter. 

35  

When no values are found in the measurements by Tekniska Verken, tables 5 and 6 were completed 

using the Allaska database. The search criteria were waste, coal and wood as fuels for  incineration, 

and grate furnace as the boiler type for waste incineration. 

All  the  recent measures  for BA  from waste  incineration were  taken  after metal  separation,  so  in 

order to  identify changes  in concentration a study done by SGI  in 1999 was used. The only relevant 

changes were identified for Iron and Aluminium, so the concentration values in this report are used 

for the BA flows before 2000 and 2005 respectively.  

In some cases, the generated ashes are not separated, and only the total amount  is given.  In these 

cases the concentration of metals is calculated based on the average ratio of generated BA and FA. It 

was calculated that ashes from waste incineration has 87% BA – 13% FA, coal incineration 35% BA – 

65% FA, wood incineration 75% BA – 25% FA, and FA from wood incineration 40% EL – 60% CY. 

There are elements which are found in oxidized form, and some metal concentration values given in Allaska database are in oxidized form, so to obtain the concentration of the element, it was needed to use the conversion factors shown in table 8 (British Columbia Ministry of Energy and Mines, 2011). 

Table 8: Conversion factor used to obtain the amount of metals from their oxide form. 

Original form  To Obtain  Divide By 

Al2O3  Aluminium  1,8895 

Fe2O3  Iron 1,4297 

MnO  Manganese 1,2912 

TiO2  Titanium  1,6681 

 

Elements such as Iron and aluminium can be found mainly in oxidized form, because the scrap form 

is separated. Nevertheless older ashes still contain metal in both oxidized and scrap form. Comparing 

the concentrations of metal before and after metal recovery,  it  is estimated that approximately 45‐

55% of the iron and 52‐54% of the aluminium in the ashes prior to separation are in scrap form. For 

other metals  there  is no  significant difference between  the  concentration  after  and before metal 

separation.  

4.3.2 ConstructionanddemolitionwasteBased on the visual inspection by Tekniska Verken in years 2005, 2006, 2007 and 2009, the waste has 

approximately 3% metal. They contain mainly copper, aluminium and iron.  

A study published by Boverket (1998), measured the materials used for construction and the 

generated waste after renovation processes, the results can be seen in table 9.  

Table 9: Estimated metal concentrations in C&D waste based on (Boverket, 1998). 

 

Total waste per year 

in Sweden (Kt) Metals 

Ferrous metals 

ratio (Iron) Aluminium  Copper 

Others 

(unclassified) 

Construction waste  419  0,50%  73%  0%  27%  0% 

Renovation and demolition waste  195  8%  75%  2%  5%  18% 

Estimated total amounts  614  3%  2,15%  0,05%  0,22%  0,46% 

 

After comparing the study with the visual inspection, it is possible to assume that the concentrations 

are in the same range for both cases. 

36  

4.3.3 Me‐OHSludgeMetal Hydroxide  is any metal element which has  formed a  compound with hydroxide anion  (OH), 

and thus shown with Me‐OH. Me‐OH sludge is the sediment left after filtering the wash water used 

in  different  industries.  The  Me‐OH  received  at  Gärstad  comes  mainly  from  different  surface 

treatment industries, such as painting, galvanizing, electroplating, etc. The metal concentration in the 

sludge  is  very  high,  but  varies  depending  on  the  industry;  but  regardless  the  industry,  the main 

component  is  Iron. The  sludge also  contains high  concentrations of other metals  such as  chrome, 

copper, nickel, and zinc. Table 10 shows the most common results: 

Table 10: Concentrations of metal in me‐OH sludge from different studies (weight %). 

Iron  Aluminium  Zinc  Chromium  Manganese  Copper  Source 

26,42  0,36  21,37  2,5  0,21  n/a  (Sılvia C.R. Santos, 2008) 

15  1,5  0,3  1  n/a  2  (S. Netpradita, 2003) 

It can be seen that it is an important source of valuable metals. However, as the name indicates, the 

metals here are basically in hydroxide form, which are highly unstable and are difficult to treat 

(Dulski, 1996). 

4.3.4 HouseholdWasteAlthough household waste is not currently being landfilled in Gärstad, a considerable amount of this 

type of waste was deposited in the 70s. The amount of metals in household waste is calculated from 

the  concentration of metals  in  ash  from waste  incineration.  It was  seen  from  collected  data  that 

around  25%  of  waste  mass  remains  after  incineration  as  ashes.  so  in  order  to  find  the  metal 

concentration in waste before incineration, the metal concentration in ashes are multiplied by 25%, 

assuming there has been no losses in metal during the incineration process. In table 11 the calculated 

concentrations can be seen. 

Table 11: Estimated metal concentrations in household waste 

Household Waste 

Concentration (mg/kg) 

Min  Max 

Iron  15702  20469 

Aluminium  12720  13646 

Arsenic  9  14 

Boron  25  61 

Barium  274  451 

Cadmium  4  7 

Cobalt  7  13 

Chromium  89  137 

Copper  731  1034 

Mercury  0  0 

Manganese  223  293 

Molybdenum 5  8 

Nickel  44  73 

Lead  274  703 

Antimony  50  103 

Selenium  1  2 

Tin  62  139 

Titanium  953  1095 

Vanadium  7  9 

Zinc  1553  2122 

37  

4.3.5 MixedWasteThe landfilled waste in the past is hard to characterize, because there are no measurements about its 

composition.  In order to tackle this problem this old waste was named  ‘mixed waste’ and  its metal 

concentration is a combination of the metal concentrations of the different types of waste present in 

the  landfill. The  concentrations are  calculated as  the  rate between  the  total amount of estimated 

metal and the total amount of estimated waste in the landfill. 

These  concentrations  are  used  to  give  an  overview  of  the  metal  concentration  if  a  uniform 

distribution  of waste  is  assumed  over  the  landfill.  In  addition,  these  concentrations  are  used  to 

estimate  the amount of metals by volume,  in  the areas where  the waste  is presented  in a mixed 

state. 

4.3.6 OthersThe focus of this study is the flows that have a relevant content of metal. So the flows whose metal 

concentration are too little or have no metal has been omitted from the results.  This includes flows 

such as  latrine, municipality waste water and slaughter waste which are not  included due to being 

organic  compounds,  and  their  recovery  being  important  for  other  applications  such  as 

decomposition, gasification, composting. 

The metal concentration of leachate has a unit ratio of less than 1 mg/kg (Tekniska Verken, 2012) and 

all together (Cr, Ni, Zn, Cu, Pb, Cd, and As) adds up to around 20 kg per year. The exception  is  Iron 

(Fe) and Manganese (Mn) which have a concentration unit of mg/kg but because of the small flows 

they are assumed to be  insignificant compared to metal content of the ashes and  landfilled waste, 

and thus not included in the calculations. 

Industrial waste  sludge  has  high  amount  of  toxic metals  like  lead, mercury,  and  cadmium.  These 

metals are phased out, and thus are not interesting for recovery. Asbestos is a family of carcinogenic 

minerals; their composition may include iron, aluminium or magnesium in complex forms, but in very 

low concentration.  

To simplify calculations,  it  is assumed that the metal concentrations  in such flows presented above 

are zero.  

4.4 AccessibilityCriteriaSince the beginning, different types of waste have been deposited separately. But when new  layers 

of waste appear,  the  landfilling  is done without  considering  the previous use.  For  this  reason  the 

waste  inside  each  area  is  considered  as mixed  waste,  unless  the  area  has  been  specified  for  a 

particular type of waste. Table 12 brings an overview of the characteristics of the different areas of 

the landfill. As it can be seen, type of waste is categorized as above and under ground. The reason is 

that  the  information  about waste  above  ground  is more  detailed  compared  to  the  underground. 

Also, the waste above ground is easier to access physically. 

   

38  

Table 12: Accessibility criteria applied to different areas of the landfill. 

 Construction 

above Final coverage

Type of waste (aboveground)

Type of waste (underground) 

A0   No  Yes  n/a  Mixed 

A1  No  No  Mixed ashes  Mixed 

A2  No  No  Mixed ashes  Mixed 

FUDD (in A2)  No  Yes  FA A  n/a 

B  Yes  Yes  n/a  Mixed 

C  Partly  Partly  n/a  Mixed 

D  No  No  MixedB  Mixed 

F  No  No  Mixed  Mixed 

metal‐OH cell (old)  

No  Yes  Metal‐oh  n/a 

Metal‐OH cell (new, in F) 

No  No  Metal‐oh  n/a 

                A Fly ash only from waste incineration 

                B Without ashes 

 

39  

5 ResultsThe  figure  bellow  shows  the  estimated  total  amount  of  the most  common metals  in  the whole 

landfill  based  on  the  flow  approach.  The  total  amount  of waste  in  the  landfill  is  the  sum  of  the 

different  types of waste,  including  those whose metal  concentration  is assumed  to be  zero which 

adds up  to 4 million  tonne. And  the  total amount of metal  is  the sum of  the estimated amount of 

metal in each type of waste, described in section 5.2 to 5.5. 

 

Figure 9: Estimated amount of landfilled metals in all forms calculated from flows of waste.  

As it can be seen in figure 9, iron and aluminium have the largest amounts in the landfill. Copper and 

zinc are also found in considerable amounts. The values used for the figure above are shown in table 

13, which also shows the rate of estimated total metal to estimated total landfilled waste. This rate is 

later used to estimate the amount of metal in areas where the landfill consists of mixed waste. 

Table 13: Estimated total amount of waste based on flows approach; and estimated amount of landfilled metals in all forms calculated from flows of waste and its ratio compared to total amount of waste. 

  

Amount (ton)  Rate (%) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  4 000 000  100 

Iron  127 015  180 283  3,18  4,51 

Aluminium  98 075  110 912  2,45  2,77 

Copper  7 388  9 392  0,18  0,23 

Zinc  16 126  27 069  0,40  0,68 

Others  22 633  33 714  0,57  0,84 

In table 14 the total amount of waste calculated based on the volume approach can be seen. Since 

there is no detailed data about the metal contents within each area of the landfill, the total amount 

of each metal is calculated based on the rates presented in table 13. 

 

 

 

0

50 000

100 000

150 000

200 000

Iron Aluminium Copper Zinc Others

Ton

Metals in Landfill

40  

Table 14: Estimated total amount of waste based on volume approach; and estimated amount of metals using the rate from the flows approach. 

Total Amount (ton) 

Min  Max 

Total Waste  3 553 000 

Iron  118200  159500 

Aluminum  96120  108600 

Copper  6720  8600 

Zinc  15700  26200 

Others  20800  31700 

Since the amount of waste calculated from volume, depends greatly on the used values for density of 

each type of waste, it is considered that the results given by the flows approach are more accurate, 

and  is used for showing the metal content  in the following sections. Nevertheless, the results from 

both approaches are in the same order of magnitude and only vary around 10%. This shows that both 

approaches are valid for estimating the amount of waste in a landfill.   

5.1 ScrapmetalScrap metal is mainly found in C&D waste, bottom ash and household waste. While the biggest share 

of scrap metal is found in bottom ashes, and specifically in ash deposits that belong to the period of 

time before 2000 for ferrous, and 2005 for non‐ferrous. Since after these dates, the metal has been 

sorted out from the bottom ash. These values are obtained after assuming that all the metal in C&D 

and household waste are in scrap form, and oxidizing process for scrap metal is not happening. 

Table 15: Estimated total amount of scrap metal in the landfill, and its rate compared to the total amount of waste. 

 

 

As it can be seen in table 15, the biggest amount of scrap metal  is iron and aluminium. Scrap metal 

add up to around 2,5 % of the landfill and 30% of the total amount of metal.  

5.2 MetalcontentinashesTable 16  shows  the estimated  total amount of ashes and  the concentrations of  some of  the most 

common metals.  It  can be  seen  that more  than half of  the  landfilled waste  consists of ash, which 

shows the influence of ash on the final results.  

Table 16:  Estimated total amount of landfilled ash and the estimated amount of metals within. 

    

Concentration (%)  Total (tonne) 

Min  Max  Min  Max 

Waste  100  2 298 656 

Iron  4,26  6,37  97915  146383 

Aluminium  3,92  4,43  90039  101856 

Copper  0,23  0,29  5278  6612 

Zinc  0,62  0,99  14155  22679 

others  0,72  1,13  16496  25971 

  Scrap (tonne)  Rate (%) 

min  max  min  max 

Iron  48 700  67 000  1,22  1,68 

Aluminium  35 300  38 200  0,88  0,96 

Copper  2010  2180  0,05  0,05 

Other Metals  5909  6834  0,15  0,17 

41  

Figure  10  shows  the  total  amount  of metal  in  ashes,  in  logarithmic  scale  (to  see  the  order  of 

magnitude of the results). More detailed information can be found in appendix B.  

 

Figure 10: Estimated amount of different metals in all types of landfilled ash. 

As it can be seen in figure 10, the biggest amounts of metals belong to iron, aluminium and Zinc. All 

other metals except for mercury can be found in considerable amounts. This shows that ashes from 

incineration are a good source of different metals.  

In order  to  find  the amount of scrap metal  in ashes,  the difference between metal concentrations 

before and after recovery was used. It is assumed that all scrap metal is recovered. The ferrous and 

non‐ferrous scrap metal  inside bottom ash from waste  incineration has been recovered since 2000 

and 2005 respectively. After comparing the concentration of different metals after and before these 

dates,  it was  found  that  only  iron  and  aluminium  concentrations  changed  significantly.  Table  17 

shows  the  estimated  amount  of metal  in  scrap  form  in  the  landfill,  which  can  be  found  in  the 

underground mixed waste, and the first layers of areas A1 and A2. 

Table 17 : Iron and Aluminium in scrap form in bottom ash from waste incineration. 

 Year of Recovery 

Landfilled  amount before recovery (tonne) 

Landfilled amount of scrap (tonne) 

Rate of scrap in total ashes (%) 

min  max  min  max  min  max 

Iron  2000  54 489  70 460  22 799  38 359  0,99  1,66 

Aluminium  2005  53 440  56 220  27 343  29 742  1,18  1,29 

 

As seen in table 17, around half of the landfilled iron and aluminium was in scrap form. Scrap metal 

makes up around 2, 5% of the total landfilled ashes. 

5.3 MetalcontentinC&DwasteIt is assumed that all metals in this type of waste are in scrap form. C&D waste is generated mostly 

from the construction and renovation industry. The main metal used in Swedish constructions is steel 

(iron and  zinc), used  in pipes,  covering and  structures.  It  is possible also  to  find  small amounts of 

10

100

1 000

10 000

100 000

1 000 000

Iron

Aluminium

Arsen

ic

Boron

Barium

Cadmium

Cobalt

Chromium

Copper

Mercury

Manganese

Molybden

um

Nickel

Lead

Antimony

Selenium Tin

Titanium

Vanadium

Zinc

Ton

42  

aluminium and copper (Boverket, 1998). In total, it is estimated that there is approximately 360 000 

tonnes of C&D waste in the landfill.  

The metal concentrations in table 18 are based on several studies made by Boverket, and from visual 

inspection done in the Weigh Bridge in Gärstad facilities. 

 Table 18: Total amount of landfilled C&D waste and the estimated amount of metals within. 

C&D waste (tonne) 

Concentration (%)  Total (tonne) 

Waste  100  777 468 

Iron  2,2  17 100 

Aluminium  0,1  800 

Copper  0,2  1 600 

Other Metals  0,5  3 900 

 

5.4 MetalcontentinMetalhydroxidesludgeAround  5000  tonne  of Metal Hydroxide  can  be  found  in  a  special  cell  in  area  C, which has  been 

covered.  The  technical  barriers  are  similar  to  the  ones  of  the  FUDD  cell. Around  16000  tonne  of 

Metal‐OH  is  landfilled  in  a  special  cell  in  area  F.  Table  19  shows  the  estimated  amount  of metal 

within these areas. 

Table 19: Total amount of me‐OH waste and the estimated amount of metals within. 

Me‐OH sludge (tonne) 

Concentration (%)  Total (tonne) 

Min  Max  Min  Max 

Waste  100  21 000 

Iron  15  25  3 200  5 300 

Aluminium  0,5  3  100  600 

Copper  0,5  3  100  600 

Others Metals  5,00  10,00  1 100  2 100 

Zinc  5,00  15,00  1 100  3 200 

 

Even though the amount of Me‐OH is small, it has a very high concentration of metals. Around 40% 

of this area is made out of metals, but in hydroxide form.   

5.5 MetalContentinHouseholdWasteThere is a considerable amount of household waste landfilled in the earlier stages of Gärstad. Due to 

the  characteristics  of  the  data  collected  for  this  period,  the  total  amount  of  landfilled  household 

waste  includes a great uncertainty. Moreover  this  type of waste  is expected  to be  in  the deepest 

parts of  the  landfill only. Table 20 shows  the  total amount of estimated waste and  the amount of 

metal within. 

   

43  

Table 20: Total amount of Household waste and the estimated amount of metals within. 

Household Concentration (mg/kg)  Total (tonne) 

Min  Max  Min  Max 

Waste  100  561 000 

Iron  15702  20469  8800  11500 

Aluminium  12720  13646  7136  7656 

Arsenic  9  14  5  8 

Boron  25  61  14  34 

Barium  274  451  154  253 

Cadmium  4  7  2  4 

Cobalt  7  13  4  7 

Chromium  89  137  50  77 

Copper  731  1034  410  580 

Mercury  0  0  0  0 

Manganese  223  293  125  164 

Molybdenum  5  8  3  5 

Nickel  44  73  25  41 

Lead  274  703  154  395 

Antimony  50  103  28  58 

Selenium  1  2  1  1 

Tin  62  139  35  78 

Titanium  953  1095  535  614 

Vanadium  7  9  4  5 

Zinc  1553  2122  871  1190 

 

5.6 MetalContentbyAreasAll the areas of the  landfill have mixed waste below ground  level; they contain a mixture of all the 

different  types of waste  received by  the  landfill. Tables 21  to 31  shows  the estimated  amount of 

metals by area, calculated using equation 4. And the concentrations used for underground waste (all 

areas) are taken form the total results shown in the beginning of section 5, in table 13. 

Table 21: Estimated amount of metals in A0 

A0 Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  250 000 

Iron  3,18  4,51  7900  11300 

Aluminium  2,45  2,77  6100  6900 

Copper  0,18  0,23  500  600 

Zinc  0,40  0,68  1000  1700 

Others  0,57  0,84  1400  2100 

 Table 22: Estimated amount of metals in A1, underground 

A1 U Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  307 500 

Iron  3,18  4,51  17600  13900 

Aluminium  2,45  2,77  13600  15300 

Copper  0,18  0,23  1000  1300 

Zinc  0,40  0,68  2200  3700 

Others  0,57  0,84  3100  4700 

Table 23: Estimated amount of metals in A1, above ground 

A1 A Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  553 500 

Iron  4,20  6,29  23200  34800 

Aluminium  3,87  4,38  21400  24300 

Copper  0,23  0,28  1300  1600 

Zinc  0,63  1,01  3500  5600 

Others  0,72  1,13  4000  6200 

 Table 24: Estimated amount of metals in A2, underground 

A2 U Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  272 500 

Iron  3,18  4,51  8700  12300 

Aluminium  2,45  2,77  6700  7600 

Copper  0,18  0,23  500  600 

Zinc  0,40  0,68  1100  1800 

Others  0,57  0,84  1500  2300 

  

   

44  

Table 25: Estimated amount of metals in A2 aboveground 

A2 A Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  572 250 

Iron  4,20  6,29  24200  36200 

Aluminium  3,87  4,38  22300  25200 

Copper  0,23  0,28  1300  1600 

Zinc  0,63  1,01  3500  5600 

Others  0,72  1,13  4100  6400 

 Table 26: Estimated amount of metals in FUDD cell 

FUDD Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  75 600 

Iron  1,47  2,63  1100  2000 

Aluminium  2,74  3,90  2100  2900 

Copper  0,07  0,09  100  100 

Zinc  1,79  2,83  1400  2100 

Others  1,24  2,28  900  1700 

 Table 27: Estimated amount of metals in B 

B Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  300 000 

Iron  3,18  4,51  9500  13500 

Aluminium  2,45  2,77  7400  8300 

Copper  0,18  0,23  600  700 

Zinc  0,40  0,68  1200  2000 

Others  0,57  0,84  1700  2500 

 

Table 28: Estimated amount of metals in C 

C Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  435 000 

Iron  3,18  4,51  13800  19600 

Aluminium  2,45  2,77  10700  12100 

Copper  0,18  0,23  800  1000 

Zinc  0,40  0,68  1800  2900 

Others  0,57  0,84  2500  3700 

 Table 29: Estimated amount of metals in D 

D Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  377 500 

Iron  3,18  4,51  12000  17000 

Aluminium  2,45  2,77  9300  10500 

Copper  0,18  0,23  700  900 

Zinc  0,40  0,68  1500  2600 

Others  0,57  0,84  2100  3200 

 Table 30: Estimated amount of metals in F 

F Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  405 000 

Iron  3,18  4,51  12900  18300 

Aluminium  2,45  2,77  9900  11200 

Copper  0,18  0,23  700  1000 

Zinc  0,40  0,68  1600  2700 

Others  0,57  0,84  2300  3400 

Table 31: Estimated amount of metals in me‐OH cell 

Me‐OH Concentration (%)  Amount (ton) 

Min  Max  Min  Max 

Total waste  100  4 000 

Iron  15,00  25,00  600  1000 

Aluminium  0,50  3,00  20  100 

Copper  0,50  3,00  20  100 

Zinc  5,00  15,00  200  600 

Others  5,00  10,00  200  400 

 

It can be seen that the largest deposit of metal are in A1 and A2, which is a consequence of having 

the largest amount of waste in those areas. The smallest amounts of metals are found in the special 

cells, the FUDD cell and the Me‐OH cell.  

5.7 AccessibilityandHotspotsIn this section first the areas will be ranked from least accessible to most accessible, considering the 

accessibility  criteria described  in  section 4.4 and  shown  in  table 12. The  least accessible area  is B, 

because it has built facilities above, making the underground mixed waste there unreachable. Then it 

is area C, which has been partially used for constructions above it. The underground mixed waste in 

this area is totally covered and closed. After that, come areas A0, FUDD cell, and Me‐OH cell, which 

45  

are also covered and closed.  Then  it come areas D, F, A1 and A2 which have no construction above 

them  and  are  open,  and  based  on  these  criteria  they  have  the  same  accessibility  conditions.  To 

compare  these areas,  the  third criterion,  type of waste,  is used. The  type of waste determines  the 

concentration of different metals. Based on the results about scrap metal content in the mixed waste 

and in ashes, areas A1 and A2 are considered to be more accessible than D and F. 

By considering the factors for accessibility and the amount of metals, areas A1 and A2 become the 

hotspot for metal recovery. 

   

46  

 

47  

6 Discussion

6.1 MethodThe method that was used in this report has a couple of advantages. The first is that it is a quit cheap 

and fast process for estimating the metal stock, or any other kind of stock in a landfill, compared to 

traditional methods such as drilling and sampling. Of course in this study, the composition analysis of 

previous studies done by  the company was used, but  there was no need  for any new sampling or 

measuring.  

Of  course  there  are  some disadvantages  to  this method.  First of  all,  it only works  if  there  is  any 

previous data available.  In case of a  landfill which no measuring has been done,  it  is  impossible  to 

apply  this method.  Second,  it  is  not  as  precise  as  direct  sampling,  in  the  sense  that  this method 

shows  the  amount  of  flows which  has  entered  or  left  the  landfill,  but  it  doesn’t  say where  it  is 

landfilled, unless a systematic way for depositing the waste has been applied.  

After  comparing  the  concentrations  obtained  by  direct  measuring  in  Gärstad  landfill  with  the 

concentrations given by Allaska database, it can be seen that databases can be used in cases where 

there is no direct data available, and the results can be still relevant. 

Two approaches were used in the method. The flows approach and the volume approach. The flows 

approach  is useful  for quantifying  the  types of  flows, and  specific  information about  them  can be 

derived such as metal concentration and density. This approach mostly works on the boundaries of 

the defined system, but can not be used to track the flows inside the boundaries. Thus waste and its 

metal  content  can  not  be  allocated  precisely  with  this  approach.  Also,  this  approach  requires 

extensive data  and background  information. On  the other hand,  the  volume  approach needs  less 

data and  information, and can be performed faster.  It also can give the  location of  landfilled waste 

but  can  not  be used  for  analysing  the  content of  the waste  stocks.  Thus  these  two methods  are 

complementary and should be used together  in order to get a better understanding of the system, 

which in this case is Gärstad landfill. 

6.2 DataWhen observing the data obtained from several measurements with more detail, there may be some 

inconsistences,  like extreme values or ranges which  include negative numbers. This reminds of  the 

possibility of errors  in measurement. Nevertheless,  these exotic values were not modified  to keep 

the validity of the method used. 

There are factors that can influence in great way the values used in the study (metal concentrations), 

more precisely when considering the different fuels used for  incineration. All the  incinerators use a 

mixture of different materials as  fuel  (waste‐wood; coal‐rubber) which are a result of the needs of 

the moment,  these  combinations  do  not  follow  any  pattern,  so  the  values  used  are  expected  to 

represent all the possibilities. 

All the documents were  in Swedish, and  language barrier became another  limit; this could have  led 

to  some misunderstanding during  the  translation phase and  thus  some of our assumptions which 

were based on those translations might have been imprecise or even wrong.  

48  

6.3 ComparingconcentrationswithminingIn order to decide  if  it  is profitable to do more research about recovering metals from  landfill,  it  is 

good  to  compare  the  concentration  of  metal  in  the  landfill  with  the  concentration  of  natural 

body ores used  for mining. Tables 32  and  33  show the concentrations of some of the metals in 

the landfill. The presented concentrations are the median value obtained from the statistical analysis 

of  the data, and  it  is given  in mg/kg because  several metals are  found  in very  low  concentrations 

which are hard to show in percentage. 

Table 32: Concentration of different metals in ores compared to those in ashes. 

mg/kg  Metal Ore 

Bottom ash (median)  Fly ash (median) 

Waste (Before/after metal recovery) 

Coal  Wood  Waste  Coal  Wood  Wood Cy  Wood el 

Iron  60000  74100  40428  n/a  12230  16017  35672  11191  11191  11191 

Aluminium  50000‐60000  55600  26047  45309  10200  31754  60175  20005  14000  37000 

Chromium  1 to 3000  385  203  284  887  56  238  230  250 

Copper  6000  3400  437  725  774  285  340  254  470 

Mercury  1000 – 2500  0   ‐  0  0  1  2  0  6 

Manganese  4400  1140  1330  1500  864  1200  2409  1395  3955 

Nickel  3000  170  141  45  138  48  47  52  39 

Lead  30000‐100000  1200  120  500  3820  310  2627  545  5800 

Antimony  3  115  39  1  1085  61  137  36  290 

Tin  150  212   ‐  24  396  5  20  20  20 

Vanadium  1200  30  89  29  44  70  33  28  87 

Zinc  50000‐150000  4400  2990  1250  23250  27550  13286  2450  29800 

 Table 33: Concentrations of metals in ores compared to those in the landfill. 

   Metal Ore (%)  In Landfill (%) 

Iron  6,0  2,7  3,9 

Aluminium  5,0  6,0  2,2  2,5 

Copper  0,6  0,1  0,2 

Zinc  5,0  15,0  0,4  0,7 

 

It can be seen that the biggest potential for the more  interesting metals can be found  in the metal 

hydroxide sludge, only  limited by  the available  technologies. But  is also  important  to mention  that 

the  iron, aluminium and  copper  in C&D waste  is  in  scrap  form, which  is expected  to be easier  to 

recover.  

In the case of ashes, it can be seen that the potential varies depending on the metal.  It is important 

to mention that the iron ores contain mainly iron oxide, which is the same form in which appears in 

ashes, which leads to the possibility of applying traditional mining techniques. This is not the case for 

aluminium,  in which, despite  the  fact  that  it  is  found naturally  in oxidized  form,  it  is mined  from 

bauxite,  and  also  because  separating  from  the  oxide  is  not  yet  cost‐effective.  For  other metals, 

though the concentrations are  lower, they can be found already separated, reducing the processes 

needed for separation. 

6.4 ComparingLFMwithmodernminingEven though based on our results the metal concentrations  in the  landfill are  less then commercial 

mines, there are other factors that makes LFM financially attractive. There are five stages in modern 

mining,  prospecting,  exploration,  development,  exploitation,  and  reclamation.  Prospecting  is  the 

49  

search for metal ores or other minerals and exploration determines the size and value of the ore or 

mineral deposit.  

Based on Hartman (2002) the cost for prospecting is 1, 3 – 65 million SEK (0, 33 – 7, 15 SEK/tonne)2. 

This cost includes searching and studying geological reports and maps, conduct and study aerial and 

satellite photographs,  establishing base of operations  and  ground units,  conduct  geo  surveys  and 

analysing  the  findings. This  stage  takes between 1 – 3 years. The exploration  stage  costs 6,5 – 98 

million SEK  (1,43 – 10,73 SEK/tonne) and  takes 2  ‐5 years. This stage  includes sampling  (drilling or 

excavation), estimating tonnage and concentration, and deposit valuation. This stage determines to 

whether develop the project further or terminate it.  

On the other hand, in LFM, the prospecting stage is much shorter and cheaper since the locations of 

most  landfills are already known. There  is no need  for  searching  for a  landfill, especially  if  it  is an 

active one. So in reality the cost and time spent for this stage can be skipped or reduced significantly. 

As  for  the exploration stage,  in our case 4 million  tonne of waste was examined with no cost  in 6 

months by  two  students, of course  the cost of used manpower  (supervisor, contact person), used 

utilities  (university  rooms,  computers),  previous  reports  and  samplings  are  not  considered;  still 

compared to a similar prospecting‐exploration project, which will cost around 7 – 71 million SEK and 

take 3 – 8 years, LFM  is much cheaper and faster.  It can be argued that that our results are not as 

concrete as a mining project, neither as detailed or statistically proven; but by establishing a standard 

method for prospecting‐exploring landfills, this problem can be resolved.  

Development  is  preparation  necessary  to  bring  a mine  into  full  operation.  It  includes  planning, 

design, and construction. Before the development stage can start, a few factors must be considered 

(Howard L. Hartman, Jan M. Mutmansky, 2002). The first one  is the  locational factors; this  includes 

transportation  of  mineral  products  and  supplies,  availability  of  labour  and  support  services, 

operational impacts on environment, and employees’ satisfaction with their lifestyle.  Almost none of 

these  factors  are  an  issue  in  LFM. All  active  landfills  have  already  access  roads,  and  are  close  to 

population centres, thus labour is available. Since landfill itself is a threat to the environment, mining 

it helps to mitigate the undesirable environmental impacts. Still, employees’ satisfaction might be an 

issue  since  landfills  smell  bad.  The  other  factor  is  geological  factors  that  include  topography, 

dimension of the ore body, geologic consideration, chemical and metallurgical properties of ore. This 

factor is the same in LFM, but instead of ore body, we have waste. The other mentioned factor is a 

social‐economic‐political‐environmental factor that is out of the scope of this study.  

Exploitation is the recovering of minerals from the mine and delivering it to other facilities. There are 

many  factors  that affect  the mining method  (Hartman, 2002). For LFM,  these  factors and available 

technologies can be found in a thesis done by Shojai (2012).  

The final stage in mining is reclamation where the mine is closed and the land is restored. This stage 

takes 1 – 10 years with a cost of 6,5 – 130 million SEK  (1,43 – 29 SEK/tonne).  In LFM, reclamation 

stage is becomes a part of the exploitation stage since the waste is being removed or reduced in the 

exploitation stage. So unlike modern mining, as the exploitation reaches  its end, the  less waste and 

land there is to cover and restore.  

                                                            2 The prices are originally in U.S. $, the used conversion rate is 1 $=6,5 SEK.  

50  

6.5 ValueBased on the recent price of several metals that can be attractive for the market, we calculated the 

approximate value of the metals landfilled; Iron, Aluminium, Copper and Zinc are estimated using the 

total previously presented, other metals are shown only based on the amounts expected in ashes. 

Table 34: Estimated economic value of some metals in the landfill. 

    

Amount (ton)  Price3  Estimated Value

4(Msek) 

Min  Max  (USD/kg)  Min  Max 

Iron  127 015  180 283  0,14  116  164 

Aluminium  98 075  110 912  2,13 1358  1536 

Cobalt A  100  161  27  17  28 

Molybdenum A  40  62  27  7  11 

Nickel A  319  676  18,86  39  83 

Copper  7 388  9 392  7,97  383  487 

Lead A  2 442  4 726  2  32  61 

Tin A  476  1 031  21,93  68  147 

Titanium A  7 959  9 648  8  414  502 

Zinc  16 §126  27 069  1,9  199  334 A Amount in ashes only 

 

It can be seen in table 34 that there is great economic value in metals, adding up to around 3 billion 

Swedish kronor, being aluminium the most  interesting metal  in the study worthy around 1,4 billion 

Swedish  kronor.  In  addition, metals  such  as  Copper,  Titanium  and  Zinc  represent  relatively  high 

values. On the downside, the most abundant metal in the landfill, iron, is not as valuable because of 

its  low  price,  being  less  valuable  than  the  metals  presented  before,  but  reaching  however  an 

important value. 

However, since separation process and technological barriers can bring extraordinary costs, the ideal 

way of LFM to increase the profitability would be to find a direct use of the landfilled waste. 

6.6 NationalNumbersIn order to verify our results we compared them with an unpublished paper (Krook, et al., 2012), in 

which the metal amount in Swedish waste incineration ashes has been assessed. The study includes 

the BA and FA deposited for the period 1985 to 2010. In table 35, the generated ashes in Sweden and 

Gärstad has been compared. 

Table 35: Deposited ashes in Sweden compared to those in Gärstad and the ratio between them. 

Period   BA (tonne)  FA (tonne)  Total (tonne) 

Krook, et al.  1985‐2010  11,780,000  3,000,000  14,730,000 

Our study  1985‐2010  1,810,000  203,000  2,076,000 

Ratio (%)  15  7  14 

 

This shows that for the past 25 years, on average 14% of the generated ashes has been deposited in 

Gärstad landfill. Now we will apply this percentage on the metal amount of ashes from the study and 

                                                            3 Prices taken from (Index Mundi, 2012) after calculating the average price from October 2011 to April 2012  4 The prices are originally in U.S. $, the used conversion rate is 1 $=6,5 SEK. 

51  

compare with  our  results,  as  shown  in  table  36.  In  case  of  Fe  and  Al  the  scrap  form  has  been 

excluded,  thus only  the elemental  from are being shown.  It can be seen  that numbers are not  the 

same; this goes back to the fact that MFA  is not a very precise method. But the  important thing  is 

they all have the same order of magnitude and it can be concluded that our numbers agree with the 

previous study (Krook, et al., 2012).   

Table 36: Total amount of metal in landfilled bottom ash in Sweden; then downscaled to Gärstad landfill and compared with results of this study. All units are in tonne.  

 Sweden (Krook, et al., 

2012) Gärstad (14%) 

median (min‐max) based on this study 

Al  500000  70000  66000(62000‐74000) 

Fe  400000  56000  69000 (67000‐116000) 

Ti  100000  14000  7100 (7000‐8500) 

Zn  80000  11200  16500 (14000‐23000) 

Cu  70000  9800  5500 (5200‐6600) 

 

By downscaling the results of Krook’s  (2012) study about bottom ash to the  level of bottom ash  in 

Gärstad  landfill, and comparing them with this study’s result,  it can be seen that the  figures are  in 

same order of magnitude. This suggests that national studies about discarded metal can be used as 

an additional approach to estimate the metal stocks in a region.  

6.6.1 GärstadlandfillasasourceofmaterialIn order to estimate the potential of Gärstad landfill as a source for raw materials, it can be seen in 

table 37 a comparison between the material consumption in 2005 in Sweden and Östergötland with 

the estimated amount of some metals landfilled in Gärstadverket (Statistika Centralbyrån, 2009). 

Table 37: Domestic material consumption of some metals in Sweden downscaled to Östergötland and compared with landfilled amount of metals in Gärstad landfill.  

 

DMC in 2005 (kton) Landfilled in Gärstad 

(kton) 

Sweden Östergötland B

Min  Max 

Iron  4460  202  127  180 

Copper  532  24  7,4  9,4 

Nickel A  31  1  0,3  0,7 

Lead A  ‐21  ‐1  2,4  4,7 

Zinc  35  2  16,1  27,1 

Tin A  1  0,05  0,5  1,0 

Aluminium  236  11  98,1  110,9 A Amount in ashes only 

B Considering Östergötland as 5% of Sweden consumption, based on population ratio 

It can be seen that the amount of metals in the landfill is enough to fulfil the consumption of metals 

(Production + Import ‐ Export) in Östergötland for metals such as Zinc, Tin, and Aluminium for several 

years.  

The  difference  between  the  consumption  and  the  landfilled  amount  of metals may  lead  to  the 

conclusion  that  landfill  mining  is  not  a  reliable  source  of  materials  for  the  Östergötland  area; 

however  this can be explained as a  result of  the  recycling policies  that have been  implemented  in 

recent years which have resulted in low concentrations of metals in waste. 

52  

Nevertheless,  in other countries with  less strict policies about waste management,  is expected that 

landfills have a great potential as a source of raw materials. 

 

53  

7 ConclusionThough there is a considerable amount of metals in this specific landfill, it appears that is not yet an 

attractive source of metals compared  to a normal mine. But  if other advantages of LFM  like waste 

deposit space reduction, mitigation of environmental  impacts (leachate) and others are considered, 

it  might  be  economically  and  at  the  same  time  environmentally  interesting  to  carry  out  LFM. 

Especially  if  the  landfill  runs out of  space  and  expanding  it becomes needed.  Then  a  cost‐benefit 

analysis must be done  to determine whether expanding  the  landfill or  implementing  LFM  is more 

justifiable, economically and environmentally.  

As for the applied method, MFA, it was shown that it is possible to prospect and explore the amount 

of metals in a landfill by analysing the background of the landfill, resulting in a faster and cheaper but 

not  as  accurate  process  as  direct  measuring,  leaving  the  technological  barriers  as  the  principal 

limitation for landfill mining. 

7.1 RecommendationsforthecompanyThis  study  has  shown  that  it may  be  interesting  to  consider  in  the  near  future  the  possibility  of 

recovering  metals  from  landfills;  however,  some  additional  procedures  can  be  implemented  to 

facilitate future explorations. 

A systematic way for depositing waste can be  implemented; or a more detailed record on how and 

where the different types of waste are being deposited all over the landfill can be made. 

Considering  the  large  amounts  of waste  that  are  deposited monthly,  and  sampling  is  done  on  a 

regular  basis,  the  analysis  of  the  ashes  could  include  some  more  metals,  based  not  only  on 

environmental impact, but also on value, like iron, aluminium, and titanium. 

Nevertheless,  the  reason why ashes are hazardous and  then  landfilled  is  the metal contamination. 

Since metals are not combustible  it seems as a waste of energy and space to have them  inside the 

incinerators,  so  the  possibility  to  use metal  extraction  technologies  for waste  before  incineration 

should be considered. 

54  

   

55  

BibliographyAvfall Sverige, 2011. Swedish Waste Managment 2011, Malmö: Avfall Sverige AB. 

Baas, L., Krook, J., Eklund, M. & Svensson, N., 2011. Industrial ecology looks at landfills from another 

perspective. Regional Development Dialogue, 31(2), pp. 169‐182. 

Boverket, 1998. Brukstidens restmaterial, Karlskrona: Boverket. 

British Columbia Ministry of Energy and Mines, 2011. MINFILE Coding Manual Version 5.0 Apendix 

VII. [Online]  

Available at: 

http://www.empr.gov.bc.ca/MINING/GEOSCIENCE/MINFILE/PRODUCTSDOWNLOADS/MINFILEDOCU

MENTATION/CODINGMANUAL/APPENDICES/Pages/VII.aspx 

[Accessed 2012‐05‐20]. 

Cossu, R., Motzo, G. & Laudadio, M., 1995. Preliminary Study For A Landfill Mining Project In Sardinia. 

Caligary, Department of Geoengineering and Environmental Technologies, University of Cagliari. 

Dulski, T. R., 1996. Sodium oxide precipitation. i: A manual for the chemical analysis of metals. Ann 

Arbor: American society for testing and materials, p. 189. 

EIONET, 2009. Definitions & glossary: Waste. [Online]  

Available at: http://scp.eionet.europa.eu/definitions/waste 

[Accessed 2012‐06‐5]. 

EU, 2008. DIRECTIVE 2008/98/EC on waste (Waste Framework Directive), Brussels: Official Journal of 

the European Union. 

Frosch, R. A. & Gallopoulos, N. E., 1989. Strategies for Manufacturing. Scientific American , 3(261), 

pp. 144‐152. 

Hammar, M., 2012. Gärstad Landfill [Intervju] (February‐May 2012). 

Hogland, W., 2002. Remediation of an old landfill site. ENVIRONMENTAL SCIENCE AND POLLUTION 

RESEARCH, 9(1), pp. 49‐54. 

Hogland, W., Marques, M. & Nimmermark, S., 2004. Landfill mining and waste characterization: a 

strategy for remediation of contaminated areas. MATERIAL CYCLES AND WASTE MANAGEMENT, 6(2), 

pp. 119‐124. 

Howard L. Hartman, Jan M. Mutmansky, 2002. Introductory Mining Engineering. 2nd red. New Jersey: 

John Wiley and Sons. 

Index Mundi, 2012. Historical commodity prices. [Online]  

Available at: http://www.indexmundi.com/commodities/ 

[Accessed 2012‐06‐03]. 

Krook, J., Svensson, N. & Eklund, M., 2011. Landfill mining: a critical review of two decades of 

research. Waste Management, 32(3), pp. 513‐520. 

56  

Krook, J., Svensson, N. & Steenari, B.‐M., 2012. Potential metal resources in waste incineration ash 

deposits, u.o.: u.n. 

Naturvårdverket, 2012. Avfallsstatistik. [Online]  

Available at: http://www.naturvardsverket.se/sv/Start/Statistik/Avfall‐och‐

avloppsvatten/Avfallsstatistik/ 

[Accessed 2012‐06‐5]. 

Obermeier, T., Hensel, J. & Saure, T., 1997. Landfill Mining: Energy Recovery. Sardinia, Proceedings 

Sardinia 97, Sixth International Landfill Symposium. 

Rettenberger, G., 1995. Results from a landfill mining demonstration project. Caligary, Italy, 

Proceedings Sardinia 95, Fifth International Landfill Symposium. 

S. Netpradita, P. T. S. T., 2003. Application of ‘waste’ metal hydroxide sludge for adsorption. Water 

Research, Volym 37 , p. 763–772. 

Sılvia C.R. Santos, V. J. V. R. A. B., 2008. Waste metal hydroxide sludge as adsorbent for a reactive 

dye. Journal of Hazardous Materials, Volym 153, pp. 999‐1008. 

Statens Geotekniska Institut, 1999. Slaggrus Miljömässiga och materialtekniska egenskaper, 

Linköping: Statens Geotekniska Institut. 

Statens Naturvårdsverk, 1973. Beslut Nr215 DNR1878‐82‐73‐0580, Solna: Statens Naturvårdsverk. 

Statens Naturvårdsverk, 1980. Delbeslut Nr32 DNR350‐2985‐79, Solna: Statens Naturvårdsverk. 

Statens Naturvårdsverk, 1981. Beslut Nr32 DNR505‐215/81, Solna: Statens Naturvårdsverk. 

Statistika Centralbyrån, 2009. Varuflöden/materialflöden (MFA), biomassa, mineraler och fossila 

bränslen.. Import, export, inhemsk produktion och konsumtion av produkter/varor efter produkt, nivå 

5. År 1998‐2005. [Online]  

Available at: 

http://www.ssd.scb.se/databaser/makro/Visavar.asp?yp=dddbbf&xu=96487001&huvudtabell=Mater

ialFloden&deltabell=03&deltabellnamn=Varufl%F6den%2Fmaterialfl%F6den+%28MFA%29%2C+biom

assa%2C+mineraler+och+fossila+br%E4nslen%2E%2E+Import%2C+export%2C+inhemsk+produ 

[Accessed 2012‐05‐24]. 

Swedish Environmental Protection Agency, 2005. A Strategy for Sustainable Waste Management ‐ 

Sweden's Waste Plan, Stockholm: Swedish Environmental Protection Agency. 

Tekniska Verken, 1999. Från ånga till breband. 1st red. Linköping: Tekniska Verken. 

Tekniska Verken, 2004. Gärstadanläggningen, Linköping: Tekniska Verken. 

Tekniska Verken, 2012. Gärstad avfallsanläggning Miljörapport 2011 , Linköping: Tekniska Verken. 

UNEP, 2010. Metal Stocks in Society ‐ Scientific Synthesis, Paris: UNEP. 

UNEP, 2011. Assessing Mineral Resources in Society, Paris: UNEP. 

57  

UNSD, 2011. ENVIRONMENTAL INDICATORS ‐ Waste. [Online]  

Available at: http://unstats.un.org/unsd/environment/wastetreatment.htm 

[Accessed 2012‐06‐06]. 

Vägverket, 2000. Accessedning av restprodukter i Vägbyggnad, Stockholm: Vägverket. 

värmeforsk, 2011. Allaska. [Online]  

Available at: http://www.varmeforsk.se/forskningsprogram/askprogrammet/allaska‐sv 

[Accessed 2012‐06‐08]. 

 

   

58  

 

59  

AppendixA:Inflowsofthelandfillperyear 

Inflows 2007‐2011 

Tonne 2011 2010 2009 2008 2007

Waste subgroups  Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled  Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored 

Bottom ash KV1 coal  6300 ‐3200 400 3800 3300 3100 3600 

Fly ash KV1 coal  5500  7100  8500  7300  8800 

Wet ash and sludge KV1  220  60 240 470 530

Bottom ash KV1 wood  11400  1200 10200 6400 3600 1400 9300 8800

Fly ash KV1 wood  2200  1700 1700 2600 1400

Bottom ash Garstad  92300  ‐11900 71300  7100  100  59300  10600 54400  17500 43400  25500 

Fly ash Garstad

Wet and sludge Garstad  1010  180 120 40 20

Wood Ash from other sources  150 110 200

Construction and demolition  10200  4260 9900 4260 9000 4210 11300 3780 10400 4480

Asphalt 340

Asbestos 3050  590 640 950 530

Concrete 

Excavated material 

Municipality waste water  20  30 20 100 200

Sludge from street gullies and industry  2500  900 2000

Oil separated sludge  200

slaughter waste

Metal Hydroxide sludge  1900  1550 1490 2570 1400

Forest Waste

Latrine  410  30  30  30  30 

Scrap metal 8500 6400 9700 8800 9200

Glass

Not specific industrial waste 

Household Waste 

    

60  

  

Inflows 2002‐2006 

Tonne 2006 2005 2004 2003 2002

Waste subgroups  Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled  Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored 

Bottom ash KV1 coal  5500 2500 3100 300 1500 1100 2900 200 5100

Fly ash KV1 coal 11900  6000 6100 1500 4700 6700

Wet ash and sludge KV1  1600  1210 1180 700 1000

Bottom ash KV1 wood  9400 9500 3100 13200 8600 3400 14500 22200

Fly ash KV1 wood  1600  2200 3500 3600

Bottom ash Garstad  38800 10900 9700 60700 8700 1800 44100 ‐2100 3200 42100 ‐1700 30000 13400 

Fly ash Garstad 6600 6400 5900

Wet and sludge Garstad  20  60 70 240 380

Wood Ash from other sources  280 600 140 1090 500 590

Construction and demolition  9500  3110 10200 13700  12200 13200

Asphalt 1480 30 5400 4600

Asbestos 490  420 450 530 380

Concrete

Excavated material 

     

Municipality waste water  100  100 200 100 3800

Sludge from street gullies and industry  2000  500 700 900 1200

Oil separated sludge  2400 2300 2700 3600

slaughter waste 40 140 220

Metal Hydroxide sludge  2490  2890 2570 340 230

Forest Waste

Latrine 50  320 830 900 540

Scrap metal 5700 9000 6600 5700 6700

Glass

Not specific industrial waste 

Household Waste 

 

   

61  

Inflows 1997‐2001 

Tonne 2001 2000 1999 1998 1997

Waste subgroups  Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled  Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored 

Bottom ash KV1 coal  300  3070 1340 4850 1000 6140 14344 13200

Fly ash KV1 coal 4800  5900 7087

Wet ash and sludge KV1  860  710 792 1273

Bottom ash KV1 wood  12700  8100 9000 5700 19244 20846 21877

Fly ash KV1 wood 

Bottom ash Garstad  400  39900 7500 44700 6900 57240 49942 49673

Fly ash Garstad 5300  5200 4414 7462 7422

Wet and sludge Garstad  220  560 378 1277

Wood Ash from other sources  430  1050 1878 1745

Construction and demolition  20500  16700 10999 9507 6722

Asphalt 7800 12 7360 9851 

Asbestos 400  370 278 297

Concrete 1846 976

Excavated material  2212 1717 1410 

Municipality waste water  11400  770 19675 6708 7126

Sludge from street gullies and industry  1380  1460 654 773 567

Oil separated sludge  4610  4830

slaughter waste 110  110 8476 7102 700

Metal Hydroxide sludge  330  560 499 539 381 

Forest Waste 119464 

Latrine 380  190 283 237 1099

Scrap metal 6200 4140 1180 3764 949 1704 238 2546

Glass 17

Not specific industrial waste  ?

Household Waste 

 

   

62  

Inflows 1992‐1996 

Tonne 1996 1995 1994 1993 1992

Waste subgroups  Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled  Recovered Stored Landfilled Recovered Stored Landfilled Recovered Stored 

Bottom ash KV1 coal  21229  17458 20148  10971 10632

Fly ash KV1 coal

Wet ash and sludge KV1 

Bottom ash KV1 wood  20848  19693 18191  16679 15337

Fly ash KV1 wood 

Bottom ash Garstad  51330  42873 34253  37816 38246

Fly ash Garstad 7670  6406 5118  5650 5714

Wet and sludge Garstad 

Wood Ash from other sources 

Construction and demolition  12622  8657 19219

Asphalt 3835 12585 14163 9456 6098 

Asbestos 389  267 396 403 414

Concrete 1750 1445 2925 8411

Excavated material  1330 4643

Municipality waste water  17661  428

Sludge from street gullies and industry  106  5649 5528  4671 5320

Oil separated sludge  70 402 497

slaughter waste 7822  2167

Metal Hydroxide sludge  295  317 244 264 278

Forest Waste 141373

Latrine 579  197 2478  3422 2698

Scrap metal 3833 1997 4875 2783 2576

Glass 385  1173 1330 972 380

Not specific industrial waste  6539  8512

Household Waste 

 

  

Inflows 1974‐1991 

Tonne 1991  1990 1985‐1989 1982‐1984 1980‐1981 1974‐1979

Waste subgroups Landfilled  Landfilled Landfilled Landfilled Landfilled Landfilled

Bottom ash KV1 coal 8170  6300 5544

Fly ash KV1 coal 3600 3168

Wet ash and sludge KV1

Bottom ash KV1 wood 9446  8100 7128

Fly ash KV1 wood

Bottom ash Garstad 43588  38000 38000 33060 5600 10500

Fly ash Garstad

Wet and sludge Garstad

Wood Ash from other sources 

Construction and demolition  21942  13000 30000 30000 3000 47000

Asphalt

Asbestos 434  450

Concrete

Excavated material

Municipality waste water 569 

Sludge from street gullies and industry  6991  6150

Oil separated sludge 662 

slaughter waste 646  7200

Metal Hydroxide sludge 330 

Forest Waste

Latrine 48  3130 200

Scrap metal

Glass

Not specific industrial waste  2000 2000 2000 3050

Household Waste 16500 88000

 

64  

 

65  

AppendixB:MetalamountsindifferenttypesofashEstimated Median Values 

Tonne Total  Fe  Al As B Ba Cd Co Cr Cu Hg  Ma Mo Ni Pb Sb Se Sn Ti V Z 

Ash from Waste Incineration (BA + FA) 

271 588  18 074  14 258  12  37  492  5  8  122  831  0  300  6  45  418  65  1  64  1 125  9  1 861 

Bottom ash from WI 

594 656  42 047  31 768  20  77  1 077  6  18  237  2 104  0  671  13  110  807  69  2  135  2 086  18  2 620 

Bottom ash from WI 

564 974  22 841  20 826  16  73  558  6  21  159  1 868  0  642  11  100  623  62  3  121  1 982  16  2 649 

Bottom ash from WI 

85 500  3 457  2 989  3  11  127  1  3  37  332  0  97  2  19  103  11  0  18  300  2  451 

Fly ash from WI 

80 350  1 227  2 354  8  13  106  6  3  62  59  0  65  3  10  245  78  0  25  570  3  1 627 

Ash from Coal Inineration (BA + FA) 

159 712  3 703  8 780  2  4  214  1  25  17  54  0  199  1  13  39  9  2  0  305  12  3 027 

Bottom ash from Coal Incineration 

12 940  0  586  0  1  39  0  1  3  6  0  17  0  2  2  1  0  0  0  1  39 

Bottom ash from Coal Incineration 

14 820  0  671  0  1  44  0  1  3  6  0  20  0  2  2  1  0  0  0  1  44 

Bottom ash from Coal Incineration 

24 140  0  1 094  0  2  72  0  2  5  11  0  32  0  3  3  1  0  0  0  2  72 

Fly ash from Coal Incineration 

93 987  3 353  5 656  1  0  42  1  18  5  27  0  113  1  4  29  6  1  0  276  7  2 607 

Fly ash from Coal Incineration 

1 500  54  90  0  0  1  0  0  0  0  0  2  0  0  0  0  0  0  4  0  41 

Ash from Wood Incineration (BA + FA) 

245 619  2 943  3 083  33  54  388  2  3  67  155  0  422  2  11  248  8  1  6  292  7  1 017 

Ash from Wood Incineration (BA + FA) 

20 100  241  252  3  4  32  0  0  5  13  0  35  0  1  20  1  0  0  24  1  83 

Ash from Wood Incineration (BA + FA) 

5 700  68  72  1  1  9  0  0  2  4  0  10  0  0  6  0  0  0  7  0  24 

Bottom ash from Wood Inineration 

39 490  483  403  2  8  57  0  0  11  29  0  59  0  2  20  0  0  1  38  1  49 

Bottom ash from Wood Inineration 

63 080  771  643  3  12  91  0  1  18  46  0  95  0  3  32  0  0  1  61  2  79 

Fly ash from wood Incineration (Cyclone) 

17 400  195  314  6  5  36  0  0  4  5  0  36  0  1  34  2  0  0  33  1  170 

Fly ash from wood Incineration (Elfilter) 

3 100  35  115  3  1  5  0  0  1  1  0  12  0  0  18  1  0  0  6  0  92 

Total 2 298 656  99 490  93 955 111 305 3 390 28 107 758 5 550 1  2 826 40 327 2 649 313 11 372 7 108 84 16 553 

   Landfilled Recovered  Stored

 

66  

Estimated Minimum Values 

Tonne Total  Fe  Al As B Ba Cd Co Cr Cu Hg  Ma Mo Ni Pb Sb Se Sn Ti V Z 

Ash from Waste Incineration (BA + FA)

271 588  17 058  13 819  9  27  298  5  7  97  794  0  242  5  48  298  55  1  68  1 036  8  1 687 

Bottom ash from WI 

594 656  40 136  31 102  17  54  728  6  15  197  2 026  0  545  11  118  643  61  3  156  2 067  17  2 652 

Bottom ash from WI 

564 974  25 508  20 521  16  51  532  6  20  159  1 868  0  523  10  100  623  61  3  142  1 962  16  2 649 

Bottom ash from WI 

85 500  3 860  2 949  3  8  122  1  3  37  332  0  79  2  19  103  11  0  21  297  2  451 

Fly ash from WI 

80 350  1 181  2 202  6  12  66  5  2  54  56  0  61  2  10  197  70  0  19  490  3  1 442 

Ash from Coal Inineration (BA + FA) 

159 712  3 026  7 524  1  0  353  0  21  15  43  0  128  1  9  28  4  1  0  248  8  2 158 

Bottom ash from Coal Incineration 

12 940  0  437  0  0  73  0  1  2  4  0  13  0  1  1  0  0  0  0  1  26 

Bottom ash from Coal Incineration 

14 820  0  500  0  0  83  0  1  3  4  0  15  0  2  1  0  0  0  0  1  29 

Bottom ash from Coal Incineration 

24 140  0  815  0  0  136  0  2  5  7  0  24  0  3  2  0  0  0  0  1  48 

Fly ash from Coal Incineration 

93 987  2 739  5 104  1  0  35  0  16  4  25  0  66  0  2  22  4  1  0  225  4  1 940 

Fly ash from Coal Incineration 

1 500  44  81  0  0  1  0  0  0  0  0  1  0  0  0  0  0  0  4  0  30 

Ash from Wood Incineration (BA + FA)

245 619  2 740  3 319  33  54  259  2  2  32  74  0  419  1  ‐34  182  9  1  5  445  6  826 

Ash from Wood Incineration (BA + FA)

20 100  224  272  3  4  21  0  0  3  6  0  34  0  ‐3  15  1  0  0  36  0  68 

Ash from Wood Incineration (BA + FA)

5 700  64  77  1  1  6  0  0  1  2  0  10  0  ‐1  4  0  0  0  10  0  19 

Bottom ash from Wood Inineration 

39 490  418  322  1  7  31  0  0  5  12  0  57  0  1  12  0  0  1  49  1  33 

Bottom ash from Wood Inineration 

63 080  668  515  1  12  50  0  0  8  20  0  91  0  2  19  0  0  1  79  1  54 

Fly ash from wood Incineration (Cyclone) 

17 400  212  408  1  5  28  0  0  2  3  0  18  0  1  5  0  0  0  50  1  ‐28 

Fly ash from wood Incineration (Elfilter) 

3 100  38  73  2  1  5  0  0  1  1  0  12  0  ‐4  11  1  0  0  9  0  70 

Total 2 298 656  97 915  90 039 96 237 2 825 27 93 623 5 278 1  2 340 35 274 2 168 277 10 414 7 006 71 14 155 

   Landfilled Recovered  Stored

 

67  

Estimated Maximum Values 

Tonne Total  Fe  Al As B Ba Cd Co Cr Cu Hg  Ma Mo Ni Pb Sb Se Sn Ti V Z 

Ash from Waste Incineration (BA + FA)

119 588  22 237  14 825  16  66  490  7  15  148  1 123  0  318  9  80  764  112  2  151  1 189  10  2 305 

Bottom ash from WI 

470 436  53 144  32 489  23  150  1 053  9  31  290  2 752  0  663  18  185  1 519  97  4  321  2 105  20  3 221 

Bottom ash from WI 

564 974  46 413  21 610  16  143  556  6  25  159  1 868  0  634  11  100  623  64  4  311  2 001  17  2 649 

Bottom ash from WI 

85 500  7 024  3 110  3  22  126  1  4  37  332  0  96  2  19  103  11  1  47  303  3  451 

Fly ash from WI 

80 350  2 115  3 135  15  14  176  8  4  77  76  0  120  4  14  378  168  0  47  801  4  2 276 

Ash from Coal Inineration (BA + FA) 

124 864  5 150  10 170  4  0  1 546  1  31  29  74  0  329  3  20  66  9  1  2  346  19  4 595 

Bottom ash from Coal Incineration 

12 940  0  746  0  0  343  0  2  5  10  0  19  0  3  3  0  0  0  0  2  43 

Bottom ash from Coal Incineration 

14 820  0  854  0  0  393  0  2  6  11  0  21  0  4  4  0  0  0  0  2  49 

Bottom ash from Coal Incineration 

24 140  0  1 391  1  0  640  0  3  9  19  0  35  1  6  6  0  0  0  0  3  80 

Fly ash from Coal Incineration 

93 987  4 663  6 291  2  0  55  1  22  6  28  0  226  1  6  45  8  1  2  314  11  3 878 

Fly ash from Coal Incineration 

1 500  74  100  0  0  1  0  0  0  0  0  4  0  0  1  0  0  0  5  0  64 

Ash from Wood Incineration (BA + FA)

217 107  3 495  4 723  62  68  536  4  5  82  192  0  504  3  132  371  19  1  8  949  11  2 228 

Ash from Wood Incineration (BA + FA)

20 100  286  387  5  6  44  0  0  7  16  0  41  0  11  30  2  0  1  78  1  182 

Ash from Wood Incineration (BA + FA)

5 700  81  110  1  2  12  0  0  2  4  0  12  0  3  9  0  0  0  22  0  52 

Bottom ash from Wood Inineration 

39 490  531  483  5  9  78  0  1  13  39  0  69  0  3  27  0  0  1  131  2  101 

Bottom ash from Wood Inineration 

63 080  849  772  9  15  125  0  1  21  62  0  110  1  5  42  1  0  2  210  3  162 

Fly ash from wood Incineration (Cyclone) 

17 400  273  561  2  6  52  0  0  6  6  0  30  0  1  12  1  0  1  85  1  242 

Fly ash from wood Incineration (Elfilter) 

3 100  49  100  3  1  6  0  0  1  2  0  12  0  11  21  1  0  0  15  0  100 

Total 2 298 656  146 383  101 856 168 501 6 232 39 147 900 6 612 1  3 241 54 602 4 023 494 16 892 8 553 108 22 679 

   Landfilled Recovered  Stored