Oprensning af tungmetalforurenet jord, Miljøstyrelsen

I forbindelse med udarbejdelsen af et forslag til »Lov om ændringer af lov om affaldsdepoter« er der fastsat en særlig ordning for udviklingen af rensnings- og afværgeteknologier på j ord- og grundvandsforureningsområdet. Der vil årligt blive afsat et beløb af de samlede midler på affaldsdepotområdet til udvikling og afprøvning af nye afværgeteknologier.

For at kunne beslutte om der under teknologiprogrammet skal afprøves metoder til rensning af tungmetalforurenet jord, skal der skaffes et overblik over mulige rensemetoder. Nærværende projekt er derfor igangsat af Miljøstyrelsen for at beskrive og vurdere metoderne. Projektets formål er at beskrive metoderne og danne grundlag for en vurdering af, om de er anvendelige under danske forhold, herunder deres egnethed i forhold til danske jordtyper samt i relation til mængden af tungmetalforurenet jord i Danmark.

Nærværende rapport indeholder denne teknologibeskrivelse og er udarbejdet af Lizzi Andersen, VKI, med støtte fra Katrine Handberg, Peter Holm, Hanne B. Kruse og Bjørn Jensen, ligeledes VKI. Projektet er gennemført indenfor en periode på ca. 5 måneder (marts – juli 1997) med indsamling af litteratur samt kontakter til en række aktører indenfor området rensning af tungmetalforurenet jord. Rapporten er redigeret i efteråret 1997.

Sammendrag

Tungmetalforurening

På basis af amternes indberetning til ROKA-databasen er der registreret tungmetaller i jorden på 21% af affaldsdepoterne, hvorfor tungmetaller udgør den næsthyppigste forureningstype efter olie og benzin (30%). Ses der på registreret hyppighed i grundvandet udgør tungmetallerne 6%, og er således den 5. hyppigste (eller næstmindst forekommende) forureningstype. Tungmetalforurenet jord er således ikke en hyppig kilde til grundvandsforurening. Til gengæld forekommer tungmetaller ofte på større arealer i forhøjede koncentrationer, også på arealer der ikke er depotregistrerede.

Som et grundlag for at kunne vurdere behovet for at støtte udviklingen af metoder til oprensning af tungmetalforurenet jord er der i forbindelse med nærværende projekt gennemført en gennemgang af foreliggende materiale vedrørende omfanget af tungmetalforurening i Danmark (se bilag 1). Af denne opgørelse ses det, at der i alt er i størrelsesordenen 65 mill. ton tungmetalforurenet jord. Heraf er ca. 10,5 mill. ton jord placeret på såkaldte forurenede lokaliteter, mens resten er diffus forurening, hvoraf langt hovedparten (ca. 80%) er blyforurenet jord i tilknytning til vejsystemet. Opgørelsen viser også, at den tungmetalforurenede jordmængde, der i dag håndteres på årsbasis, udgør i størrelsesordenen
1/4mill. ton.

Ingen fungerende rensemetoder i Danmark

For tiden findes der ikke i dansk regi rensningsmetoder til oprensning af jord forurenet med tungmetaller, hvorfor jorden ofte deponeres på kontrollerede lossepladser. Denne håndtering af jorden er miljøbelastende, da den kræver afgravning og transport, uden at der opnås en forbedring af jordens kvalitet. Desuden optages deponeringskapacitet på de kontrollerede lossepladser.

Program for teknologiudvikling

I »Program for teknologiudvikling«, som er udarbejdet af Miljøstyrelsen, indgår tungmetalforurenet jord som et af indsatsområderne, især jord forurenet med bly, cadmium, krom, arsen, nikkel, zink, kobber og kviksølv. Programmet angiver, at der for at mindske mængden af metalforurenet jord, der skal deponeres på lossepladser, bør ske en udvikling af metoder til rensning af metalforurenet jord, f.eks. tyngdeseparation, ekstraktion eller jordvask, eller metoder der kan stabilisere jorden, f.eks. solidificering eller vitrificering, så der ikke sker udvaskning.

Nærværende projekt

Nærværende projekt er igangsat med henblik på at gennemføre en systematisk gennemgang af mulige metoder til håndtering af tungmetalforurenet jord. En nærmere metodebeskrivelse er givet i kapitel 2.

Oprensning af tungmetalforurenet jord baserer sig primært på en ændring af metallernes mobilitet. Enten øges mobiliteten ved at fremme fjemelsen af den opløste fraktion, hvorved ligevægten mellem opløst og bundet metal forskydes, eller ved kemisk manipulation af jordmiljøet (evt. ad biologisk vej). Eller også anvendes kemisk manipulation af metallernes tilstandsform til at forøge metallernes binding eller tilgængelighed, således at den miljømæssige konsekvens af metalernes tilstedeværelse reduceres.

Oprensningsmetoderne er grupperet i 4 hovedmetoder: elektrokinetik, phyto-oprensning, stabilisering samt vask og ekstraktion. Der er set på både metoder til in situ oprensning og rensning af opgravet jord. Rensningsmetoderne, der er gennemgået i nærværende projekt, er valgt, fordi de er eller er nær ved at være kommercielt tilgængelige, om end ikke i Danmark så i andre europæiske lande eller i USA/Canada. I kapitel 3 til 6 gennemgås de 4 hovedmetoder hver for sig.

Hvert af de 4 metodebeskrivende kapitler indledes med en teknisk beskrivelse af metoden, forskellige grundlæggende processer og de principielt forskellige hovedtyper indenfor teknikken. Derefter gives der en status over metodens udviklingsmæssige stade. Kapitlets tredje afsnit indeholder en oversigt over dokumenterede rensningseffektiviteter både i form af oprensningsprocenter og med hensyn til, hvilke forhold der har indflydelse på oprensningen. Der er anført kvantitative oplysninger af relevans for en vurdering af rensningsmetoden, hvor dette har været muligt. Det er valgt som hovedregel at angive rensningsprocenter, idet det er vurderet, at metodernes afhængighed af diverse faktorer (herunder også startkoncentrationerne) bedst sammenlignes ved hjælp af rensningsprocenterne. Hvor der direkte foreligger oplysninger om opnåede koncentrationer er disse også angivet. I det omfang der foreligger oplysninger om omkostningsniveau, er det angivet i kapitlets fjerde afsnit, både hvad angår økonomi og andet ressourceforbrug (herunder tid- og energibehov). Metodegennemgangen er sammenfattet i kapitlets femte afsnit, hvor også spørgsmålet om afledte miljøbelastninger er kommenteret tillige med metodens tekniske niveau og kunnen. Alle anvendte referencer er anført i afsnit 6.

En fælles sammenfatning og kommentering af metodens relevans under danske forhold er for de 4 hovedtyper givet i kapitel 7, mens referencer fælles for flere af metoderne og af mere generel karakter er anført i kapitel 8.

Sammenfatning

På basis af opgørelsen vedr. tungmetalforurenet jord i Danmark skal relevante oprensningsmetoder helst kunne:

oprense moderate koncentrationer af flere metaller i blanding

oprense blyforureninger

håndtere relativt lerede jorde.

Udfra dette synes metoder, der retter sig mod meget høje forureningskoncentrationer af enkeltmetaller (eller metalblandinger), hvor der anvendes skrappe kemiske (f.eks. ekstraktion med kraftige ekstraktionsmidler) eller fysiske (f.eks. vitrifikation) påvirkninger at være mindre relevante.

Af de gennemgåede metoder synes elektrokinetik og phyto-oprensning at have et potentiale. Jordvask vil især rette sig mod sandede jorde, hvor en efterfølgende oprensning af finfraktionen måske kunne ske via elektrokinetik. Sker der en videreudvikling af mere miljøvenlige ekstraktionsmidler, ville dette være en væsentlig forbedring af oprensningsmulighederne for bly i lerede jorde. Ligeledes vil udviklingen af mere specifikke stabiliseringsmetoder kunne være et væsentligt bidrag til en nedsættelse af miljøpåvirkningen fra evt. svært oprenselige restkoncentrationer af enkeltmetaller i en ellers oprenset blanding. De 2 sidstnævnte metoder er dog p.t. metoder, der er tidligt i udviklingsstadiet, hvorimod de øvrige egnede metoder er nærmere en praktisk implementering.

English Summary

Based on the reports from the counties to the Danish EPA's ROKA-database, contamination with heavy metals is registered on 21 % of the contaminated sites, which makes contamination with heavy metals the second most common type of contamination after oil and gasoline (30 %). Looking at the reported frequency in groundwater, heavy metals are registered on 6 % of the sites. In groundwater heavy metals are thus the fifth most common contamination (or the next to least most frequent). Soil contaminated with heavy metals is therefore not a common source of groundwater contamination. On the other hand heavy metals are often found in elevated concentrations on extended areas, including areas. not registered as contaminated sites.

As a basis for the assessment of the need for support of remedial methods for soil contaminated with heavy metals, available information concerning the extent of heavy metal contamination in Denmark has been evaluated as a part of the present project. The evaluation showed that in the order of 65 mill. ton heavy metal contaminated soil may be in need of some sort of remediation. Of this amount app. 10,5 mill. ton is located on contaminated sites, the rest being made up of diffuse contamination. The main part hereof (app. 80 %) consists of lead contaminated soil connected to the traffic infrastructure. The evaluation also shows, that at present app. 1/4 mill. ton of heavy metal contaminated soil is handled per year.

For the time being there a no Danish facilities or commonly used methods for the remediation of soil contaminated with heavy metals. The soil is therefore often disposed of in landfills. This type of handling of the soil causes adverse impacts on the environment, since it requires excavation and transport of the soil without improving the quality of the soil. lt also takes up disposal capacity at the landfills.

Soil contaminated with heavy metals is one of the focal points of the »Programme for Technology Development« set up by the Danish EPA to support development and technology transfer in connection with the remediation of contaminated soil and groundwater. In the programme it is stated that to be able to minimise the amount of soil contaminated with heavy metals that is disposed of in landfillls, methods for remediation of this type of soil should be developed, e.g. particle separation, extraction and soil washing or stabilisation techniques such as solidification or vitrification.

The present project has been started with the purpose of a systematical evaluation of possible methods for remediation of soil contaminated with heavy metals. A more detailed description of the evaluation method used, is given in chapter 2.

Remediation of soil contaminated with heavy metals is primarily based on an alteration of the mobility of the metals. Either the mobility is enhanced by the increased removal of the metal fraction dissolved in the pore water, thus shifting the equilibrium between the dissolved and the sorbed/precipitated phase, or by chemical manipulation of the sol environment (e.g. by biological means). Or else chemical manipulation of the speciation of the metals is used to increase the binding or the availability of the metals, thus rendering the metals less environmentally hazardous.

The remedial methods studied in the project are grouped in to 4 main groups: electroreclamation, phytoremediation, stabilisation plus soil washing and extraction. Both in situ methods and methods used on excavated soils are described. The methods studied are chosen because they are or are nearly commercially available, if not in Denmark than in Europeo Canada or the US. The 4 main methods are described in chapter 3 through 6.

Each of these chapters begins with a technical description of the method, the principle processes and the main types, the method can be divided into. Then a description of the state-of-the art is given. The third section gives an overview of obtained remediation results and the conditions influencing the efficiency of the clean-up. Quantitative information is given wherever possible. The clean-up is given as a percentage, since it is found to be the best way to illustrate the influence of different relevant factors (including the initial concentration) on the efficiency of the method. As far as information is available, data on costs is given in the fourth section, including economy, time demand and energy consumption. In the fifth section the evaluation is summarised, and the environmental impact, the technical state and capability of the method is commented. All references are listed in section 6 of each chapter.

An overall summary is given in chapter 7 together with an evaluation of the relevance of each method under Danish conditions. Common references are given in Chapter 8.

Based on the estimate of amount and types of soil contaminated with heavy metals in Denmark, relevant remedial methods should be able to:

clean up moderate concentrations of mixtures of heavy metals

clean up lead contaminated soil

handle relatively clayey soils.

Methods focusing on high concentrations of single metals (or metal mixtures) utilising harsh chemical (e.g. acid extraction) or physical (e.g. vitrification) manipulation, thus seem to be less relevant.

Of the studied methods both electroreclamation and phytoremediation seem to have a potential. Soil washing will especially be relevant for sandy soils, maybe utilising electroreclamation to further clean up the resulting fraction of fines. A further development of more environmental friendly extractants would be a great improvement of the possibilities to clean up lead contaminated soil.

Similarly a development of specific stabilisation techniques could contribute to the reduction of the en-vironmental impact from possible remaining and difficult removable concentrations of single metals in an otherwise treated mixture. The 2 last mentioned methods are in an early development phase, while the other relevant methods are closer to a practical implementation.

1 Indledning og baggrund

I forbindelse med udarbejdelsen af forslag til »Lov om ændring af affaldsdepoter« er der fastsat en særlig ordning for udviklingen af rensnings- og afværgeteknologier på jord- og grundvandsområdet. Der afsættes årligt et beløb af de samlede midler på depotområdet til fremme af teknologiudviklingen. Sigtet med bevillingen er at sikre udvikling og anvendelse af afværgeteknologier, herunder udvikling, implementering og afprøvning af nye teknologier. Desuden kan midlerne anvendes til udvikling af metoder til at dokumentere, vurdere og sammenligne afværgeteknikkers effektivitet, omkostninger og miljøpåvirkninger. Det er endvidere hensigten, at teknologiprogrammet skal sikre, at der sker en målrettet teknologioverførsel, afprøvning og implementering fra bl.a. USA, Holland og Tyskland til danske forhold.

Tungmetalforurening

På basis af amternes indberetning til ROKA-databasen er der registreret tungmetaller i jorden på 21 % af affaldsdepoterne, hvorfor tungmetaller udgør den næsthyppigste forureningstype efter olie og benzin (30 %). Ses der på registreret hyppighed i grundvandet udgør tungmetallerne 6 %, og er således den 5. hyppigste (eller næstmindst forekommende) forureningstype. Tungmetalforurenet jord er således ikke en hyppig kilde til grundvandsforurening. Til gengæld forekommer tungmetaller ofte på større arealer i forhøjede koncentrationer, også på arealer der ikke er depotregistrerede.

Ingen fungerende rensemetoder i Danmark

Program for teknologiudvikling

l 1996/97 er det prioriteret, at teknologiprogrammet primært skal sikre afprøvning og dokumentation af metoder til rensning af forureninger, der truer grundvandet, primært forureninger med klorerede opløsningsmidler og olie/benzin. Der er derfor primært prioriteret projekter vedrørende følgende oprensningsmetoder: reaktive permeable vægge, air sparging og vakuumventilering. Det er desuden fundet relevant at igangsætte projekter til vurdering af muligheder for rensning af metalforurenet jord.

Nærværende projekt

Nærværende projekt er igangsat af Miljøstyrelsen med henblik på at foretage en systematisk gennemgang af mulige metoder til håndtering af tungmetalforurenet jord. En nærmere metodebeskrivelse er givet i kapitel 2.

Som et grundlag for at kunne vurdere behovet for at støtte udviklingen af metoder til oprensning af tungmetalforurenet jord er der supplerende foretaget en gennemgang af foreliggende materiale vedrørende omfanget af tungmetalforurening i Danmark. Denne gennemgang er beskrevet i et notat, der er bilagt nærværende rapport som bilag 1.

2 Rapportopbygning og metode

Denne rapport fokuserer på oprensningsmetoder for tungmetalforurenet jord, d.v.s. jord forurenet med f.eks. arsen, bly, cadmium, kobber, krom, kviksølv, nikkel og zink. Der er ikke til- eller fravalgt oplysninger på baggrund af, hvilket metal det drejer sig om; dokumentationen af de enkelte teknologier har været bestemmende for fokus i rapporten.

Oprensning af tungmetalforurenet jord baserer sig primært på en ændring af metallernes mobilitet. Enten øges mobiliteten ved at fremme fjernelsen af den opløste fraktion, hvorved ligevægten mellem opløst og bundet metal forskydes, eller ved kemisk manipulation af jordmiljøet (evt. ad biologisk vej). Eller også anvendes kemisk manipulation af metallernes tilstandsform til at forøge metallernes binding eller tilgængelighed, således at den miljømæssige konsekvens af metallernes tilstedeværelse reduceres.

Metodernes effektivitet hænger selvfølgelig nøje sammen med det enkelte metals speciering (tilstandsform) og opførsel i det givne jordmiljø. Der er ikke gået nærmere ind på dette i nærværende rapport; læsere med ønske om en uddybende beskrivelse heraf henvises til den relevante litteratur, f.eks. Miljøstyrelsen: Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand, Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen, nr. 20, 1996. l bilag 2 er gengivet en ordliste over specielle begreber anvendt i nærværende rapport.

4 hovedmetoder

I kapitel 3 til 6 gennemgås de 4 hovedmetoder hver for sig:

Elektrokinetik, som er omtalt i kapitel 3 separerer forureningen fra jorden ved hjælp af selektiv migration som følge af påtrykning af et elektrisk felt.

Phytooprensning, der beskrives i kapitel 4, er en forholdsvis ny teknologi, som benytter planter til at ekstrahere eller stabilisere forureninger.

Stabilisering, omtalt i kapitel 5, omfatter forskellige typer af teknologier, der enten baserer sig på tilsætning af additiver til jorden, en kemisk eller mikrobiel omdannelse af metallernes tilstandsform eller på en kraftig tilførsel af energi, der bl.a. reducerer jordmatricens permeabilitet og dermed nedsætter muligheden for udvaskning.

I kapitel 6 er metoder til vask og/eller ekstraktion af jord beskrevet. Disse metoder baserer sig på en øgning af forureningernes mobilitet og fjernelseshastighed evt. ved hjælp af tilsætning af diverse additiver samt en efterfølgende separering af renset jord og vaskevæske.

Metodegennemgang

Hvert af de 4 metodebeskrivende kapitler indledes med en teknisk beskrivelse af metoden, forskellige grundlæggende processer og de principielt forskellige hovedtyper indenfor teknikken.

Derefter gives der en status over metodens udviklingsmæssige stade: er det en gennemprøvet teknologi, eller hvor langt i udviklingen fra koncept over laboratorieudvikling til fuldskalaafprøvning er teknologien kommet. Samtidigt gives der en oversigt over, hvilke grupper, d.v.s. universitetsmiljøer eller firmaer, der primært har arbejdet med den pågældende teknik.

Kapitlets tredje afsnit indeholder en oversigt over dokumenterede rensningseffektiviteter både i form af oprensningsprocenter og med hensyn til, hvilke forhold der har indflydelse på oprensningen. Det er anført, om resultaterne er opnået ved laboratorieforsøg, L, pilotskala-forsøg, P, eller ved fuldskalaoprensninger, F. Endvidere beskrives, hvilke aspekter ved teknologien der foreligger hvilken dokumenteret information om. Det er søgt at oplyse afprøvningsomfang m.h.t. metaller, koncentrationsniveauer, blandingsforureninger, jordtyper m.m. Der er anført kvantitative oplysninger af relevans for en vurdering af rensningsmetoden, hvor dette har været muligt.

Da det er ret forskelligt, hvorledes udviklingsforløbet har været indenfor de forskellige typer af teknikker, er det også ret forskelligt, hvordan og i hvilket omfang der foreligger dokumentation. Er det en teknik, som primært er udviklet via overførsel af teknologi fra andre områder (f.eks. råstofudvinding) er udviklingen som regel hovedsageligt sket i kommercielt regi. Der foreligger derfor af konkurrencemæssige årsager ofte ikke fuldstændige oplysninger om f.eks. anvendte additiver eller fuldt dokumenterede oprensningsforsøg. Er teknikken primært udviklet på universiteter og offentlige institutter, er der som regel en god beskrivelse af bagvedliggende mekanismer og også i et vist omfang kvantitative oplysninger om rensningseffektiviteter. De udførte forsøg tager dog ind i mellem netop mere sigte på at belyse mekanismer og uafklarede problemstillinger, hvorfor opnåelse af en optimal rensningseffektivitet ikke altid har været formålet, og forsøgene derfor ikke nødvendigvis har været kørt tilstrækkeligt længe, til at dette har kunnet opnås.

Det er valgt som hovedregel at angive rensningsprocenter i tabellerne over opnåede rensningseffektiviteter, idet det er det, der oftest angives i referencerne. Det har endvidere som oftest været effektiviteten af en metode under forskellige forhold, der har været fokuseret på, og den foreliggende dokumentation giver ofte ikke grundlag for en vurdering af, om en specifik koncentration kan opnås med den undersøgte metode. Det er således vurderet, at metodernes afhængighed af diverse faktorer (herunder også startkoncentrationerne) bedst sammenlignes ved hjælp af rensningsprocenterne.

I det omfang der foreligger oplysninger om omkostningsniveau, er det angivet i kapitlets fjerde afsnit, både hvad angår økonomi og andet ressourceforbrug (herunder tid- og energibehov). Der er generelt ikke i de givne oplysninger skelnet mellem anlægs- og driftsomkostninger. I dette afsnit er priserne m.v. refereret direkte som angivet i den pågældende reference, d.v.s. i det pågældende lands møntfod og enheder i øvrigt. En skønnet omregning til nuværende priser under danske forhold er givet i kapitlets sammenfatning.

Metodegennemgangen er sammenfattet i kapitlets femte afsnit, hvor også spørgsmålet om afledte miljøbelastninger er kommenteret tillige med metodens tekniske niveau og kunnen. Alle anvendte referencer er anført i afsnit 6.

Sammenfatning

Valg af rensningsmetoder

Rensningsmetoderne, der er gennemgået i nærværende projekt, er valgt, fordi de er eller er nær ved at være kommercielt tilgængelige, om end ikke i Danmark så i andre europæiske lande eller i USA/Canada.

Informationsindsamling

De informationer, der ligger til grund for gennemgangen, er indhentet via:

Litteraturgennemgang i følgende databaser:

Toxall
CAS-Online
Biosis
CAB
Geobase
NTIS Environmental Bibliography
Pollution abs.
Environline

Det søgeprofil der som udgangspunkt har været anvendt er gengivet i bilag 3.

Søgning via internettet med udgangspunkt i enten diverse søgemaskiner og brug af forskellige beskrivende ord for de enkelte rensningsmetoder eller via diverse offentlige myndigheders og miljøteknologiske informationsudbyderes hjemmesider.

Foreliggende knowhow hos VKI.

Diverse opfølgende kontakter.

3 Elektrokinetisk oprensning

3.1 Teknisk beskrivelse

Ved elektrokinetisk rensning af forurenet jord anvendes elektrisk strøm til ekstraktion af de forurenende stoffer, herunder også tungmetaller. Påtrykningen af et elektrisk felt medfører dels en øget vandbevægelse, dels en øget transport af ionerne i væskefasen og endelig en øget frigivelse af metalionerne fra jordmatricen. Såfremt oprensningsprocessen styres, således at udfældning af metallerne andre steder i jordmiljøet hindres, vil en elektrokinetisk oprensning mobilisere og fjerne metalioner fra jorden. Ved en styret genudfældning eller lignende efter bortpumpningen vil metalleme i princippet kunne genvindes.

Elektrokinetisk oprensning kan principielt anvendes både in situ og på opgravet jord.

Rensningen baserer sig på flere forskellige processer, der som følge af etableringen af et elektrisk felt i jorden opstår og virker samtidigt:

Elektro-osmose.

Elektromigration.

Elektrophorese.

Elektrolyse.

I det følgende er der givet en kort beskrivelse af disse processer.

Elektro-osmose

Alle jorde har en overskydende negativ ladning ved partikeloverfladerne, og ladningen stiger med den specifikke overflade af jorden, d.v.s. den er større i lerjorde end i sandjorde. På grund af denne negative overfladeladning tiltrækkes positive ioner/forbindelser i jordvæsken, således at der dannes et lag af positive kationer langs partikeloverfladerne. Etableres der et elektrisk felt i jorden, vil kationerne i dette elektriske dobbeltlag bevæge sig imod katoden sammen med nogle af vandpartiklerne i laget.

Dette vil p.g.a. medrivning medføre en resulterende væskebevægelse mod katoden i hele porevæsken. Den maksimale væskeflux vil findes i lerjorde med højt vandindhold og en lav ionkoncentration i porevæsken (og være i størrelsesordenen 10-4 cm³/s/cm² ved et spændingsfald på 1 V/cm). Hvis ionkoncentrationen i porevæsken stiger, vil den elektro-osmotiske flux falde.

Elektromigration og elektrolyse

Etableringen af et elektrisk felt (jævnstrøm) i jorden vil tillige bevirke, at frie ioner i porevæsken vil bevæge sig mod den modsat ladede elektrode. Dette vil betyde, at de (som oftest) positivt ladede metalioner vil bevæge sig mod katoden. Ved anoden vil der dannes brintioner p.g.a. elektrolyse af vand. Dette vil medføre dannelsen af en syrefront, som langsomt vil flytte sig fra anoden mod katoden og som vil medføre en øget desorption af de til jordpartiklerne adsorberede metaller. Ved katoden vil der ske elektrodeposition af metallerne på elektroden eller udfældning f.eks. som hydroxider i området nær elektroden.

Dette kan forhindres og/eller styres ved diverse modifikationer, ligesom desorptionen kan øges og pH-forholdene kan optimeres til de specifikke metaller og øvrige forhold i en given sag.

Dette kan f.eks. ske ved at tilsætte forskellige stoffer til det vand, der tilføres processen, stoffer som kan kompleksere metallerne eller på anden måde øge deres mobilitet (f.eks. ved at justere pH i den væske, der gennemstrømmer jorden). En anden mulighed er at tilsætte stoffer til elektrodekammeret, som f.eks. hindrer udfældning af metallerne m.m. på elektroderne.

Fig. 3.1 giver en skematisk beskrivelse af elektromigration inkl. dannelse og transport af H^{+ -} og OH^- ^-ioner.

(Figur - 9 Kb)

Figur 3.l
Skematisk beskrivelse af elektromigration, inkl. dannelse og transport af H+ og OH--ioner (efter Acar et al, 1995).

Elektrophorese

Elektrophorese er en bevægelse af små ladede partikler i et elektrisk felt, hvilket kan bevæge metaller, der er adsorberet til de små partikler, mod elektroden. Dette kan evt. medføre en tilstopning af porerne, typisk ved anoden, da jordpartiklerne ofte vil være negativt ladede.

Principiel beskrivelse

Fordelene ved at udnytte effekten af et elektrisk felt på jorden til oprensning af bl.a. metaller hænger sammen med, at i jorden vil den elektriske strøm primært bevæge sig, hvor der er den højeste elektriske ledningsevne. Dette er samtidigt de områder, der indeholder de højeste ionkoncentrationer, d.v.s. områderne nærmest partikeloverfladerne, hvor den højeste koncentration af adsorberede og frie metalioner vil befinde sig.

I et jordrensningssystem vil elektroderne som oftest være placeret i en væske adskilt fra direkte kontakt med jorden for at give gode betingelser for elektrodeprocesserne, for at brint og ilt, der dannes ved elektrodeprocesserne kan bortledes, og for at metallerne kan bortledes. Elektroderne skal endvidere være af et inert materiale som f.eks. kul, grafit eller platin. Som det fremgår af ovenstående, vil der blive fjernet vand som et led i processen, og det kan derfor blive nødvendigt at tilsætte vand for at bevare ledningsevnen og holde processen i gang. Dette er dog sjældent et problem i praksis, hvor man ofte opererer med diverse tilsætninger for at fremme processen i øvrigt, se senere.

En principiel beskrivelse af et elektrokinetisk jordrensningssystem er givet i fig. 3.2.

(Figur - 25 Kb)

Figur 3.2
Skematisk beskrivelse af elektrokinetisk oprensning i felten og af den elektrokinetiske transport i jorden (efter US EPA, 1997), konditionering: pH-regulering, tilsætning af additiver m.m.

Anden anvendelse

Elektrokinetik kan også anvendes alene som en transportmekanisme. Dette er bl.a. tilfældet i den proces, der har fået det kommercielle navn, Lasagna-processen, hvor forureningerne ved hjælp af et elektrisk felt transporteres til en særlig behandlingszone. I denne zone sker så den egentlige omdannelse. Denne proces er hidtil mest anvendt i forbindelse med oprensning af organiske forureninger, f.eks. triklorethylen (se. f.eks. US EPA, 1997), men behandling af metaller er under overvejelse.

Elektriske felter kan tillige anvendes til opvarmning af jorden for at fremme afdampningen af mindre flygtige forbindelser, f.eks. kviksølv, eller forureninger i tunge jorde og/eller dybe jordlag.

Endelig kan elektrokinetik anvendes til det, der benævnes elektrokinetisk hegning. I laboratorie- og feltskala er det påvist, at elektriske felter kan fange polære komponenter i en grundvandsstrøm og kan ændre pH og redox-potentialet i grundvandszonen. Forsøgene har bl.a. vist, at med en spændingsforskel på 200 V mellem elektroder placeret med en afstand på 5 m blev al zink i en grundvandsstrøm på 20 m/år tilbageholdt (se f.eks. Geokinetics, 1995).

Disse sidstnævnte øvrige anvendelser vil ikke blive beskrevet yderligere i det følgende.

3.2 Status

Elektrokinetisk rensning af jord har været undersøgt og afprøvet i laboratorieskala ved en række universiteter rundt om i verden siden midten af 1980'erne. Der er i dag en række grupper ved forskellige universiteter, der arbejder med det som en del af deres forskningsprogrammer. Der arbejdes primært med jordprøver tilsat metalforurening for herigennem at opnå et bedre principielt kendskab til metoden og til de faktorer, der påvirker den. Der har i mindre omfang været arbejdet med faktiske forurenede jorde.

Der har været foretaget pilotskalaforsøg samt feltafprøvninger i mindre omfang, og metoden har ligeledes været afprøvet fuldskala, specielt af en gruppe, som i dag udgøres af det kommercielle firma Geokinetics International, Inc., som både opererer i Europa og i USA. Derudover tilbyder mindst 4 andre amerikanske firmaer elektrokinetisk jordrensning. Det amerikanske energiministerium har igangsat mindst 2 demonstrationsprojekter vedrørende oprensning af tungmetalforurenet jord. Metoden har endvidere været afprøvet i 2 projekter under SITE-programmet under US EPA.

Patenterede koncepter

Der er i dag patenteret i hvert fald 4 koncepter:

Geokinetics' metode, som omfatter anvendelse af særlige boringer i forbindelse med placering af elektroderne i felten samt styring af pH og elektrolytsammensætningen ved elektroderne.

Louisiana State University og firmaet Electrokinetics, Inc. har patent på en metode til kontrol af syrefrontens bevægelse igennem jorden i kombination med elektroosmosen samt anvendelse af særlige tilsætningsstoffer til fremme af metallernes specifikke mobilitet.

En gruppe ved MIT i USA har patent på en særlig porøs elektrode, som muliggør etableringen af en vandstrøm igennem jorden samt kontinuert opsamling af opløst forurening ved anoden.

Institut for Kemi og Institut for Geologi og Geoteknik på DTU i Danmark har sammen med AS Bioteknisk Jordrens udarbejdet en metode, hvor den elektrokinetiske oprensning kombineres med indførelse af ionbyttermembraner mellem jord og elektrode, hvorved metoden bedre kan styres (se nærmere beskrivelse nedenfor). Metoden er patenteret og en licensaftale er etableret med AS Bioteknisk Jordens m.h.t. brug og videreudvikling af metoden til anvendelse ved oprensning af forurenet jord.

I det følgende er givet en oversigt over metodernes status m.h.t. afprøvningsskala m.m.

Geokinetics

Geokinetics har udført både feltafprøvninger og enkelte fuldskalaoprensninger. Resultaterne er nærmere beskrevet i afsnit 3.3.

Louisiana State University

Louisiana State University (LSU) og Elektrokinetics, Inc. har udført både omfattende laboratorieskala og pilotskalaforsøg i laboratoriet. Louisiana State University har bl.a. arbejdet med at opnå forbedret oprensning ved tilsætning af eddikesyre til katodekammeret for at depolarisere reaktionen ved katoden samt sørge for dannelsen af opløselige komplekser (Acar et al, 1995).

P.t. udføres et større demonstrationsprojekt, som evalueres under US EPA's SITE program. Det drejer sig om oprensning af en blyforurening (op til 4.500 mg/kg bly) ved et U.S. Army skydeterræn. Endvidere arbejder man en hel del med etablering af teoretiske og modelleringsmæssige værktøjer til at beskrive processen, se f.eks. Acar et al (1997).

Reed & Berg (1995) har opnået væsentligt forbedrede resultater med oprensning af bly i laboratorieforsøg ved at tilsætte en saltsyreopløsning til anodekammeret og en eddikesyreopløsning til katodekammeret.

Institut for Kemi/Institut for Geologi og Geoteknik, DTU

Institut for Kemi og Institut for Geologi og Geoteknik ved Danmarks Tekniske Universitet har udført omfattende laboratorieskalaforsøg på egentlig forurenet jord. Man har specielt arbejdet med modificering af elektrodekamrenes udformning. De betegner metoden som elektrodialytisk rensning af jord. Her er elektrodekammeret opdelt i 2 dele ved hjælp af ionbyttermembraner, der bl.a. hindrer de mobiliserede ioner i at nå elektroderne, men opsamler dem i procesvæsken i et mellemkammer (se f.eks. Ottesen, 1995). Denne opdeling af elektrodekamrene har en række fordele:

Der spares energi, idet strømmen i jorden alene bæres af de ioner, der i forvejen er i jorden.

Af samme grund kan der opnås lavere oprensningsgrader ved det samme energiforbrug.

Der kan ikke ske udfældning af metaller på katoden, hvilket kan påvirke processen.

Det kan forhindre tilbagetransport af frigivne ioner, der – p.g.a. ændret pH i katodekammeret – ændrer valens og dermed ladning.

Man har primært arbejdet med Cu, Zn og Pb i morænesand og moræneler. Metoden har endvidere været afprøvet på flyveaske, havneslam og flodsedimenter. P.t. kører et opskaleret, udendørs laboratorieforsøg med oprensning af en stærkt kobberforurenet, kalkholdig jord. Elektrodeafstanden er her ca. 1 m. Her har man opnået positive resultater ved hjælp af tilsætning af ammoniak til kompleksering af kobberet. Den tilsatte ammoniak kan enten fjernes efterfølgende ved hjælp af elektrokinetik eller udvaskes. Der har tillige været foretaget feltafprøvninger på kromforurenet jord. Diverse resultater er gengivet i afsnit 3.3.

På laboratoriet arbejdes der p.t. med vurdering af oprensningsmekanismerne ved hjælp af kemisk sekventiel ekstraktion. Den sekventielle ekstraktion anvendes til at opdele det i jorden bundne metal i mere eller mindre hårdt bundne fraktioner. Sekventiel ekstraktion foretaget før, undervejs og efter en elektrodialytisk rensning viser, at det elektriske felt påvirker flere af fraktionerne på en gang, således at det ikke kun er det mest mobile metal, der fjernes først, men at mobiliteten i de enkelte fraktioner øges løbende. En Ph.D-afhandling vedrørende dette forventes færdig snarest.

Endvidere arbejder man med at vurdere elektrodialysens påvirkning af jordegenskaberne, bl.a. ved at se på eventuelle omlejringer af strukturer og lermineraler ved hjælp af Scanning Elektron Mikroskopi (SEM). Ved hjælp af dette kan man endvidere studere metallernes specifikke binding til jordmatricen samt elektrodialysens påvirkning heraf, og man kan se på evt. partikelfjernelse p.g.a. ladningsforholdene. En Ph.D-afhandling herom forventes færdig om et års tid.

Gruppen har et samarbejde med Technische Universität Hamburg-Harburg (TUHH) omkring udvikling af en metode til oprensning af kviksølvforurenet jord. Metoden er baseret på TUHH's metode til elektroleaching, hvor der produceres hypoklorit ved hjælp af elektrolyse, dernæst ledes hypokloritten igennem jorden, hvorved kviksølvet udvaskes, og endelig udfældes kviksølvet ved katoden som metallisk kviksølv. Der arbejdes på en kombination af denne metode med en efterfølgende fjernelse af det resterende opløste kviksølv ved hjælp af elektrodialyse. Afprøvning af en anvendelse af den elektrodialytiske metode alene viste, at kviksølvet ikke blev fjernet, men det metalliske kviksølv blev oxideret

University of Tennessee

Ved University of Tennessee i USA har Cox et al (1996) også arbejdet med en elektrokinetisk metode til oprensning af kviksølvforurenet jord, hvor der anvendes tilsætning af iodkrystaller samt natriumiodid for at øge kviksølvets mobilitet. Her peger man tillige på muligheden for som sidste trin at fjerne mobiliseret kviksølv i porevæsken ved hjælp af elektrokinetik uden tilsætningsmidler.

AS Bioteknisk Jordrens

I Danmark har AS Bioteknisk Jordrens foretaget pilot- og fuldskalaafprøvninger af processen på opgravet forurenet jord på deres anlæg i Kalundborg. Man opererer med batchstørrelser på 2 tons og er ved at udbygge til 12 tons. Afstanden mellem elektroderne er ca. 1 m, og miledybden er ca. 1 m.

Der tilsættes indledningsvis vand ved oprensningen, således at jorden er våd. En evt. udtørring af zoner i jorden kan give en væsentlig påvirkning af strømfeltet i jorden.

For at optimere tidsforbruget arbejdes der med i starten ikke at indsætte det af DTU-gruppen patenterede dobbeltmembransystem, men først at anvende det senere i processen for at opnå tilstrækkeligt lave slutkoncentrationer. Efter oprensningen er det hensigten at neutralisere jorden og genindblande evt. udvaskede lerkolloider. Elektrolytterne oprenses med henblik på genanvendelse. Kobber udskilles som næsten rent kobber og kan sælges til genanvendelse.

Der har været foretaget oprensning af jord forurenet med arsen, bly, kobber og krom. Et større konkret projekt med oprensning af omkring 1000 tons nedknust, kromforurenet byggeaffald er opstartet. Kromen udskilles som Cr(VI), som man har en aftale om at afsætte til garvning.

3.3 Rensningseffektiviteter

I tabel 3.1 er samlet en række informationer om en række foretagne oprensninger. Det drejer sig både om resultater fra laboratorieforsøg, pilotskala- og feltafprøvninger samt om nogle få fuldskalaoprensninger. Hensigten med en række af forsøgene har været at undersøge indflydelsen af specifikke jordbundsforhold eller anvendelse af visse additiver, så oprensningen har ikke nødvendigvis været ført til ende.

Af tabellen fremgår det, at metoden kan anvendes med rimelig succes til oprensning af: Cr, Cu, Ni, Pb og Zn. Metoden har også været afprøvet til oprensning af visse radioaktive stoffer. Udfra de foreliggende resultater sker oprensningen af bly og kobber lettere end krom.

Med hensyn til oprensning af Hg henvises til beskrivelsen af arbejdet ved Technische Universität Hamburg-Harburg og ved University of Tennessee (afsnit 3.2).

For at opnå en god fjernelse ved en anvendelse af metoden in situ er det ifølge Lagemann (1993) vigtigt, at de pågældende metaller kan bringes i opløsning ved et pH på 4 – 5, at der ikke er metaldele eller isolerende materialer i jorden, og at forureningen ikke findes som større udfældninger eller på anden måde på fast form.

Oprensningen er ifølge oplysninger fra Institut for Kemi, DTU, bedre, jo større lerindholdet er.

Oprensningstiderne afhænger både af, hvilket metal det drejer sig om, jordtypen (lerindhold, elektrisk ledningsevne, kationbytningskapacitet, kalkindhold m.m.), forureningskoncentrationen ved start, elektrodeafstand, påtrykt spændingsforskel/strømstyrke og har varieret meget mellem de udførte projekter, hvoraf en del er standset før den ønskede oprensning blev opnået, enten p.g.a. tidsbegrænsninger (universitetsprojekterne) eller p.g.a. konkrete problemer.

Tabel 3.1
Betingelser og opnåede rensningsgrader ved en række laboratorie-, pilot- og fuldskala oprensninger med elektrokinetik

	Skala *	Jordtype	Vandind- hold, %	pH, før	pH, efter	Startkoncen- tration, mg/kg	Tids- for- brug, døgn	Fjernelse, % (opnået konc.)
Acar et al, 1995	P	-	-	-	-	op til Pb: 4.500	210	93
Alliger, 1997	L	sand f_o=2%	2-5	8,5	-	Hg: 200 - 1900	-	99
Cox et al, 1996	L	letsandet ler, f_o=4% sandet ler, f_o=11%				Hg: 500 (tilsat) Hg: 250		28 - 99 6
Hansen et al, 1996	L L L	morænesand sand morænesand med kalk	17 (red. til 10) - -	5,3 7,5 6,7	2,7- 3,3 8 4-6	Cu: 1400 Cr: 330 Hg: 520 Cu: 2300 Pb: 830 Zn: 2400	54 77 46	90 (200) 65 23 (520)1) stoppet 3)
Khan et al, 1994	L	støbesand+ slam f_o=3,5%	2)	8	2-7	Zn: 1900 Mn: 630 Pb: 180	7	25 - 72 37 - 72 0 - 46
Lagemann et al, 1993 & 1994	P P F (in situ) F F	ler & tørv (200 m³) ler (100 m³) ler (250 m³) finsand (2500 m³) ler + slam (2500 m³)	- 60 70 - -	- - - - -	- - - - -	Pb: 380->5000 Cu: 35-1170 Zn: gns. 2410 As: gns. 115 Cd: gns. 250 max.: 2200 Cr: 7300 Ni: 860 Cu: 770 Zn: 2600 Pb: 730 Cd: 660	43 53 80 700 -	51-94 (90-2450) 47-93 (13-580) 33 gns.: 60 (gns. 10) stoppet 4) 95% ?
Li et al, 1996	L	sand	-	-	-	Cu: - Zn: -	-	33-98 25-96
Ottosen et al, 1995-1997	L P P (in situ)	morænesand morænesand (300 kg) finsand m. 7% ler	17,4 (red. til 14-15) - -	5,8 - -	3-4 - -	Cu: 1360 Cu: 20.000 Cu: gns. 215 Cr: gns. 237	70 210 (400) 5) 46	85(<200) 33 (99)5) stoppet
Reed & Berg, 1995	L	finsand	23	6,2- 7,6	-	Pb: 1000, 10.000	21	70-97

Skala:
L: Laboratorieforsøg
P: Pilotskala-forsøg
F: Fuldskalaoprensning
1): p.g.a. stort kalkindhold
2): hydraulisk strømning på 1 cm' /min.
3): p.g.a. stor bufferkapacitet i jorden
4): p.g.a. problemer med udfældet CdS
5): skønnet ud fra de hidtil opnåede resultater, forsøget kører p.t.

Problemer i forbindelse med oprensningerne har bl.a. omhandlet: tilstedeværelsen af større mængder metalobjekter i jorden, højt kalkindhold, højt slamindhold, fortætning af jorden p.g.a. elektrophorese og/eller udfældninger.

Der er forskellige oplysninger om den mest optimale afstand mellem elektroderne, men en afstand på omkring 1 m er anvendt i de fleste projekter i lidt større skala.

3.4 Omkostninger

Omkostningerne i form af energi- og tidsforbrug samt økonomiske omkostninger er sammenfattet i tabel 3.2 på basis af oplysninger givet bl.a. i (US EPA, 1997) og (Ottosen, L., 1995). Der er ikke i de givne oplysninger skelnet mellem anlægs- og driftsomkostninger. For danske forhold foreligger kun generelle skøn m.h.t. energiforbrug. Egentlige kommercielle oprensningspriser er kun givet i forbindelse med et par enkeltsager. En skønnet omkostning i danske priser og under danske forhold er givet i afsnit 3.5.

Energiforbruget afhænger ifølge Lagemann (1994) af:

art og form af forureningen

jordens kationbytningskapacitet (CEC)

udgangskoncentrationerne.

Der er varierende resultater m.h.t. om øget spændingsfald øger metalfjernelsen. Acar et al (1995) anfører, at spændingsfaldet ikke bør overstige 1 V/cm for at undgå overopvarmning af jorden og af hensyn til en fornuftig afstand mellem elektroderne. I de fleste afprøvninger i lidt større skala har spændingsfaldet været i størrelsesordenen 20 - 40 V/m, og strømstyrken har været mellem 1 og 8 A/m² tværsnit.

Tabel 3.2
Oversigt over tids- og energiforbrug samt omkostninger givet i forbindelse med afrapportering af diverse afprøvninger m.m. af elektronetisk jordrensning.

	Skala *	Startkon- centration, mg/kg	Fjernelse %	Tids- forbrug, mdr.	Energi- forbrug kWh/ton	Omkost- ninger pr. ton
Acar et al, 1995	L P	Pb: 130 Pb: 2000	~ 100 90-95	- 3	18-36 -	- E**: 15-30 $/m³
Lagemann et al, 1993 - 1994	F P P F	»høj« Pb: 300-5000 Cu: 500-1000 Zn: gns. 2410 As: gns. 115	»god« op til 70 op til 80 33 60	Batch: 4 ½-5 off site: 7-23 in situ: 12-40 1 ½2 2 2½	- - - 38 (50) 2) 160 (320) 2) 150	150-190 NLG 1) 180-210 NLG 1) 190-220 NLG 1) 120-400 NLG for alle 3
Ottosen & Hansen et al, 1995- 1997	L	Cu: 2300 Pb: 830 Zn: 2400 Ca: 13000 Mg: 430 Cu: gns. 215 Cr: gns. 237	stoppet p.g.a. højt kalk- indhold - -	2½ 1½	350 340 2)	- -

* Skala:
L: Laboratorieforsøg
P: Pilotskala-forsøg
F: Fuldskalaoprensning
** E: Omkostninger til energiforbrug alene
I): NLG= Hollandske Gylden (I Gylden =3,4 Dkr.), prisen er minus omkostninger til opgravning og transport
2): skøn for at opnå de relevante hollandske standarder.

3.5 Sammenfatning

Metaller

Metalforurenet jord har vist sig at kunne oprenses ved hjælp af elektrokinetik. Det har været afprøvet på: As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb og Zn samt nogle radioaktive stoffer med varierende held.

Etableringen af et elektrisk felt i jorden påvirker alle former for metalforbindelser i jorden, således at der samtidigt sker en løbende mobilisering af alle tilstedeværende former for metalforbindelser og en fjernelse af de mobiliserede metaller.

Jordtyper

Metoden har været afprøvet i stort set alle jordtyper gående fra sand og grus til potteler og med et større eller mindre indhold af kalk og/eller organisk stof. Oprensningen er ifølge oplysninger fra Institut for Kemi, DTU, bedre, jo større lerindholdet er.

Teknologiudvikling

Metoden har været afprøvet både i laboratorie- og pilotskala og i mindre omfang i fuldskala. Nogle fuldskala-afprøvninger er i gang p.t. både i USA og i Danmark. Der er dog ikke tvivl om, at processen kræver en hel del udvikling og optimering stadigvæk, og at oprensningen i det enkelte tilfælde skal specialdesignes til både den konkrete jord og den konkrete forurening.

Faktorer af betydning for rensningseffektiviteten

Metalfjernelsen afhænger af, hvor stor en del af metallet der kan bringes på opløst form, og hvor hurtigt. Det er derfor nødvendigt, at pH-forholdene i jorden styres, således at der så vidt muligt opnås et pH-optimum for mobiliteten af de pågældende metaller. Det kan i sagens natur være vanskeligt, hvis flere forskellige metaller er tilstede samtidigt.

Et stort kalkindhold i jorden kan hæmme processen og kræve tilsætning af f.eks. ammoniak.

En forbehandling af jorden, hvor sten, metaldele og metal fjernes så vidt muligt, er ofte nødvendig. I sammenhæng hermed kan jorden evt. tilsættes ph-optimerende stoffer eller kompleksdannere for at fremme opløseligheden af metallerne og for dermed at begrænse energiforbruget. Supplerende processer, som f.eks. leaching, kan evt. være nødvendige i forbindelse med oprensning af bl.a. kviksølvforurenet jord. En styring af elektrodeprocesserne er ligeledes vigtig, og der er patenteret flere koncepter, der har til formål at optimere ovennævnte forhold.

Afledte problemer/effekter

Der foreligger p.t. ikke mange dokumenterede oplysninger om jordens tilstand efter oprensning, men der er igangværende studier heraf. Det vil dog formentligt altid være nødvendigt med en neutralisering og evt. en tilsætning af næringssalte. Det er endvidere vigtigt, at processen ikke afsluttes for tidligt, således at jorden indeholder resterende mængder af mobiliseret metal i jordvæsken, som kan give anledning til en øget miljøbelastning.

Anvendelse af tilsætningsstoffer, som øger metallernes mobilitet kan i sig selv give miljøproblemer i form af f.eks. en øget mulighed for nedsivning ved anvendelse af metoden in situ, såfremt tilsætningen ikke følges nøje. Afhængigt af, hvilke additiver der findes relevante i en konkret sag, kan dette medføre behov for en vis arbejdsmiljømæssig agtpågivenhed.

Energiforbrug

Energiforbruget til processen, som er en af de væsentligste omkostninger, afhænger både af art og type af metal samt startkoncentrationen, af jordtypen (bl.a. tekstur, bufferkapacitet og vandindhold), af oprensningsudstyret, bl.a. membranernes elektriske modstand, udstyrets udformning, f.eks. elektrodeafstanden og øvrige materialevalg samt muligheden for at optimere det påtrykte spændingsfald.

Energiforbruget ligger tilsyneladende i størrelsesordene 300 - 350 kWh/ton, og den optimale afstand mellem elektroderne synes at være ca. 1 m med et spændingsfald på i størrelsesordenen 20 - 40 V/m og en strømstyrke på 2 – 4 A/m² tværsnit.

Økonomi

Der foreligger ikke dokumenterede konkrete totalpriser, men en størrelsesorden på 500 til 1300 kr./ton ved en optimeret proces synes i de fleste tilfælde at være realistisk.

3.6 Referencer

	Acar, Y. B. & Alshawabkeh, A. N. (1993): Principles of Electrokinetic Remediation, Environmental Science & Technology, vol. 27, pp. 2638-2646.
	Acar, Y. B., Alshawabkeh, A. N. & Parker, R. A. (1997): Theoretical and Experimental Modelling of Multi-Species Transport in Soils Under Electric Fields, US EPA, Project Summary, EPA/600/SR-97/054.
	Acar, Y. B., Gale, R. J., Alshawabkeh, A. N., Marks, R. E., Puppala, S., Bricka, M. & Parker, R. (1995): Electrokinetic remediation: Basics and technology status, Journal of Hazardous Materials, vol. 40, pp. 117- 137.
	Acar, Y. B., Gale, R. J., Hamed, J. & Putnam, G. (1990): Acid/Base Distributions in Electrokinetic Soil Processing, Transportation Research Record no. 1288, pp. 23-34.
	Alliger, A. (1997): Experimental Comparison of two Electrochemical Systems for the Decontamination of Mercury Contaminated Soils, Master Thesis, GKKS-Forschungszentrum, Technical University of Denmark & Technische Universität Hamburg-Harburg.
	Bioteknisk Jordrens (1997): Elektrolytisk Jordrensning, notat, samt personlig kommunikation.
	Cox, C. D., Shoesmith, M. A. & Ghosh, M. M, (1996): Electrokinetic Remediation of Mercury-Contaminated Soils Using lodine/lodide Lixiviant, Environmental Science & Technology, vol. 30, pp. 19331938.
	Department of Energy (DOE) (1997): Electrokinetic Remediation of Heavy Metal Contamination in Unsaturated Soil, The DOE Industrial Projects Locator, http://www.oit.doe.gov/Access/locator/714.htm.
	Department of Energy (DOE) (1997): Electrokinetics in Uranium Contaminated Soils, http://www.em.doe.gov/rainplum/plum³26.html.
	Dzenitis, J. M. (1997): Soil Chemistry Effects and Flow Prediction in Electroremediation of Soil, Environmental Science & Technology, vol. 31, pp. 1191-1197.
	Geokinetics (1995): Electroremediation, A clean-up technology for the present and the future.
	Geokinetics (1997): Heavy metals, As, cyanide, etc – Electrokinetic Remediation, http://www.geokinetics.com/giirce.htm.
	Hansen, H. K., Ottosen, L. M. & Kliem, B. K. (1996): Electrodialytical Remediation of Soils Polluted with Cu, Cr, Hg, Pb and Zn, Journal of Chemical Technology and Biotechnology, (accepted for publication).
	Hansen, S. S. (1997): Personlig samtale, 17 juni 1997.
	Khan, L. I. & Alam, M. S. (1994): Heavy Metal removal From Soil by Coupled Electric-Hydraulic Gradient, Journal Environmental Engineering, vol. 120, pp. 1524-1543.
	Lagemann, R. (1993): Electroreclamation: Applications in The Netherlands, Environmental Science & Technology, vol. 27, pp. 2648-2650.
	Lagemann, R. & Pools W. (1994): Electro-remediation: State-of-the Art, Conference Paper, In situ Electrochemical Soil and Water Remediation, Palo Alto, Ca, USA, February 28 – March 1, 1994.
	Lagemann, R. (1993): Electroreclamation, Applications in The Netherlands, Environmental Science & Technology, vol. 27, pp. 2648-2650.
	Lagemann, R. (1991): Electro-reclamation: A new technique for In Situ and On/Off soil remediation, Pollution Prevention.
	Lagemann, R., Pool, W. & Seffinga, G. A. (1990): Electroreclamation: State-of-the-Art and future Developments, in: Arendt, F., Hinsenveld, M. & van den Brink, W. J. (eds.): Contaminated Soil `90, pp. 1071-1078.
	Li, Z., Yu, J.-W. & Neretnieks, I. (1996): A new approach to electrokinetic remediation of soils polluted by heavy metals, Journal of Contaminated Hydrology, vol. 22, pp. 241-253.
	Merminod, V. (1996): Electrokinetic method applied to the decontamination of soils, http://dcwww.epfl.ch/igc11/soils.html.
	Ottosen, L. M. & Hansen, H. K. (1997): Personlig samtale, 2 juni 1997.
	Ottosen, L. M. & Hansen. H. K. (1997): Elektrodialytisk rensning af jord fra Collstrup-grunden med kontinuerlig NH3 tilsætning, notat.
	Ottosen, L. M., Hansen, H. K., Laursen, S. & Villumsen, A. (1997): Electrodialytic Remediation of Soil Polluted with Copper from Wood Preservation Industry, Environmental Science & Technology. (accepted for publication).
	Ottosen, L. M., Villumsen, A. & Hansen, S. S. (1997): Elektrodialytisk rensning af tungmetalforurenet jord, Orientering, Amternes Depotenhed, Februar 1997.
	Ottosen, L. M., Hansen H. K., Laursen, S., Karlsmose, B. & Villumsen, A. (1996): Elektrokinetisk rensning af tungmetalforurenet jord, i ATV-Komiteen vedrørende Grundvandsforurening, Vintermøde om Grundvandsforurening, Vingstedcenteret, 5. - 6. Marts 1996.
	Ottosen, L.M. (1995): Electrokinetic Remediation, Application to Soils Polluted from Wood Preservation, Ph. D. Thesis, Danmarks Tekniske Universitet.
	Reed, B. E. & Berg, M. T. (1995): In-Situ Electrokinetic Remediatio of a Lead Contaminated Soil: II. Effect of Reservoir Conditioning.
	Renaud, P. C. (1990): In Situ Extraction of Contaminants from Hazardous Waste Sites by Electroosmosis, i: Arendt, F., Hinsenveld, M. & van den Brink, W. J. (eds.): Contaminated Soil `90, Kluwer Academic Publishers, Holland.
	Ribeiro, A., Villumsen, A., Jensen, B., Réfego, A. & Viera e Silva, J. M. (1995): Electrokinetic remediation. Removal of Cu, Cr, and As from a Portuguese soil, Third International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements.
	US EPA (1995): In Situ Remediation Technology: Electrokinetics, Office of Solid Waste and Emergency Response, EPA 542-K-94-007.
	US EPA (1997): Recent Developments for In Situ Treatment of Metal Contaminated Soils, Office of Solid Waste and Emergency Response (5102G), EPA-542-R-97-004.

4 Phyto-oprensning

4.1 Teknisk beskrivelse

Ved oprensning af metalforurenet jord ved hjælp af planter, phyto-oprensning, udnyttes planternes evne til at ekstrahere, optage, akkumulere og evt. uskadeliggøre diverse stoffer (samt vand) fra jorden. Jorden renses således ved at metallernes mobilitet øges via udskillelsen af enzymer fra planterødderne, dernæst fjernes de opløste metaller via rodoptag og translokation til de øvre plantedele. Ved høst af planten kan metallerne endeligt fjernes helt fra jordmiljøet.

Alle planter kan optage og akkumulere de metaller, der er essentielle for plantens vækst, men visse planter kan også optage og tolerere metaller, som ingen vækstmæssig betydning har, eller som findes i koncentrationer, der normalt ville være toksisk for plantevæksten. Sådanne planter har som oftest udviklet sig på naturligt stærkt metalholdige jorde og et kendskab til dem har i mange år været anvendt i forbindelse med søgning efter malmholdige områder. På denne måde er der opstået et kendskab til planter, som kan akkumulere op til 3% metal i planten (målt som tørstof) eller op til 25 % i plantesaften (målt som tørstof) uden tegn på skader. Sådanne planter er fundet over hele verden, se tabel 4.1.

En lang række mekanismer har betydning for den samlede proces:

eksistensen af en aktiv mikrobiel biofilm omkring planterødderne (rhizosfæren)

frigivelsen af overfladeaktive, pH- eller redox-ændrende stoffer, chelater m.m. fra planterødderne og det mikrobiologiske miljø omkring dem

symbiotiske svampe-miljøer i rodzonen som forøger optagefladen samt medfører yderligere enzymatisk aktivitet

tilstandsformen og biotilgængeligheden af forureningsstofferne i jorden.

stofoptag gennem rodoverfladen

transport af stofferne (translokation) op i den overjordiske del af planten

evnen til akkumulering og isolering af toksiske stoffer

evnen til at optage, transportere og fordampe vand.

Siden 1970'erne har de mekanismer, som styrer planternes evne til at optage og tolerere meget høje metalkoncentrationer, været undersøgt. Det drejer sig f.eks. om indbygning af zink i plantens cellevægge, chelatering af nikkel med citrat, chelatering af nikkel, zink og kobolt med æblesyre, associering af nikkel med pektin og associering af zink med phytlochelatin.

Anvendelsen af planter som ekstraktions- eller stabiliseringsmedium er først foreslået i forbindelse med: oprensning af spildevand i rodzone anlæg, »biominedrift« for ædelmetaller og ved revegetation af gamle mineområder. Først i de senere år har man fået øje på planternes mulighed med hensyn til oprensning af forurenet jord (og grundvand). I sagens natur er phyto-oprensning primært rettet mod en in situ oprensning af forurenet jord.

Phyto-oprensning af uorganiske stoffer (herunder metaller) opdeles ofte i:

Phytostabilisering.

Phytoekstraktion.

Rhizofiltrering, som primært retter sig mod oprensning af vand, men som principielt kan anvendes in situ til oprensning af højtliggende grundvand (eller vådområder).

Rhizofiltrering er som sagt primært en vandrensningsmetode og vil ikke blive specifikt omtalt her. Metoden er i forhold til phytoekstraktion og phytostabilisering en relativt udviklet og afprøvet teknik. Metoden har dog overvejende været anvendt til oprensning af organiske forureninger.

Phytostabilisering

Ved phytostabilisering anvendes planterne til at begrænse metallernes mobilitet og biotilgængelighed, se en skematisk gengivelse i fig. 4.1. Ideelt set bør phytostabiliserende planter kunne tolerere høje metalkoncentrationer samtidigt med at de immobiliserer metallerne i jorden via udfældning, kompleksering, sorption til rodoverflader eller ændring af metallernes valens. Endvidere bør de heller ikke optage og akkumulere metallerne i noget væsentligt omfang. Beplantning for at hindre erosion og nedsivning kan tillige opfattes som en slags phytostabilisering.

(Figur - 9 Kb)

Figur 4.1
Phytostabilisering af metalforurenet jord (efter Cunningham et al, 1995).

Phytoekstraktion

Phytoekstraktion benytter sig af hyperakkumulerende planter til at optage metaller og opkoncentrere dem i planterne, helst efter en translokering af metallerne fra rødderne til de overjordiske plantedele, se en skematisk gengivelse i fig. 4.2. Herefter kan disse plantedele høstes, hvorved metallet fjernes fra arealet. Tørrede eller komposterede plantedele eller planteaske kan efterfølgende deponeres, hvor mængden vil være væsentligt reduceret. Det er målet at kunne genanvende planteresterne som »biomalm« i en metaloparbejdningsproces.

Man kalder en plante for hyperakkumulerende, hvis den i bladene indeholder mere end 1 vægt-% Zn eller Mn på tørstofbasis eller mere end 0,l vægt-% Co, Cr, Cu eller Ni.

Der har været arbejdet med at anvende både træer, græsser og vilde urter samt nytteplanter til phytoekstrahering. Træer har den fordel, at de udvikler en stor biomasse og dermed et stort samlet optag. Til gengæld er vækstperioden lang, og bladfald kan medføre en borttransport af metal eller en tilbagetransport til jorden på vækststedet. Græsser (og ikke mindst en række vildtvoksende urter) er relativt gode metalakkumulatorer, men biomasseproduktionen er til gengæld ret lav. Der har i mange år været forsket i nytteplanters metaloptag af hensyn til den mulige fødekædebelastning. Denne viden kan nu anvendes til at vurdere planternes mulige egenskaber til jordoprensning. Fordelen ved nytteplanter er, at de har en relativt høj biomasseproduktion og en forholdsvis kort vækstsæson. Endvidere er dyrknings- og høstværktøjerne veludviklede, og planterne forholdsvis genetisk stabile.

(Figur - 9 Kb)

Figur 4.2
Phytoekstraktion af metalforurenet jord (efter Cunningham et al, 1995).

Forskning i de mekanismer, der har betydning for phytoekstraktionen, har vist, at planterne for at mobilisere metallerne i jorden, således at de kan optages, udskiller metal-chelaterende stoffer (phytosiderophorer), f.eks. visse organiske syrer. Phytochelatiner og metalthioniner i planterne (som også har betydning for planternes metaltolerance, se senere) kan muligvis også fungere som sidorophorer.

Visse planter (f.eks. ærter) kan også udskille enzymer, som kan reducere visse metaller til mere optagelige valensformer. Endelig kan planterødder udskille protoner, hvorved jordens pH reduceres, hvilket via desorption af visse metaller fra jorden igen kan øge optaget af disse metaller. Disse processer kan også udføres af svampe eller bakterier i rhizosfæren.

Translokeringen af metal fra roden til plantens øvrige dele vurderes på baggrund af den nuværende forskning igen at være afhængig af dannelsen af visse opløselige metal-chelater, f.eks. citrat for Cd's vedkommende. Planter, der er gode til at danne sådanne chelater, er således gode hyperakkumulatorer.

Når først metallet findes i det øvre plantevæv skal det gøres ugiftigt for planten. For zinks vedkommende ved man, at dette kan ske ved akkumulation i vakuolerne eller ved udfældning som zinkphytat. Nogle forskere (Salt, 1996) mener:

at Cd sandsynligvis akkumuleres i vakuolerne ved associering med phytochelatiner, som indeholder svovl bl.a. i form af sulfid,
at Cu transporteres og uskadeliggøres tilsyneladende ved associering med metalthioniner, et planteprotein, der især binder metal,
og at et højt indhold af Pb i jorden medfører dannelse af phytochelatiner i rødderne til binding og transport af Pb.

Andre forskere (f.eks. Chaney et al, 1997) mener dog, at tolerancen i planten mere er knyttet til isolering i vakuolerne, hvortil metallet transporteres ved hjælp af forskellige organiske syrer, f.eks. citrat.

Modifikationer

Phytoekstraktions virkningsgrad afhænger væsentligt af metallernes tilgængelighed i jorden. Af den samlede metalkoncentration i jorden vil typisk kun en mindre del være umiddelbart tilgængelig for planteoptag. Der arbejdes en del med at forøge metallernes plantetilgængelighed i jorden i sammenhæng med phytoekstraktions-processen. Forsøg har været udført med tilsætning af chelateringsmidler til jorden enten inden behandlingen eller opløst i det tilførte vand eller gødning.

4.2 Status

Arbejdet med phyto-oprensning har ud over opsøgningen af hyperakkumulerende planter primært foregået på laboratorieniveau indtil nu. Der er dog gennemført forsøg i pilotskala og større demonstrationsprojekter er igangsat (dette arbejde drejer sig dog hovedsagelig om oprensning af organiske forureninger). Der kører ét projekt under US EPA's SITE program, men dette projekt vedrører også oprensning af organiske forureninger.

Som nævnt under den tekniske beskrivelse er arbejdet omkring phyto-oprensning startet som en udløber af arbejdet med lokalisering af malmområder på baggrund af vegetationen. En af de grupper som har startet arbejdet med at identificere hyperakkumulerende planter er en gruppe omkring Dr. Allan J. M. Baker fra University of Sheffield i England og Dr. Roger D. Reeves fra Massey University i New Zealand. De har identificeret planter, der hyperakkumulerer Cd, Pb, Ni, Co, Cu, Se, Cr og Mn i malmrige områder i især Europa, Australien, Sydamerika og Afrika (f.eks. Reeves et al, 1995).

Endvidere har denne gruppe kørt en række forsøg i samarbejde med forsøgsstationen i Rothamstead, England, hvor man i en lang årrække har undersøgt effekten af tilførsel af metalholdigt slam til landbrugsjord. Her har man således også arbejdet med hyperakkumulerende planters evne til at optage metaller fra disse jorde (se bl.a. McGrath, 1996).

En anden pionergruppe inden for arbejdet med phytoekstraktion af metaller er en gruppe omkring Dr. Rufus Chaney ved det amerikanske landbrugsministeriums forsøgsstation i Beltsville, Maryland i samarbejde med University of Maryland. Her har man især arbejdet med forsøg med phytoekstraktion af Zn og Cd ved hjælp af forskellige plantetyper, herunder også majs og tomat. Endvidere arbejder man med karakterisering af et meget stort antal planter m.h.t. deres metalakkumulerende egenskaber.

l de senere år har en række grupper ved forskellige amerikanske universiteter samt ved DuPonts forskningsafdeling i Delaware arbejdet ihærdigt med phyto-oprensning. Projekterne har været finansieret dels af den amerikanske miljø- eller energistyrelse, af det amerikanske forsvar (dette gælder dog især projekter vedrørende oprensning af organiske forureninger) samt af diverse store koncerner:

Rutgers University

En gruppe ved Rutgers University i New Jersey under ledelse af Professor llya Raskin har arbejdet især med oprensning af blyforurenet jord samt med jord forurenet med radioaktive stoffer. Man har arbejdet med planteselektering til brug for både phytoekstraktion og rhizofiltrering, med tilsætning af chelateringsmidler og mikroorganismer til jorden med henblik på at øge metaloptaget (Salt et al, 1995) samt med isolering af planteenzymer, der især varetager metaltransport og -uskadeliggørelse i planterne (bl.a. Salt et al, 1997). Man har arbejdet med at gensplejse en anden sennepsplante, Arabidopsis, således at den indeholder et kviksølvreducerende enzym. Arbejdet har dog hidtil kun foregået i laboratoriet, og den pågældende plante er for lille til at udgøre et reelt oprensningsmedium. Et tilsvarende arbejde med isolering og transplantering af kviksølv reducerende enzymer i Arabidopsis for hermed at øge plantens tolerance overfor kviksølv foregår også på University of Georgia (bl.a. Meagher et al, 1997).

Phytotech, Inc.

Det er llya Raskin fra Rutgers University, der har startet fiirmaet Phytotech, Inc., som i dag tilbyder kommerciel oprensning ved hjælp af planter. Phytotech har arbejdet en del for det amerikanske energiministerium med phytoekstraktion og rhizofiltrering af metaller og ikke mindst radioaktive stoffer. Bl.a. har man udført forsøg med oprensning af områder i Tjernobyl ved hjælp af solsikker sat ud på pramme i vådområderne. På det seneste har man udført feltforsøg med oprensning af et boligområde i Massachusetts, USA med stærkt forhøjede blykoncentrationer i jorden (Blaylock et al, 1997).

PHYTOkinetics, Inc.

Det andet kendte kommercielle phyto-oprensningsfirma i USA er PHYTOkinetics, Inc. Ud fra de rapporterede undersøgelser har de dog primært arbejdet med oprensning af organiske forureninger, især finansieret af de store olieselskaber.

Cornell University

Ved Cornell University i New York har man i de senere år set på akkumulering af bl.a. Zn og Cd ved hjælp af havre og byg i forhold til Indisk Sennep, Brassica juncea. Gruppen ved Cornell University har i øvrigt især set på identifikation af mekanismer, der styrer metaloptag, translokation og tolerance i planterne. Man har bl.a. påvist, at hyperakkumulerende plantesorter tilsyneladende har et meget væsentligt forøget optag (absorption) af f.eks. Zn gennem rodcellemembranerne i forhold til ikke-akkumulerende sorter (se f.eks. Kochian, 1997).

DuPont Research

Gruppen hos DuPont Central Research and Development i Delaware under ledelse af Scott D. Cunningham har især arbejdet med phytoekstraktion af bly og har interesseret sig for forskelle i planternes akkumulering i rødderne i forhold til translokeringen til og akkumuleringen i blade m.m.

Man har også hos DuPont arbejdet med tilsætning af chelateringsmidler til jorden for at øge andelen af optageligt metal. Endelig har man i samarbejde med University of Washington og North Carolina State University arbejdet med genteknologi i forbindelse med phyto-oprensning, dog primært for organiske forureninger.

Argonne & HSRC

Både på Argonne National Laboratory og på Great Plains/Rocky Mountains Regional Center, Hazardous Substance Research Center (HSRC) arbejder man med at anvende poppeltræer til at oprense forurenet jord og grundvand. På Argonne National Laboratory undersøger man i samarbejde med det kommercielle firma Applied Natural Sciences, Inc. optag af Zn. De hidtidige resultater tyder på, at hovedparten af zinken bindes i rødderne, og man arbejder derfor også med udviklingen af en rodhøstningsteknik.

På HRSC arbejder man sammen med Kansas State University og University of lowa om muligheden for at oprense zink- og blyforurenet jord. Forsøgene har dog kun kørt en begrænset periode, og indtil videre arbejder man primært med at sikre, at træerne overlever i tilstrækkeligt omfang.

Begge steder har man i længere tid arbejdet med afskæring af grundvandsforurening ved hjælp af træer med dybtrækkende rodnet og med revegetering af områder ødelagt ved minedrift. Kansas State University har specifikt arbejdet med reduktion af nedsivning af Zn fra deponerede malmrester ved hjælp af beplantning, altså en slags phytostabilisering.

University of California

I Californien har man traditionelt haft problemer med stærkt forhøjede selen-koncentrationer i jord og vand, bl.a. p.g.a. intensiv vanding. På University of California, Berkeley, har man arbejdet med at undersøge optag, transformation og fordampning af selen i planter som en metode til at reducere jordens selen-indhold. Både Berkeley og landbrugsministeriets (USDA) forsøgsstation i Fresno har arbejdet med at anvende Brassica juncea som« phyto-fordamper« af selen.

Los Alamos National Laboratory

På Los Alamos National Laboratory i New Mexico arbejder man med at undersøge dels mekanismerne der styrer optag af forskellige metaller (med fokus på radioaktive stoffer), men også med at forstå hvilke effekter hyperakkumulering af metaller kan have på faunaen.

Europa

Udover det tidligere omtalte arbejde i Rothamstead, England, er der i 1996 igangsat et EU-projekt i et samarbejde mellem et hollandsk, 2 belgiske, et fransk, et finsk og et portugisisk institut. Projektet skal dels arbejde med selektering af planter samt undersøgelser af planternes mekanismer til optag, translokation og tolerance af metaller, med laboratorieforsøg med phytoekstraktion samt immobilisering ved hjælp af både planter og andre metoder (hvor den reducerede plantetilgængelighed bl.a. skal vurderes) og endelig med feltforsøg med phytoekstraktion og revegetering i henholdsvis Belgien, Portugal og Finland.

Af de involverede grupper har den hollandske gruppe ved Vrije Univertiteit i Amsterdam især arbejdet med plantemekanismer såsom isolering af Zn i plantevakuolerne samt om rodoptag eller translokering fra rod til de øvre plantedele har størst betydning for en plantes hyperakkumulerende evner (Verkleij et al, 1997 og Schat et al, 1997).

Det ene belgiske institut, Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek, har især arbejdet med betydningen af bakterierne i rhizosfæren for planternes evne til at optage metaller (van der Lelie et al, 1997), mens det andet belgiske institut traditionelt har arbejdet med immobilisering af metaller i jord ved at tilsætte stabiliseringsmidler samt med revegetation af områder med forhøjet metalindhold, (se også kapitel 5 om stabilisering).

Det franske institut, INRA, har ligeledes arbejdet med plantemekanismer (Elmayan et al, 1997) og med betydningen af gødningstilsætning for phytoekstraktionen (Schwartz & Morel, 1997).

Udover disse institutter har man på Stockholms Universitet arbejdet med Cd-akkumulering i pil (Greger et al, 1996), mens man ved universitetet i Torino har arbejdet med identifikation af blyakkumulerende planter langs motorveje med henblik på en mere systematisk anvendelse til oprensning (Badino et al, 1996). Ved University of Exeter i England har man også arbejdet med isolering af gener, som har betydning for planternes metaltolerance, specielt med hensyn til kobber. Ved FAC i Bern i Schweiz har man traditionelt arbejdet med metallers plantetilgængelighed, og dette arbejde har nu ført til igangsættelse af forsøg med tilsætning af organiske syrer til jord til mobilisering af metallerne med henblik på phytoekstraktion (Leumann et al, 1995).

Endelig er der så småt ved at ske forsøg med optimering af høstmetoder samt metoder til håndtering af det høstede plantemateriale (f.eks. D'Alleinne et al, 1997).

4.3 Rensningseffektiviteter

Som det fremgår af ovenstående har meget af det hidtidige arbejde med phyto-oprensning handlet dels om selektering af planter med særlige hyperakkumulerende evner, dels om forskning i en større forståelse af disse planters egenskaber med henblik på generelt at forberede planternes egnethed til phyto-oprensning i felten enten via traditionel planteavl eller ved genteknologi.

Der foreligger veldokumenterede oplysninger om, at en række plantesorter virkelig kan akkumulere metaller (og ikke alene i roden) i meget høje koncentrationer. Det drejer sig f.eks. om de i tabel 4.1 angivne, hvor resulterende metalindhold i bladenes tørstof tillige er angivet.

Tabel 4.1
Eksempler på metal-hyperakkumulatorer

Metal	Planteart	% metal i bladenes tørstof	Oprindelsessted
Zn	Thlaspi cepaeifolium	2	Østrig/Italien
	Thlaspi caerulescens	4	Centraleuropa
	Viola calaminaria	1	Belgien/Tyskland
	Dichapetalum gelonioides	3	Sumatra
Cd	Thlaspi caerulescens	0,2	Centraleuropa
Cu	Aeolanthus biformifolius	1	Zaire
Ni	Phyllanthus securinegoides	3,4	Filippinerne
	Alyssum bertolini samt 50 andre alyssum arter	>1	Sydeuropa og Tyrkiet
	Sebertia acuminata	25 (i plantesaften)	Ny Caledonien
	Stackhousia tryonii	4,1	Australien
Pb	Brassica juncea	<3,5	Indien
	Minuartia verna	>1	Jugoslavien
	Thlaspi caerulescens	0,3	Centraleuropa
	Thlaspi cepaeifolium	1	Østrig/Italien
Cu	Haumaniastrum robertii	1	Zaire

Nogle plantesorter kan hyperakkumulere flere metaller. Udover Thlaspi-arterne i tabel 4.1 drejer det sig bl.a. om Thlaspi-alpestre (Pb, Ni og Zn), Viola calaminara (Ni og Zn) og Alyssum montanum (Cu og Ni). De fleste hyperakkumulatorer er dog ret metalspecifikke.

Det har vist sig, at flere planter af Brassica-familien er gode hyperakkumulatorer. Især er Indisk sennep, Brassica juncea, god, idet den udover at være en god hyperakkumulator også har en relativt høj biomasseproduktion (18 t/ha), Salt et al (1997).

Oprensninger udført i pilotskala med Brassica juncea i et boligområde i Massachusetts, USA, hvor der var stærkt forhøjede blykoncentrationer i jorden, viser, at efter første høst var det areal, hvor blykoncentrationen oversteg 1000 mg/kg blevet reduceret fra 25 % til 11 % af grunden. Efter 3. høst var koncentrationen på arealet overalt under 800 mg/kg, men over 600 mg/kg. Måling af jordens indhold af vandopløseligt bly viste, at denne andel ikke var blevet forøget ved phyto-oprensningen (Blaylock et al, 1997).

Andre forsøg tyder dog på, at selv om Brassica juncea måske er en bedre hyperakkumulator, påvirkes denne plante også mere af de høje metalindhold, hvorimod kornsorterne er mere robuste (bl.a. Ebbs et al, 1996).

Forsøg udført for DuPont Central Research and Development viser, at selv om engbrandbæger, Ambrosia artemisiifolia, optager meget store mængder bly, akkumuleres en mindre mængde af dette bly i bladene end det f.eks. er tilfældet med majs. Dette er jo af væsentlig betydning, såfremt planten skal anvendes til at fjerne blyet fra jorden. Majs er i det hele taget sammen med andre énkimede planter såsom diverse kornsorter gode til at translokere den optagne blymængde videre til den overjordiske del af planten. Tilsætning af f.eks. NTA øgede majs' blyoptag med en faktor 100 (Huang & Cunningham, 1996).

Hos USDA i Beltsville, Maryland, hvor man har arbejdet med phytoekstraktion af Zn og Cd, har det vist sig, at majs har gode hyperakkumulerende egenskaber, mens dette ikke gælder tomat, (Brown et al, 1994).

Tilsætning af organiske syrer er afprøvet bl.a. med henblik på at reducere pH og dermed øge visse metallers mobilitet. Det vides at tilstedeværelsen af visse mikroorganismer i rhizosfæren øger optaget af Fe og Mn, og enkelte forsøg med tilsætning af forskellige typer af Pseudomonas og Bacillus fra en metalforurenet jord har da også øget Cd-optaget hos indisk sennep, Brassica juncea (Salt et al, 1995).

Det har vist sig, at især bakterierne tilknyttet planternes rhizosfære omdanner uorganisk selen til organisk selen, som lettere optages, og måske også er de egentlige omdannere af andre selen-former til det mere flygtige dimethylselenid (f.eks. Terry & Zayed, 1997).

Forskning ved Kansas State University har vist, at det er afgørende, at der etableres en god mikroflora (svampe og bakterier) i rodzonen, ellers risikerer man, at beplantningen i hvert fald indledningsvis øger nedsivningen af metallerne.

Kelly & Guerin, 1997, har vist, at planterne tilsyneladende har en periode, hvor metaloptaget topper. De har dog ikke kunnet forklare årsagen hertil.

Forsøg med en Ni-akkumulerende plante, Strepthantus polygaloides, viste, at det høje indhold af Ni ikke afholdt insekter fra at spise planten (Martens & Boyd, 1996). Tilsvarende resultater er fundet af Dr. A. J. Pollard på Furman University, som har undersøgt betydningen af hyperakkumulering af Zn, Ni og Cd i planter på fødepreferencer og overlevelse hos bl.a. Pieris brassicae og Psylliodes instabilis. Her viste Zn sig at medføre, at hverken orme, larver eller biller spiste af planter med højt zinkindhold. Hverken forhøjet indhold af Ni eller Cd forhindrede dyrene i at spise planterne, men forhøjet indhold af Ni kunne være giftigt især for sommerfuglelarver, hvorimod Cd i de pågældende koncentrationer ikke havde nogen giftvirkning (Pollard, 1996 og Pollard et al, 1997).

I (US EPA, 1997) er summeret oplysninger om biomasseproduktion og metaloptag. Det vurderes, at en realistisk biomasseproduktion for hyperakkumulerende planter ligger på i størrelsesordenen 10 til 20 t/ha, hvilket vil medføre en metalfjernelse på i størrelsesordenen 10 til 400 kg/ha/år afhængig af metal, plantetype, klima m.m. Hermed vil fjernelsen pr. år svare til mellem 2,5 og 100 mg/kg. Om dette er acceptabelt eller ej, vil jo i høj grad komme an på de aktuelle forhold, men kan sikkert være det i mange tilfælde med fladeforureninger med en ikke for høj metalkoncentration.

Phytotech (1997) anfører, at en oprensning ved hjælp af planter med efterfølgende foraskning vil reducere den metalbelastede jordmængde til under 1% af den oprindelige mængde.

Planterne kan afhængigt af deres størrelse høstes med traditionelle høstredskaber. En del af de specielt hyperakkumulerende planter er dog relativt små, hvilket vanskeliggør høst. Efter høst er en række efterbehandlingsmetoder anført: Forbrænding, tørring, kompostering, presning samt diverse metalgenvindingsprocesser (f.eks. »leaching«).

Hartig et al (1994) peger på, at visse planter kan bruges til biomasseproduktion til f.eks. cellulose- eller ethanol-produktion, hvor et forhøjet metalindhold kunne være af mindre betydning. Som et eksempel nævner de tagrør, Phragmites australis. Chaney et al, 1997, peger på, at det er vigtigt, hvis metallerne skal kunne genvindes med almindeligt anvendt metalgenvindingsudstyr, at der virkelig er tale om hyperakkumulatorer for at opnå en tilstrækkelig høj metalkoncentration i asken.

4.4 Omkostninger

Der er i sagens natur ingen konkrete oplysninger tilgængelige med hensyn til pris for faktiske foretagne oprensninger. Der er dog gjort en række estimater i forskellig sammenhæng. De er her anført direkte som angivet i referencen. Et skøn over en tilsvarende pris under danske forhold er givet i afsnit 4.5.

Tidsforbrug

Der foreligger kun begrænset egentlig dokumenteret viden med hensyn til tidsforbrug og opnåede rensningsgrader m.m. for phyto-oprensning. Tilsyneladende ligger en nødvendig oprensningsperiode ned til baggrundsniveauer på i størrelsesordenen 10 til 20 slæt for ikke-modificerede hyperakkumulerende planter.

Et af de få dokumenterede feltforsøg (Blaylock et al, 1997) viser, at med et optimeret sortsvalg (en Brassica juncea hybrid) kunne mere end halvdelen af blyindholdet i en stærkt forurenet jord (startkoncentrationer mellem 1 og 1 ¹/₂ Pb/kg) fjernes i løbet af 3 slæt.

Salt et al, 1995, anfører, at oprensning af én acre (ca. 4000 m²) til en dybde af 50 cm typisk vil koste $60.000 til $100.000.

Phytotech, 1997, angiver en oprensningspris for fjernelse af 500 ppm Pb i en dybde på op til ca. 30 cm (1 foot) og på et samlet areal på 10 acre (ca. 40.000 m²) til i alt mellem 1 og 1,2 mil. $.

Black, 1995, anfører en enhedspris på $80 pr. kubik yard (ca. 0,7 m³), mens Chaney et al, 1996, angiver en skønnet enhedspris på $100 til $150 pr. m³ alt inklusive.

Cornish et al, 1995, angiver en pris på $200 pr. ton for oprensning af sedimenter fra en affaldslagune, hvor en oprensning via jordvask af det samme sediment skønnes at koste $600 pr. ton.

4.5 Sammenfatning

Metaller

Det er vist, at der findes planter, der kan hyperakkumulere følgende metaller i væsentligt omfang: Zn, Cd, Ni, Pb, Se, Cu samt Hg (såfremt der anvendes genteknologisk modificerede planter). Det er primært de første 4 af disse metaller, hvor der har været forsket i planteselektering og forståelse af plantemekanismerne. Det har vist sig, at plantemekanismerne og plantetyperne ikke er de samme for de enkelte metaller, hvilket er meget analogt til metallernes forskellige egenskaber i jord.

Planternes hyperakkumulerende evner synes at være afhængige af den faktiske jordkoncentration. Således vil meget høje jordkoncentrationer medføre nedsat udbytte hos visse planter og dermed en mindre egentlig fjernelse, mens andre hyperakkumulatorer af i hvert fald Zn kræver et højt indhold af Zn i jorden, og dermed vil få en forringet vækst, hvis Zn-indholdet bliver for lavt.

Jordtyper

Der er hidtil kun i begrænset omfang set på, hvilke jordbundsforhold der er bedst egnet til phyto-oprensning, samt hvilken betydning for rensningseffektiviteten jordbundsforholdene og jordtypen egentlig har. Optimale forhold for f.eks. tilgængeligheden af bly er et lavt pH samt et lavt indhold af fosfat og sulfat. Disse forhold er desværre ikke de gunstigste for plantevæksten.

Teknologiudvikling

Der foregår p.t. meget arbejde med henblik på både via traditionel selektering samt ved hjælp af genteknologi at frembringe planter, der kombinerer hyperakkumulerende egenskaber med hurtig vækst og høj biomasseproduktion. Arbejdet med phytostabilisering og revegetation fokuserer specielt på at frembringe planter med stor metaltolerance, stor rodproduktion og gode spredningsegenskaber samt evnen til binde forureninger i rodzonen.

Der arbejdes for tiden med isolering og indsplejsning af gener fra hyperakkumulerende planter i planter med større biomasseproduktion, således at den samlede oprensningseffektivitet kan øges.

Der arbejdes generelt med selektering og avl af planter med gode hyperakkumulerende egenskaber og god biomasseproduktion samt med forøgelse af videnen om dyrkningsforholdenes betydning herunder med gødningsoptimering.

Dette er dog nok det område, hvor der hidtil er sket mindst med hensyn til teknologisk udvikling, når man ser bort fra arbejdet med at fremavle planter med større biomasseproduktion eller andre egenskaber, der kan forbedre mulighederne for anvendelse af traditionelle høstmetoder.

Phyto-oprensning må endnu anses for at være en teknologi under udvikling. Der er foretaget en del laboratorieafprøvninger samt nogle felt- og fuldskalaforsøg. Der mangler dog stadig grundlæggende viden om en række relevante mekanismer samt teknisk udvikling af metoden til mere »industriel« anvendelse. Med hensyn til anvendelse af metoden under danske forhold er der behov for en udvælgelse af planter, der er egnede under danske klima- og jordbundsforhold.

Faktorer af betydning for oprensningseffektiviteten

I sagens natur er phyto-oprensning afhængig af de klimatiske forhold og kan umuliggøres af ekstreme vejrforhold som tørke eller udstrakte nedbørsperioder.

Tilsætning af additiver kan være nødvendig for at øge metallernes tilgængelighed, og en øget viden om en miljømæssig forsvarlig styring heraf er nødvendig. Forbedret effektivitet er observeret ved tilsætning af metal-mobiliserende stoffer til jorden, f.eks. NTA. Øget vækst og dermed i visse sammenhænge øget samlet metaloptag er også konstateret ved gødning af jorden; her er resultaterne dog kun begrænsede og ikke entydige.

Oprensningsdybden afhænger naturligvis af roddybden, men meget store dybder (op til 10 m) har kunnet nås og påvirkes ved anvendelse af hyperakkumulerende træsorter som f.eks. poppel og pil. Generelt må oprensningsdybder på 20 til 100 cm dog regnes for de mest realistiske.

Phyto-oprensning vurderes at have det største potentiale i forbindelse med terrænnære lavt til moderat forurenede jorde.

Afledte problemer/effekter

En af phyto-oprensningens klare fordele ligger i, at der i forhold til andre behandlingsmetoder er en meget lille negativ miljøpåvirkning. Spørgsmålet om fødekædeoptag i de naturlige økosystemer må opfattes som et endnu uafklaret spørgsmål.

Energiforbrug

Metodens energiforbrug er begrænset, da selve oprensningen jo er solenergidrevet, og der derfor kun behøves et specifikt energiforbrug til dyrkning og høst, herunder evt. vanding, samt især til behandling af plantematerialet.

Økonomi

Phyto-oprensning vurderes generelt at ligge i den billige ende med hensyn til omkostninger, hvorimod tidsforbruget formentlig er noget af det længere. Cunningham & Berti, 1997, anfører dog pessimistisk, at en afdækning med jord eller asfalt i mange tilfælde vil blive opfattet som en lige så acceptabel løsning på det samme problem, som en phyto-oprensning vil kunne løse, og det vil være endnu billigere.

Der foreligger ikke dokumenterede konkrete totalpriser. På basis af de amerikanske estimater skønnes en realistisk pris at ligge i intervallet 350 til 800 kr./ton, hvor der ikke er indregnet en indtjening ved genvinding af metallerne.

4.6 Referencer

	Badino, G., Campo, G. Orsi, M. Ostacoli, G. Sberze, A. & Scannerini, S. (1996): Biological Monitoring of Motorway Pollution as a Test for the Selection of Heavy-Metal Accumulating Plants, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Baker, A. J. M. & Reeves, R. D. (1996): Metal-accumulating plants: The biological resource and its commercial exploitation in soil cleanup technology, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Baker, A. J. M., McGrath, S. P., Sidoli, C. M. D. & Reeves, R. D. (1995): The potential for heavy metal decontamination, Mining Environmental Management, vol. 3, pp. 4-8.
	Banks, M. K., Schwab, A. P., Fleming, G. R. & Hetrick, B. A. (1994): Effects of Plants and Soil Microflora on Leaching of Zinc from Mine Tailings, Chemosphere, vol. 29, pp. 1691-1699.
	Bañuelos, G., Ajwa, H., Terry, N. & Downey S. (1997): Phytoremediation of Selenium-Laden Effluent, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Press, Columbus.
	Bernstein, E. M. (1992): Scientists Using Plants to clean up Metals in contaminated Soil, The New York Times, September 8, 1992.
	Berti, W. R. & Cunningham S. D. (1994): Remediating soil lead with green plants, i: Cothern, C. R. (ed.): Trace Substances, Environment and Health, Science Reviews, Northwood.
	Blaylock, M. J., Montes, G., Page, D. & Vasudev, C. N. (1997): Field Demonstrations of Phytoremediation of Lead-Contaminated Soils, Fourth International Conference on Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Brady, D. J., Ebbs, S. T. & Kochian, L. V. (1995): Screening for Plants to Phytoremediate Heavy Metal- and Radionuclide-Contaminated Soils.
	Brown, S. L., Chaney, R. L., Angle, J. S. & Baker, A. J. M. (1994): Phytoremediation Potential of Thlaspi caerulescens and Bladder Campion for Zinc- and Cadmium-Contaminated Soil, Journal of Environmental Quality, vol. 23, pp. 1151-1157.
	Chaney, R., Brown, S., Li, Y.-M., Angle, J. S., Homer, F. & Green, C. (1996): Potential use of metalhyperaccumulators, Mining Environmental Management, vol. 3, pp. 4-8.
	Chaney, R. L., Malik, M., Li, Y. M., Brown, S. L., Brewer, E. P., Angle, J.S. & Baker,A. J. M, (1997): Current Opinion in Biotechnology, vol. 7, pp. 270-284.
	Cornish, J. E., Goldberg, W. C, Levine, R. S. & Benemann, J. R. (1997): Phytoremediation of Soils Contaminated with Toxic Elements and Radionuclides, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Press, Columbus.
	Cunningham, S. D. (1997): Phytoremediation of Contaminated Soils: Progress and Promise, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Press, Columbus.
	Cunningham, S. D. (1996): Phytoremediation of Pb Contaminated Soils and Sludges, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Cunningham, S. D. & Berti, W. R. (1997): Phytoextraction or In-Place Inactivation: technical, Economic, and Regulatory Considerations of the Soil-Lead Issue, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Cunningham, S. D. & Ow, D. W. (1996): Update on Biotechnology. Promise and Prospects of Phytoremediation, Plant Physiology, vol. 110, pp. 715-719.
	Cunningham, S. D., Berti, W. R. & Huang, J. W. (1995): Remediation of Contaminated Soils and Sludges by Green Plants, i: Hinchee, R. E. (ed.): Bioremediation of inorganics, Press, Columbus.
	Cunningham, S. D., Berti, W. R. & Huang, J. W. (1995): Phytoremediation of contaminated soils, Trends in Biotechnology, vol. 13, pp. 393-397.
	Cunningham, S. D. & Lee, C. R. (1995): Phytoremediation: Plant-Based Remediation of Contaminated Soils and Sediments, i: Bioremediation: Science and Applications, Soil Science Society of America Special Publication 43.
	Cunningham, S. D & Berti, W. R. (1993): Remediation of Contaminated Soils with Green Plants: An Overview, In Vitro Cell. Dev. Biol., pp. 207-212.
	D'Alleinne, C. D., Clark, S., Ensley, B., Schmitt, D. & Venkatraman, S. (1997): Application of Thermal Desorption for the Concentration of Phytoextracted Metals, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Dushenkov, V., Kumar, P. B. A. N., Motto, H. & Raskin, I. (1995): Rhizofiltration: The Use of Plants to Remove Heavy Metals from Aqueous Streams, Environmental Science & Technology, vol. 29, pp. 1239-1245.
	Ebbs, S. D., Brady, D. J. & Kochian, L. V. (1996): Heavy metal and Uranium Accumulation by Grass and Dicot Species: Are Hyperaccumulators Required for Phytoremediation?, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Elles, M. P. (1997): Phytoextraction of Metals from Contaminated Soils – Enhancing Phytoextraction by Altering the Target Metals' Solubility Behavior, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Elmayan, T., de Borne, F. D., de Roton, C., de Hys, L. & Tepfer, M. (1997): Cadmium in Transgenic Tobacco Plants Expressing a Mammalian Metallothionein Gene, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Environmental Chemistry Laboratory (1995): Trace Elements, Waste Management. Research Accomplishments, US Dep. Of Agriculture, Beltsville Agricultural Research Center, National Resources Institute, http:/hydrolab.arsusda.gov/ecl/TraceAccomp.html.
	Ernst, W.H. (1996): Decontamination or Consolidation of Metal Contaminated Soils by Biological Means, i: Salomons, W., Öbrstner, U. & Mader, P. (eds.): Heavy Metals, Problems and Solutions, Springer Verlag.
	Galkin, A. P., Bulko, O. V., Leoshina,, L. G., Vasiliev, A. N. & Medveda, T. V. (1997): Clean-up of Contaminated Lands from Heavy Metals using Transgenic Plants, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Press, Columbus.
	Glass, D. J. (1997): Evaluating Phytoremediation's Potential Share of the Remediation Market, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Greger, M., Landberg, T. & Felix, H. R. (1996): Salix as Phytoremediator of Cd Contaminated Soil, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Hamilton, M. A. & Rogers, R. D. (1996): Heavy Metal Uptake by Canola: It's Potential in Phytoremediation, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Hansen, D., Duda, P. J., Zayed, A. & Terry, N. (1997): Selenium Removal by Constructed Wetlands, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Hartig, E. K. (1994): Common weed may have uncommon potential for contamination clean-up, Pollution Prevention (Europe), vol. 4, p. 33.
	Hinchmann, R. R. (1997): Providing the Baseline Science and Data for Real-Life Phytoremediation Applications – Partnering for Success, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Hinchmann, R. R., Negri, M. C. & Gatliff, E. G. (1996): Phytoremediation: Using Green Plants to Clean Up Contaminate Soil, Groundwater and Wastewater, i: Proceedings, International Topical Meeting on Nuclear and Hazardous Waste Management, Spectrum 96, August 1996, Seattle, Washington, USA.
	Huang, J. W. & Cunningham, S. D. (1996): Lead Phytoextraction: Species Variation in Lead Uptake and Translocation, New Phytologist, September 1996.
	Jackson, P. J. (1996): Luminescence Studies of Radionuclide and Heavy Metals Binding to Plant Cells, IBC's First Annual Conference on Phytoremediation, Washington, D.C.
	Kelly, R. J. & Guerin, T. F. (1995): Feasibility of Using Hyperaccumulating Plants to Bioremediate Metal-Contaminated Soil, i: Hinchee, R. E. (ed.): Bioremediation of inorganics, Press, Columbus.
	Kochian. L. V. (1997): Personal homepage, http://www.bio.cornell.edu/grad/Faculty-Ndiv/kochian/kochianworks. html.
	Kochian, L. V. (1997): Mechanisms of Heavy metal and Radionuclide Transport in Hyperaccumulating Plant Species, Fourth Intrnational Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Kumar, P. B. A. N., Dushenkov, V., Motto, H. & Raskin, I. (1995): Phytoextraction: The Use of Plants to Remove Heavy Metals from Soils, Environmental Science & Technology, vol. 29, pp. 1232-1238.
	Landberg, T. & Greger, M. (1996): The potential of Salix to work as an accumulator of Cd, Department of Botany, Stockholm University, Sweden.
	Lasat, M. M., Baker, A. J. M. & Kochian, L. V. (1996): Physiological Characterization of Root Zn2+ absorption and Translocation to Shoots in Zn Hyperaccumulator and Nonaccumulator Species of Thlaspi, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 810, 1996.
	van der Lelie, D., Diels, L., Lodewycks, C., Noé, L., Taghavi, S. & Mergeay, M. (1997): The Role of Bacteria in Phytoremediation, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Leumann, C. D., Rammelt, R. & Gupta, S. K, (1995): Bodensanierung durch Pflanzen: Möglichkeit und Grenzen, Agrarforschung, vol. 2, pp. 431-434.
	Levine, R. S. (1996): DOE's Office of Science & Technology Phytoremediation Program, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Macnair, M. R. (1997): The Genetics of metal Tolerance and Accumulation by Plants, Fourth International Conference on the Biogeo chemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Martens, S. N. & Boyd, R. S. (1996): The Defensive Role of Nickel Hyperaccumulation by Plants: A Field Experiment, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Màrton, L., Liang, D., Czakó, M., Chen, Y. P. & Morris, J. T. (1997): Spartina Alterniflora, A Promising Plant for Phytoremediation, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	McGrath, S. P. & Dunham, S. J. (1997): Potential Phytoextraction of Zinc and cadmium from Soils Using Hyperaccumulator Plants, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	McGrath, S. P., Sidoli, C. M. & Baker, A. J. M. (1996): Phytoextraction: The Use of Plants to Remove Heavy Metals from Soils, Vintermøde om grundvandsforurening, 5.-6. Marts 1996, ATV-Komiteen Grundvandskomiteen.
	Meagher, R. B., Rugh, C. L., Kandasamy,, M. K. & Wang, N. (1997): Engineered Phytoremediation of Mercury Pollution in Soil and Water Using Bacterial Genes, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Mench, M., Boisson, J., Sappin-Didier, V. & Manceau, A. (1997): In-Situ Immobilisation Can Decrease Plant Roots Exposure to Trace Elements and Enhance the Vegetation Cover of Contaminated Soils, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Miller, R. R. (1996): Phytoremediation, Ground-Water Remediation Technologies Analysis Center, Pittsburgh, Technology Overview Report, TO-96-03.
	Negri, M. C., Hinchmann, R. R. & Gatliff, E. G. (1997): Phytoremediation: Using Green Plants to Clean Up Contaminated Soil, Groundwater, and Wastewater, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Newell, J. & Parry, J. (1995): Innovation across the ocean. British Research seeks remedial solutions, Soil and Groundwater Cleanup (formerly Soils) Magazine, http://www.gvi.net/soils/May.1995/brit.htm.
	Nicks, L. J. & Chambers, M. F. (1995): Farming for metals?, Mining Environmental Management, vol. 3, pp. 4-8.
	Pearce, J. (1996): Plants may help reclaim `brownfields' from industrial pollution, The Detroit News, February 12, 1996, http://detnews.com/menu/stories/35672.htm.
	Pollard, A. J. (1996): Ecology and Evolution of Hyperaccumulation. Implications for Phytoremediation of Metals, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Phytokinetics, Inc. (1997): PHYTOkinetics has established itself as a company using plants for the in situ reclamation of contaminated soils, http://www.cache.net/~pkinetic.
	Pollard, A. J., Dandridge, K. L. Jhee, E. M. (1997): Ecological and Evolutionary Consequences of Genetic Variation in Trace metal Hyperaccumulation, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	PHYTOKinetics, Inc. (1997): Phytoremediation Services, http://www.cachc.net/-pkinetic/pservice.htm.
	Phytotech, Inc. (1997): Phytoremediation Technologies, http://www.phytotech.com.
	Reuther, C. (1996): Measuring Mercury, Environmental Health Perspectives, vol. 104, no. 8.
	Reeves, R. D., Baker, A. J. M. & Brooks, R. R. (1995): Abnormal accumulation of trace metals by plants, Mining Environmental Management, vol. 3, pp. 4-8.
	Reeves, R. D. & Brooks, R. R. (1983): Hyperaccumulation of Lead and Zinc by Two Metallophytes from Mining Areas of Central Europe, Environmental Pollution Series, vol. 31, pp. 277-285.
	Reeves, R. D. & Brooks, R. R. (1983): European Species of Thlaspi L. (Cruciferae) as Indicators of Nickel and Zinc, Journal of Geochemical Exploration, Vol. 18, pp. 275-283.
	Rock, S. (1997): Phytoremediation Field Demonstrations in the U.S.EPA Site Program, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Press, Columbus.
	Rulkens, W. H., Grotenhuis, J. T. C. & Tich, R. (1996): Methods for Cleaning Contaminated Soils and Sediments, i: Salomons, W., Förstner, U. & Mader, P. (eds.): Heavy Metals, Problems and Solutions, Springer Verlag.
	Salt, D. E. (1996): Cadmium Transport and Accumulation by Plants, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Salt, D. E., Blaylock, M., Kumar, N. P. B. A., Dushenkov, V., Ensley, B. D., Chet, I. & Raskin, I. (1995): Phytoremediation: A Novel Strategy for the Removal of Toxic Metals from the Environment Using Plants, Biotechnology, vol. 13, pp. 468-473.
	Salt, D. E., Krämer, U., Smith, R. D. & Raskin, I. (1997): Mechanism of Nickel Hyperaccumulation in Thlaspi goesingense, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Schat, H., Bernhatd, R. Llugany, M. & van Doornmalen, J. (1996): Accumulation of Heavy Metals and Phytochelatins in Thlaspi caerulescens and Silene vulgaris: A Comparison of the Patterns of Metal-Specificity, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Schat, H., Llugany, M. & Bernhard, R. (1997): Metal-Specific Patterns of Tolerance, Uptake and Transport of heavy Metals in Hyperaccumulating and Non-Hyperaccumulating Metallophytes, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Stomp, A.-M., Han, K.-H., Wilbert, S., Gordon, M. P. & Cunningham, S. D. (1994): Genetic Strategies for Enhancing Phytoremediation, Annals of the New York Academy of Sciences, vol. 721.
	Terry, N. (1996): The Use of Phytoremediation in the Clean-Up of Selenium Polluted Soils and Waters, IBC's First Annual Conference on Phytoremediation, Washington, D.C.
	Terry, N. & Zayed, A. (1997): Remediation of Selenium-Contaminated Soils and Waters by Phytovolatilization, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Tilstone, G. H. (1997): Research areas, http://info.exeter.ac.uk/biology/gavin.html.
	Vangronsveld, J., Colpaet, J. & Clijsters, H. (1996): rehabilitation of Soils Contaminated by Non-Ferrous metals: Possibilities of In Situ Metal Immobilization and Phytostabilization, IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Vangronsveld, J., Ruttens, A. & Clijsters, H. (1997): Metal Immobilzation and Phytostabilization of Contaminated Soils, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Verkleij, J. A. C., Koevoets, P. L. M. & Chardonnens, A. N. (1997): Vacuolar Compartmentalization as a Basic Mechanism of Zinc Tolerance in Silene vulgaris, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Verkleij, J. A. C., Schat, H., Vangronsveld, J. Mergeay, M., Kärenlampi, S. O. & De Koe, T. (1996): Strategies for Rehabilitation of Metal Polluted Soils: In Situ Phytoremediation, Immobilization and revegetation. A Comparative Study (PHYOREHAB), IBC Phytoremediation Conference, Washington, Arlington, May 8-10, 1996.
	Wainwright, M. (1993): UK: `Metal Detecting' Wild Cabbage set to Clean Up Poisoned Land, Guardian, May 18, 1993.
	Watanabe, M. E. (1997): Phytoremediation on the Brink of Commercialization, Environmental Science & Technology, vol. 31, pp. 182A-186A.
	Wenger, K., Hari, T. & Gupta, S. K. (1997): Approaches for Ecological safe Decontamination of Soils Contaminated by Heavy Metals, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Wright, A. G. & Roe, A. (1996): It's Back to Nature for Waste Cleanup, ENR, July 15, 1996.
	Zayedo A. M. & Terry, N. (1994): Selenium Volatilization in Roots and Shoots: Effects of Shoot Removal and Sulphate Level, Journal of Plant Physiology, vol. 143, pp. 8-14.

5 Stabilisering

5.1 Teknisk beskrivelse

Stabilisering af forureninger i jord sker for at ændre forureningernes og/eller jordens fysiske og kemiske egenskaber, således at især udvaskningen af forureningen mindskes væsentligt. Hensigten med stabiliseringen er at nedsætte mobiliteten eller opløseligheden af forureningerne, således at porevæske-koncentrationerne bliver tilstrækkeligt lave, og/eller at nedsætte permeabiliteten i jorden, således at kontakten mellem porevand og forureningen reduceres samt eventuelt at forøge jordens bæreevne. Stabilisering er således ikke en metode, som fjerner forureningen fra jorden, men en metode som ændrer forureningens tilstandsform og/eller tilgængelighed med henblik på at nedsætte den miljømæssige påvirkning. Metodens effektivitet vurderes typisk ved udførelse af udvaskningstest, hvor enten den absolutte vandkoncentration vurderes i forhold til relevante grænseværdier, eller reduktionen i udvaskbarhed angives i forhold til det, der var gældende inden stabiliseringen.

Stabilisering kan ske ved tilsætning af diverse additiver til jorden, ved kemisk eller mikrobiologisk at ændre metallernes tilstandsform eller ved opvarmning af jorden, således at der sker en egentlig smeltning, hvorved metallerne bindes i en glasagtig masse.

Ved behandling af opgravet jord iblandes additivet typisk i et på forhånd etableret bassin, som samtidigt efterfølgende fungerer som deponi, der kan overdækkes for yderligere at nedsætte vandtilførselen til jorden. Inden stabiliseringen foretages typisk en forbehandling i form af en fjernelse af større genstande og evt. en grovsigtning af jorden.

De kommercielle firmaer, der tilbyder stabilisering, har foretaget megen udvikling dels med henblik på valg af relevant additiv, dels i udformning af blandingsudstyr. En række additiver er patenterede, og det er derfor ikke altid muligt at få oplyst, hvad det præcise indhold er. Tilsvarende er diverse blandingsudstyr patenteret.

Stabilisering af jord i større skala har mest været anvendt/afprøvet på opgravet jord, men in situ afprøvninger har dog også været forsøgt. En anskueliggørelse af in situ stabilisering er givet i fig. 5.1.

I det følgende er de enkelte procestyper beskrevet.

(Figur - 32 Kb)

Figur 5.1
In situ stabilisering af forurenet jord (efter Helldén, 1993).

Traditionel stabilisering

Ved stabilisering ved hjælp af additiver tilsættes et stof (eller flere), der enten adsorberer eller udfælder de pågældende metaller, eller på anden måde ændrer redox-forhold/pH, således at metallernes opløselighed ændres. Følgende additiver hører til blandt dem, der traditionelt har været anvendt:

kalk

cement

silikater (naturlige eller kunstigt fremstillede)

bentonit

flyveaske

naturlige eller kunstigt fremstillede zeolitter.

Kemisk stabilisering

I de senere år har forskning i de enkelte metallers specifikke jordkemi vist, at tilsætning af additiver kan skræddersyes specifikt til det enkelte metal og de konkrete jordbundsforhold. F.eks. kan tilsætning af fosfater medføre fældning af bly som blyfosfater, en proces som måske også sker naturligt i jorden med tiden, såfremt der er tilstrækkeligt med fosfat til stede (Cotter-Howeils & Carporn,1996).

Mikrobiel stabilisering

Nyere forskning har vist, at visse mikroorganismer kan omdanne nogle metaller fra et valenstrin til et andet eller udfælde metallerne som ugiftige forbindelser intracellulært som et led i en adabtions-mekanisme over for forureningsniveauer, der ellers ville være toksiske.

Vitrifikation

Ved vitrifikation af forurenet jord opvarmes jorden ved hjælp af elektricitet, således at jorden »smelter«. Opvarmningen sker typisk ved at placere et mønster af elektroder i jorden og derimellem udlægge en blanding af glas- og grafitspåner, som medvirker til at lede strømmen gennem jorden.

Den »smeltede« jord leder strømmen bedre, og dermed fordeles strømmen til nye usmeltede jordlag, som så også smelter, indtil den ønskede dybde er nået. Jorden opvarmes til imellem 1600 og 2000 °C. Ved afkølingen dannes et glasagtigt materiale, som er kemisk stabilt, og hvori forureningskomponenterne er meget stærkt bundet.

5.2 Status

Den følgende beskrivelse af status for metodens udvikling er opdelt på de 4 hovedtyper, da det er relativt forskelligt, hvorledes udviklingen af hovedtyperne er foregået og på hvilket udviklingstrin, de befinder sig.

5.2.1 Traditionel stabilisering

Stabilisering har traditionelt været anvendt til immobilisering af forureningskomponenter i affald, herunder radioaktivt affald, og er en i denne sammenhæng fuldt ud kommercielt udviklet teknologi. I udlandet findes der flere kommercielle fiirmaer, der tilbyder stabilisering af affaldsprodukter (f.eks. metalholdigt industriaffald, flyveaske, forbrændingsslagge), og der har været foretaget afprøvninger i temmelig stor skala af stabilisering af jord.

I USA anses stabilisering af opgravet jord for at være en etableret behandlingsmetode, mens in situ stabilisering stadig er en innovativ teknik. Ifølge US EPA er der referencer på stabilisering af jord ved hjælp af additiver fra i alt 7 steder i deres eller andre centrale, offentlige myndigheders regi som ex-situ teknik og i hvert fald ét sted som in situ teknik (US EPA, 1996). Additiverne har været kalk, opløselige silikater, flyveaske og cement. I det amerikanske Superfund-program omfattede næsten 25 % af projekterne i 1990 anvendelse af stabilisering. Denne andel er dog faldet væsentligt i de senere år. l 1995 udgjorde den således kun 9 %.

Stabilisering ved hjælp af zeolitter

Zeolitter er naturligt forekommende krystallinske aluminiumsilikater med specielt gode ionbytningskapaciteter. Naturlige og syntetisk fremstillede zeolitter anvendes til mange forskellige formål i industrien (vandrensning, tørring af gasser og væsker, metalekstraktion m.m.). l de senere år er deres anvendelsesmuligheder i miljøbeskyttelsessammenhæng, herunder som additiv til stabilisering af jordforureninger kommet i søgelyset. Der er udført ét projekt under US EPA's SITE program vedrørende stabilisering af jord ved hjælp af zeolitter.

Ved Queensland University of Technology i Australien har man arbejdet med vurdering af naturlige zeolitter (Shanableh & Kharabsheh, 1996 ) og ved Liverpool John Moores University har man lavet forsøg med syntetiske zeolitter (Rebeda et al, 1997).

I Finland har firmaet Partek udviklet et mobilt anlæg til stabilisering af bl.a. metalforurenet jord. Fuldskalaforsøg er foretaget på bl.a. 500 m³ blyforurenet jord.

I Holland findes en metode – Domofix-processen – til stabilisering af optaget havnesediment med en blanding af kalk, zeolitter og cement. Det stabiliserede sediment afvandes i en filterpresse og redeponeres.

Ved INRA-instituttet i Frankrig har man, delvist i samarbejde med Limburgs Universitair Centrum i Belgien, i flere år arbejdet med effekten af tilsætning af diverse additiver til jord med forhøjet metalindhold (se f.eks. Mench et al, 1994, Mench et al, 1997, Vangronsveld et al, 1997). Dette arbejde indgår bl.a. også i det i afsnit 4.2 (Phyto-oprensning, Status) nævnte EU-projekt.

Der er generelt en stor interesse for muligheden for at kunne anvende diverse restprodukter som additiver. F.eks. har tilsætning af slam fra vaskning af grus fra grusgravning (som har et meget stort indhold af lermineraler) været afprøvet i Schweiz (Krebs et al, 1996).

5.2.2 Kemisk stabilisering

Fosfatstabilisering af bly

Ved University of Manchester i England har en gruppe omkring Dr. J. D. Cotter-Howells arbejdet med naturlig og styret udfældning af bly som blyfosfater (se bl.a. Cotter-Howells & Carporn, 1996). Man har påvist tilstedeværelsen af større mængder tungtopløseligt pyromorphit (Pb5(PO4)3C1) i blyforurenet havejord, og man har vist, at tilsætning af opløseligt fosfat til stærkt blyforurenet jord ved tidligere miner har medført dannelsen af pyromorphit og dermed en langt mindre tilgængelighed af blyet. Endelig har beplantning med græsarten, Agrostis capillaris L. ligeledes medført dannelsen af pyromorphit, formentlig på grund af rodexudater indeholdende fosfatase-enzymer.

Tilsvarende resultater er fundet af Ruby et al, 1994, som ligeledes har observeret naturlig dannelse af pyromorphit i blyforurenet jord, hvor der var tilstrækkeligt tilgængeligt fosfat til stede.

MAECTITE

Firmaet Sevenson Environmental Services i USA tilbyder en stabilisering af blyforurenet jord med produktet MAECTITE , hvorved der også dannes en række blyfosfater. Metoden er laboratorieafprøvet på en række affaldsprodukter og forurenede jorde indeholdende bly, samt afprøvet på en række fuldskalasager (Superfund), (Yost et al, 1994).

Stabilisering af zink

Ved University of Georgia har man undersøgt zinks adsorption til jord og optag i afgrøder samt phytotoksiciteten som funktion af tilsætning af nogle forskellige additiver til jord kunstigt forurenet med flyveaske fra en metal-genvindingsvirksomhed.

Kromreduktion og -stabilisering

I kromforureninger i jord findes kromen ofte initielt som Cr(VI), der er en relativt letopløselig og temmelig toksisk form. Cr(III), som er det andet valenstrin, hvorunder krom som oftest findes i jord, er mindre opløseligt og generelt meget mindre toksisk. Det er således miljømæssigt hensigtsmæssigt, såfremt CR(VI) kan reduceres til Cr(III) i jorden. Forskning udført i de senere år har vist, at dette kan ske naturligt eller fremskyndes via tilstedeværelsen og/eller tilsætningen af bl.a. Fe(II) eller organisk stof, f.eks. fulvinsyre til jorden (se f.eks. Wittbrodt & Palmer, 1995). Processens stabilitet er afhængig af pH i jorden, hvor reduktion af CR(VI) fremmes ved pH < 6. Omvendt kan Cr(III) også oxideres i hvert fald delvist til Cr(VI), såfremt jorden har et højt indhold af manganoxider.

Den senere tids forskning (se f.eks. James, 1996) har dog vist, at dette er afhængigt af, i hvilken form Cr(III) findes i jorden. Forsøg med etablering af barrierer med metallisk jern, Fe(0), har ligeledes vist sig succesfuldt til reduktion af CR(VI) i grundvand, således at kromen udfælder som Cr(III) i barrieren (Cantrell et al, 1995).

Undersøgelser af kromforurenede grunde har vist (Baron et al, 1996), at CR(VI) også bindes i jorden i form af jernkromatudfældninger.

5.2.3 Mikrobiel stabilisering

Mikrobiel metalstabilisering

Forskning i både kromforurenet vand og jord har vist, at der kan ske en mikrobiel reduktion af CR(VI) til Cr(III). Bakteriel reduktion af CR(VI) i vand har været undersøgt i flere år (se f.eks. Shen et al, 1993). På det seneste har også mulighederne for at udnytte visse bakteriers evne til at reducere CR(VI) i jord og grundvand været undersøgt. F.eks. har Shen et al, 1996, vist, at der kan ske en reduktion af CR(VI) sammenkoblet med en anaerob nedbrydning af benzoat.

Undersøgelser af naturligt forekommende sulfatreducerende bakterier (Saunders et al, 1997) har vist, at den mikrobielle dannelse af sulfid har medført en udfældning af en række metaller som sulfider. Bakteriel mobilisering af metallerne i de øvre jordlag med efterfølgende genudfældning som sulfider i dybere jordlag har været afprøvet som in situ oprensningsmetode i Bulgarien (Groudev, 1997).

Endelig er bakteriel, intracellulær udfældning af bly som blyfosfater påvist (Davis-Hoover et al, 1997) som en metode til at gøre forurenet jord mindre toksisk for de pågældende bakterier, Pseudomonas aeurinosa og dermed mindre biotilgængelig i det hele taget for dyr og mennesker. Den pågældende bakterie er undersøgt, og der er ikke påvist pathogenicitet.

5.2.4 Vitrifikation

Ex-situ vitrifikation i en egentlig ovn er en fuldt udviklet teknik. Det tyske firme SORG er førende med hensyn til fremstilling af vitrifikations-ovne. Der er udført 2 projekter under US EPA's SITE program for Emerging Technologies«, der omfatter vitrifikation.

Vitrifikation in situ er kun afprøvet af én kommerciel leverandør, Geosafe Corporation. Metoden er afprøvet i ialt 70 forsøg i varierende skala. For det amerikanske energiministerium, DOE, er der udført 9 fuldskalaforsøg, og metoden har ligeledes været afprøvet under USA EPA's SITE program.

5.3 Rensningseffektiviteter

En vurdering af effektiviteten af stabiliseringsprocesser er lidt vanskeligere end for de øvrige oprensningsmetoder, da en egentlig rensningsprocent ikke kan måles. Metodens effektivitet vurderes normalt ved at måle udvaskbarheden af forureningskomponenterne før og efter stabiliseringen ved hjælp af udvaskningstests. Her skal man være opmærksom på, at stabiliseringen ofte medfører ændringer i jordmiljøet, f.eks. i pH-forholdene. Såfremt disse ændringer ikke er stabile over tid, vil udvaskbarheden, således som den registreres lige efter stabiliseringen, måske også kunne ændres med tiden.

En afprøvning af en stabiliseringsmetode skal således indeholde afprøvninger under jordmiljøforhold, der er realistiske på langt sigt.

Også i dette afsnit er der for overskuelighedens skyld foretaget en underopdeling svarende til de tidligere nævnte typer af stabilisering. Der foreligger dog ikke egentlige kvantitative resultater for flere af de nyere kemiske stabiliseringsmetoder eller for mikrobiel stabilisering.

5.3.1 Traditionel stabilisering

l 1989 udførte firmaet Foster-Miller, Inc. for de amerikanske myndigheder en større afprøvning af en række additiver med henblik på anvendelse til in situ immobilisering af metaller i forurenet jord (Czupyrna et al, 1989). l alt 21 additiver blev afprøvet på 3 jorde, taget fra forskellige Air Force baser. Jordene blev kunstigt forurenet med henholdsvis enkeltsaltopløsninger med Cd, Cr, Cu, Ni og Zn samt med de samme metaller i forskellige blandingsforhold. Den første afprøvning af additiverne blev foretaget som batch-forsøg, hvorefter de mest effektive additiver for de forskellige kombinationer af metaller og jordtyper blev yderligere vurderet ved hjælp af søjleforsøg, langtidsstabilitets-forsøg og i en »depotsimulator« bestående af en søjle med forurenet jord tilsat additiv oven på 3 separate lag uforurenet jord. I depotsimulatoren blev nedsivning og binding til jorden målt.

Ved batchforsøgene på jorde forurenet med et enkelt metal viste følgende kombinationer af additiv og metal sig at være mest effektive:

Krom – Duolite CS-346 (et kommercielt produkt)

Cadmium – Hydratkalk

Nikkel – Hydratkalk

Kobber – Jemsulfat

Zink – Hydratkalk.

Ved batchforsøgene på en blanding af alle 5 metaller var jernsulfat, hydratkalk samt et kommercielt produkt, Valfor 200 (et natriumaluminiumsilikat) mest effektive, og dette gjaldt for alle 3 jordtyper. Disse additiver var endvidere blandt de billigste pr. kg. Valfor 200 var mest effektivt for metaller med valenstrin 2 og 3 og var derfor ikke særligt effektivt overfor hexavalent krom. En forudgående tilsætning af jernsulfat reducerede hexavalent krom til trivalent krom, som så bedre kunne behandles med enten hydratkalk eller Valfor 200.

Søjleforsøgene (med og uden underliggende uforurenede jordlag) viste, at en behandling med jernsulfat og Valfor 200 gav en næsten fuldstændig binding af Cr og Ni i den forurenede jord målt i den aktuelle forsøgsperiode på 114 dage, mens Cd ikke blev så effektivt tilbageholdt (målt som tilbageholdt mængde i den forurenede jord), men dog reduceret betragteligt i porevandet, således at indholdet lå under den anvendte detektionsgrænse. Mod slutningen af forsøget skete der en ph-sænkning, som forfatterne mener, muligvis kan skyldes tilsætningen af jernsulfat. Det gav dog ikke umiddelbart nogen ændring i porevandskoncentrationen.

US EPA, 1997, anfører at stabilisering ved hjælp af tilsætning af additiver ikke er egnet til jorde med et organisk indhold på over 10 %, til forureninger med et metalindhold på over 25 % eller et indhold af uorganiske forureninger på over 20 %.

I de ved INRA-instituttet udførte forsøg blev følgende additiver afprøvet i både potte- og feltforsøg: kalk, en basisk fosfatholdig slagge, jern- og manganoxider og beringit (et modificeret aluminiumsilikat). I potteforsøgene viste manganoxid sig som det bedste stabiliseringsmiddel for Cd og Pb med hensyn til reduktion af porevæskekoncentrationen og planteoptaget. Effekten er dog klart afhængig af jord- og afgrødetype.

Feltforsøg med beringit og med jernspåner viser, at den stabiliserende effekt har holdt sig i flere år efter tilførselen (resultater foreligger for henholdsvis en 5-årig og en 2-årig periode). Den tilførte mængde af additiv ligger på i størrelsesordenen 0,5 til 1%, og jorden har været behandlet i en dybde på op til ca. 30 cm. I Belgien er en 3 ha stor industrigrund, hvor der tidligere har ligget et zinkværk, blevet behandlet med tilførsel af beringit i 1990. Derudover er der tilført kompost og sået Agrostis capillaris og Festuca rubra. Fem år efter er grunden blevet undersøgt igen: den vandudvaskelige andel af zinken i jorden er faldet med en faktor 70, plantedækket er stadig sundt og flere mindre metaltolerante plantetyper er kommet til, hvilket ikke er tilfældet på de ubehandlede dele af grunden. Planteoptaget af zink i græsset blev målt efter et år og var reduceret med en faktor 10, se f.eks. Mench et al (1997).

Tilsætning af slam fra vaskning af grus fra grusgravning (med et stort indhold af lermineraler) reducerede den letudvaskelige del af Zn i jorden til en femtedel og planteoptaget blev reduceret til under halvdelen (Krebs et al, 1996).

Cement

Cement har traditionelt været et ofte anvendt stabiliseringsmiddel for affaldsprodukter. En afprøvning i fuld skala (Kleppe et al, 1992) på 2 forurenede grunde forurenet med henholdsvis bly, krom og arsen og med arsen viste dog, at cement alene ikke gav den ønskede reduktion i porevandskoncentrationen.

Zeolitter

Shanableh & Kharabsheh (1996) har bl.a. undersøgt anvendelsen af en i Jordan naturligt forekommende zeolit til stabilisering af Cd, Ni og Pb i sandjord. Sandjorden blev kunstigt forurenet med de 3 metaller i forskelligt omfang, hvorefter zeolitten blev tilsat i stigende grad. Tilsætningen af zeolit havde bedst virkning overfor bly, hvor udvaskningen af bly blev reduceret med 97 % ved tilsætning af 25 % zeolit, hvorimod udvaskningen af Ni maksimalt blev reduceret med 50 %, og udvaskningen af Cd maksimalt blev reduceret med 60 %. Når forureningerne forekom samtidigt, reducerede det zeolittens effekt p.g.a. konkurrence ionerne imellem.

Rebeda et al, 1997, har undersøgt tilsætningen af en syntetisk zeolit til egentlig forurenet jord fra henholdsvis et tidligere mineområde (Pb & Zn), en industrigrund (Cd & Cu) og jord tilført metalbelastet spildevandsslam (Cd, Cu, Pb & Zn). Der blev tilsat 1 % zeolit (eller 1 % kalk). Tilsætningen af zeolit reducerede porevandskoncentrationen til ca. det halve målt 3 måneder efter tilsætningen, og tilsætningen af zeolit var mere effektiv end kalkningen.

På en kobberforurenet industrigrund, hvor industrien stadig var aktiv, havde tilsætning af zeolit til diverse arealer på grunden reduceret porevandskoncentrationen til under en tredjedel af det oprindelige, selv om der til stadighed sker atmosfærisk nedfald af kobberstøv på arealerne. Vegetationen på denne grund udviser også forbedret rodudvikling efter tilsætningen af zeolit.

In situ stabilisering

Smith & Houthoofd, 1997, anfører, at behandlingsdybder på op til 9 m er opnået med in situ stabiliseringsteknikker. Specielt ved anvendelse af metoden in situ er teknikken til tilførsel af additivet og opblandingen i jorden vigtig. Dette sker typisk via et særligt designet boregrej med skær, der foretager »omrøringen« i jorden, og som er forsynet med åbninger, hvorigennem tilførselen af additiv kan foregå. Borediameteren kan variere mellem 4 til 12 fod. Valg af borediameter afhænger bl.a. af jordens porøsitet.

5.3.2 Kemisk stabilisering

Fosfatstabilisering af bly

Ma et al, 1993 har udført forsøg med tilsætning af hydroxyapatit, Ca10(PO4)6(0H)2, til jord forurenet med 2100 mg Pb/kg. Resultatet var, at porevæskens blyindhold faldt fra 2273 g/l til 220 g/l ved tilsætning af 0,5 g hydroxyapatit og til 36 g/l ved tilsætning af 2 g hydroxyapatit. Ma et al (1993) er af den opfattelse, at stabiliseringen sandsynligvis skyldes udfældning af hydroxypyromorphit.

MAECTITE

Afprøvninger af tilsætningen af MAECTITE til blyforurenet jord har vist en nedsættelse af udvaskbarheden af bly (målt ved EPA's TCLP-test) fra bl.a. 164 mg/l i en sandet moræne til 1,5 mg/l og fra 495 mg/l i ler til <0,5 mg/l (detektionsgrænsen), (Yost et al, 1994).

Ved demonstrationsprojekter for stabilisering med MAECTITE på opgravet jord var kapaciteten på mellem 100 til 400 t pr. dag. Det behandlede materiale skulle reagere i ca. 4 timer før det blev redeponeret. De samlede behandlede mængder lå på imellem 4.000 og 11.000 tons pr. sag. Der blev observeret en reduktion i volumen af det behandlede materiale, som ikke udelukkende kunne tilbageføres til kompaktering i forbindelse med behandlingen, men tillige blev vurderet at skyldes de kemiske reaktioner. I alle 3 sager blev udvaskbarheden af bly nedsat til under 5 mg/l målt ved US EPA's TCLP-test.

Stabilisering af zink

Ved afprøvningen af stabiliseringen af zink i jord kunstigt forurenet med flyveaske indeholdt flyveasken Cd, Pb og Zn i procentstørrelsen. Følgende additiver blev afprøvet: kalk, en naturlig zeolit, Apatite og et jernoxidaffaldsprodukt, Fe-rich, fra fremstillingen af TiO2 pigment. Forsøgene viste, at både den letudvaskelige andel af zinken (målt ved udvaskning med 1,0 M Ca Cl₂, pH = 7), planteoptaget og phytotoksiciteten blev mindst ved tilsætning af Fe-rich, hvilket tyder på, at en binding af zink på jernoxid er det mest stabiliserende. Processen er dog ph-afhængig (Chlopecka & Adriano, 1996).

Kromreduktion og -stabilisering

Barth et al (1994) har for US EPA vurderet en oprensningsmetode for stærkt kromforurenet jord (op til 3100 mg Cr/kg) omfattende både syreudvaskning af jorden, kromreduktion via tilsætning af 3 forskellige additiver med eller uden forudgående syreudvaskning og efterfølgende cementstabilisering af den behandlede jord. Additiverne til kromreduktionen var enten natriumbisulfit, jernsulfat eller en slagge. Tilsætningen af jernsulfat var mest effektiv og gav en reduktion i den udvaskbare Cr(VI) på en faktor 10. Da kromkoncentrationen stadig blev vurderet til at være for høj, blev cementstabiliseringen fastholdt som nødvendig. Hvor jorden inden kromreduktionen var blevet ekstraheret med svovlsyre (pH = 2), lå den udvaskbare koncentration efter tilsætningen af jernsulfat under detektionsgrænsen på 25 g/l.

5.3.3 Mikrobiel stabilisering

Der foreligger ikke kvantitative data vedrørende rensningseffektiviteter for mikrobiel stabilisering.

5.3.4 Vitrifikation

Vitrifikation

En demonstrationsafprøvning af Geosafe's in situ vitrifikations-system til oprensning af jord og sedimenter forurenet med kviksølv og andre metaller samt pesticider og dioxiner gav en oprensning af kviksølvindholdet på 98 %. De opstillede udvaskningskriterier blev overholdt for både arsen, bly, krom og kviksølv.

US EPA (1995) anfører, at vitrifikation er uegnet, hvis jorden indeholder mere end 20 % grus eller mere end 5 til 10 % organisk stof. Jorden skal indeholde mere end 1,4 vægt-% natrium- og kaliumoxider, for at der kan dannes glas. Dette er dog tilfældet for langt de fleste jordtyper.

Ved faktiske afprøvninger i US EPA- eller US DOE-regi er der opnået behandlingsdybder med vitrifikation på op til 6 m.

5.4 Omkostninger

Oplysninger om omkostninger er her gengivet direkte som i den anførte reference. Et skøn over tilsvarende omkostninger under danske forhold er gengivet i afsnit 5.5.

Tilsætning af additiver

US EPA (1995) angiver, at ved mindre forureningsdybder kan der iblandes additiv in situ i 35 til 70 ton pr. time, mens der ved store dybder kun kan behandles 20 til 45 ton i timen.

Stabilisering af opgravet jord anses som tidligere nævnt i USA for at være en fuldt udviklet kommerciel proces. Prisen pr. ton ligger på i størrelsesordenen $100 (USA EPA, 1995). Priser på behandling af opgravet jord med MAECTITE er anført til mellem $60 til $120 pr. ton (Yost et al, 1994).

Ifølge US EPA (1997) oplyser en række leverandører, at in situ tilsætning af additiver må forventes at være billigere end stabilisering af opgravet jord, såfremt forureningsdybden er større end 8 feet (ca. 2,5 m). In situ priser vurderes at ligge på alt mellem $20 og $400 pr. kubik yard (0,7 m³)afhængigt af forurenet jordvolumen, jordens porøsitet, behandlingsdybde og ønsket rensningseffektivitet (d.v.s. opnået formindskelse af udvaskbarhed, permeabilitet og bæreevne). I den lave ende ligger forurenede sedimenter, mens de højeste priser knytter sig til stærkt forurenede jorde i stor dybde.

Prisen på selve iblandingen af additivet in situ er vurderet til at ligge på i størrelsesordenen $50 til $80 pr. m³ for mindre dybder og $150 til $250 pr. m³ for store dybder. Et overslag på stabilisering af sand til silt i op til ca. 8 m's dybde (25 feet) lyder på $75 til $90 pr. kubik yard, hvoraf ca. 20 % af omkostningen går til additivet.

Vitrifikation

Geosafe har til US EPA oplyst priser på mellem $375 og $425 pr. ton. Det anføres, at energiforbruget og dermed prisen er stærkt afhængig af jordens vandindhold (US EPA, 1997).

5.5 Sammenfatning

I dette afsnit er sammenfattet oplysninger om traditionel tilsætning af additiver og om vitrifikation. For kemisk stabilisering foreligger der alene omfattende informationer vedrørende stabilisering af bly ved hjælp af MAECTITE, hvorfor der henvises til oplysninger om denne proces under de enkelte afsnit. Mikrobiel metalstabilisering må opfattes som værende på de helt indledende stadier.

5.5.1 Traditionel stabilisering

Metaller

Stabilisering af jord med additiver er afprøvet på følgende metaller: As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb og Zn, hvor effekten generelt er dårligst for Cd og Ni.

Jordtyper

Stabilisering ved tilsætning af additiver kan principielt udføres på alle jordtyper, men er dog mest egnet til sandede jorde, idet et højt indhold af ler bl.a. kan vanskeliggøre indblandingen af additiv.

Teknologiudvikling

Metoden har været anvendt fuldskala og i diverse demonstrationsprojekter. Kontrollerede forsøg i laboratorieskala har dog ind i mellem vist, at de ønskede reduktioner ikke har kunnet opnås. I de senere år er der sket en fokusering mod mere specifikke metoder til at stabilisere enkelte metaller baseret på en forbedret forståelse af metallernes geokemi. Disse metoder er dog stadig i deres vorden.

Faktorer af betydning for rensningseffektiviteten

Metodens effektivitet afhænger i høj grad af, hvor god en kontakt, der opnås, mellem additivet og den pågældende forureningskomponent. Dette er igen en funktion af jordtypen, additivet og den anvendte blandingsmetode. Det vil altid være nødvendigt med specifikke laboratorie- og pilotskala-forsøg for at få bestemt metodens specifikke effektivitet samt den konkret nødvendige mængde og tilsætningsmåde. Afhængigt af de anvendte additiver kan arbejdsmiljøet i visse tilfælde være belastet udover, hvad der er almindeligt for entreprenørarbejde.

Afledte problemer/effekter

Visse stabiliseringsprocesser kræver tilsætning af ret store mængder af additiv for at være effektive, hvilket vil være umuligt in situ og forøge det nødvendige deponeringsvolumen betragteligt ved en stabilisering af opgravede materialer. Det stabiliserede materiale kan ikke opfattes som jord efter stabilisering i traditionel forstand.

Generelt foreligger der meget få data vedrørende stabiliseringsprocessernes effektivitet over lang tid. Stabiliteten kan f.eks. påvirkes af frost og tø, af sur nedbør og generel erosion.

Økonomi

Der foreligger ikke oplysninger om energiforbrug. Omkostningerne til stabilisering er meget afhængige af de konkrete forhold, men skønnes at ligge i intervallet 500 til 900 kr./ton for opgravet jord og 500 til 3000 kr./ton in situ.

5.5.2 Vitrifikation

Metaller

Der foreligger data vedrørende in situ vitrifikation af: As, Hg, Cd og Cr. Vitrifikation på affaldsmaterialer har formentlig omfattet samtlige tungmetaller.

Jordtyper

Vitrifikation vurderes at kunne anvendes på alle jordtyper, når blot andelen af organisk stof ikke overstiger 5 - 10 %, og indeholdet af grusmaterialer ikke overstiger 20 %.

Teknologiudvikling

Vitrifikation har traditionelt været anvendt til farligt affald, og metoden er veludviklet til håndtering af dette. I de senere år har der været udført en del demonstrationsprojekter med anvendelse af metoden til stabilisering af forurenet jord in situ.

Faktorer af betydning for rensningseffektiviteten

I det foreliggende materiale er der ikke specielt peget på forhold, der har væsentlig indflydelse på metodens rensningseffektivitet (ud over jordens indhold af organisk stof).

Afledte problemer/effekter

Vitrifikation kan medføre sætninger af jorden, idet jordens porøsitet reduceres til tilnærmelsesvis 0%, og det tager ca. et år, før jordtemperaturen igen er under 100 °C. Det stabiliserede materiale kan ikke opfattes som jord i almindelig forstand.

Økonomi

Omregnes de foreliggende amerikanske priser fås et interval på 2500 til 3000 kr./ton for in situ vitrifikation.

5.6 Referencer

	Barth, E. F., Taylor, M. L., Wentz, J, A. Giti-Pour, S. (1994): Extraction, Recovery, and Immobilization of Chromium from Contaminated Soils, 49th Purdue Industrial Waste Conference Proceedings, Lewis Publishers, Chelsea Michigan, USA.
	Baron, D., Palmer, C. D. & Stanley, J. T. (1996): Identification of Two Iron-Chromate precipitates in a Cr(Vl)-Contaminated Soil, Environmental Science & Technology, vol. 30, pp. 964-968.
	Cantrell, K. J., Kaplan, D. I. & Wietsma, T. W. (1995): Zero-valent iron for the in situ remediation of selected metals in groundwater, Journal of Hazardous materials, vol. 42, pp. 201-212.
	Chlopecka, A. & Adriano, D. C. (1996): Mimicked In-Situ Stabilization of metals in a Cropped Soil: Bioavailability and Chemical Form of Zinc, Environmental Science & Technology, vol. 30, pp. 3294-3303.
	Czupyrna, G., Levy, R. D., MacLean, A. I. & Gold, H. (1989): In Situ Immobilization of Heavy-Metal-Contaminated Soils, Pollution Technology Review No. 173, Noyes Data Corporation, Park Ridge, N. J., USA.
	Cotter-Howells, J. (1994): Lead phosphate formation in soils, Environmental Geochemistry and Health, vol. 16, p. 86.
	Cotter-Howells, J. D. & Caporn, S. (1996): Remediation of contaminated land by formation of heavy metal phosphates, Applied Geochemistry, vol. 11, pp. 335-342.
	Cotter-Howells, J. D., Champness, P. E., Charnock, J. M. & Pattrick, R. A. D. (1994): Identification of pyromorphite in mine-waste contaminated soils by ATEM and EXAFS, Journal of Soil Science, vol. 45, pp. 393-402.
	Davis-Hoover, W. J., Brackett, K. A. & Vesper, S. J. (1997): Reduced Bio-Availability of Lead by a Lead-Sequestering Soil Bacterium, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Batelle Press, Columbus, Ohio, USA.
	Fendorf, S. E. & Li, G. (1996): Kinetics of Chromate Reduction by Ferrous Iron, Environmental Science & Technology, vol. 30, pp. 1614-1617.
	Groudev, S. N. (1997): Microbial Detoxification of Heavy metals in Soil, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Batelle Press, Columbus, Ohio, USA.
	James, B. R. (1996): The Challenge of Remediating Chromium-Contaminated Soil, Environmental Science & Technology, vol. 30, pp. 248A-251A.
	Kleppe, J. H., Otten, M. T. & Finn, J. T. (1992): Stabilization/Solidification of Metal-Contaminated Soils: Two Case Histories, i: Gilliam, T. M. & Wiles, C. C. (eds.): Stabilization and Solidification of Flazardous, Radioactive, and Mixed Wastes, 2nd Volume, ASTM STP 1123.
	Krebs, R. & Gupta, S. K. (1994): Sanfte Sanierung schwermetallbetasteter Böden, Agrarforschung, vol. 1, pp. 349-352.
	Krebs, R., Vollmer, M. K. & Gupta, S. K. (1996): Are Immobilization Techniques Adequate to Remediate Heavy Metal Contaminated Soils.
	Ma, Q. Y., Traina, S. J. & Logan, T. J. (1993): In Situ Lead Immobilization by Apatite, Environmental Science & Technology, vol. 27, pp. 1803- 1810.
	Mench, M., Boisson, J., Sappin-Didier, V. & Manceau, A. (1997): In-Situ Immobilisation Can Decrease Plant Roots Exposure to Trace Elements and Enhance the Vegetation Cover of Contaminated Soils, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Mench, M., Didier, V. L., Löffler, M., Gomez, A. & Masson, P. (1994): A Mimicked In-Situ Remediation Study of Metal-Contaminated Soils with Emphasis on Cadmium and Lead, Journal of Environmental Quality, vol. 23, pp. 58-63.
	Rebeda, I., Edwards, R., Lepp, N. W. & Lovell, A. J. (1997): Long-Term Effects of Synthetic Zeolites as Amendments for Metal Polluted Soils, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Ruby, M. V., Davis, A. & Nicholson, A. (1994): In Situ Formation of Lead Phosphates in Soils as a method to Immobilize Lead, Environmental Science & Technology, vol. 28, pp. 646-654.
	Saunders, J. A., Thomas, R. C., Lee, M.-K. & Wolf, L. W. (1997), i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Batelle Press, Columbus, Ohio, USA.
	Schmieman, E. A., Yonge, D. R., Petersen, J. N., Johnstone, D. L., Churchill, S. A., Apel, W. A. & Turick, C. E. (1997): Kinetics of the Bacterial reduction of Chromium, i: In Situ and On-Site Bioremediation: Volume 3, Batelle Press, Columbus, Ohio, USA.
	Shanableh, A. & Kharabsheh, A. (1996): Stabilization of Cd, Ni and Pb in soil using natural zeolite, Journal of Hazardous Materials, vol. 45, pp. 207-217.
	Shen, H., Pritchard, P. H. & Sewell, G. W. (1996): Microbial Reduction of CR(VI) during Anaerobic Degradation of Benzoate, Environmental Science & Technology, vol. 30, pp. 1667-1674.
	Shen, H. & Wang, Y.-T. (1993): Characterization of Enzymatic reduction of Hexavalent Chromium by Escherichia coli ATCC 33456, Applied and Environmental Microbiology, vol. 59, pp. 3771-3777.
	US EPA(1995): Remediation Technologies Screening Matrix and Reference Guide, http://em.50.em.doc.gov/BEST/Integration_Technologies.litmI.
	US EPA (1996): Completed North American Innovative Remediation Technology Demonstration Projects, EPA 542-B-96-002, Office of Solid Waste and Emergency Response.
	Vangronsveld, J., Colpaert, J. & Clijsters, H. (1997): Rehabilitation of Soils Contaminated by Non-Ferrous Metals: Possibilities of In Situ Metal Immobilization and Phytostabilization, IBC's Second Annual Conference on Phytoremediation, Juni 18-19, 1997, Seattle, Washington, USA.
	Vangronsveld, J., Ruttens, A. & Clijsters, H. (1997): Metal Immobilization and Phytostabilization of Contaminated Soils, Fourth International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements, Juni 23-26, 1997, Berkeley, California, USA.
	Wittbrodt, P. & Palmer, C. D. (1995): Reduction of CR(VI) in the Presence of Excess Soil Fulvic Acid, Environmental Science & Technology, vol. 29, pp. 255-263.
	Yost, K. W., Pal, D., Chisick, S. A. & Jesernig, W. V. (1994): Lead and Other heavy Metal Fixation in Soils and Solid Waste by the MAECTITE® Chemical Treatment Process, 49th Purdue Industrial Waste Conference Proceedings 1994, Lewis Publishers, Chelsea, Michigan, USA.

6 Vask og ekstraktion

6.1 Teknisk beskrivelse

Teknologier, der anvender vand eller diverse ekstraktionsmidler til oprensning af jorden, er baseret på en accelerering af fjernelsen af de opløselige dele af forureningen fra jord og/eller en separering af forurening bundet til de fine partikler fra de renere større partikler. Jordvaskeprocessers succes (med eller uden additiver) vil således afhænge af processens evne til at opløse/frigøre metallerne fra jordmatricen samt til at separere efter partikelstørrelse, således at den ønskede rensningseffekt opnås.

Metallers mobilitet i jord er en funktion af en række forhold udover hvilket specifikt metal, det drejer sig om. Visse fraktioner i jorden (ler, silt, jern- og manganoxider samt organisk stof) kan binde de forskellige metaller både elektrostatisk og kemisk. Metalbindingen vil blive styret af bl.a. pH, kationbytningskapaciteten, partikelstørrelsen, redox-forholdene samt mængden og arten af organisk stof.

Jordvask og ekstraktion kan enten foretages på opgravet jord eller in situ. En skematisk gengivelse af en jordvaske/ekstraktionsproces på opgravet jord er angivet i fig. 6.1.

(Figur - 9 Kb)

Figur 6.1
Princip for jordvaskeanlæg (efter Rulkens et al, 1996).

Ved in situ-teknikker vil metodens succes udover evnen til at mobilisere metallerne afhænge af jordens permeabilitet. Vand alene kan anvendes i meget porøse jorde samt overfor relativt vandopløselig forureninger, som f.eks. Cr(VI). Tilsætningsmidlerne kan enten have til formål at justere pH eller at binde metallerne ved chelatering, og derved bringe dem på opløselig form.

Jordvask med (hovedsageligt) vand på opgravet jord.

Ekstraktion med diverse ekstraktionsmidler på opgravet jord.

Biologiske metoder.

In situ jordvaske og -ekstraktionsmetoder (på engelsk: soil flushing).

Jordvask

Jordvask med vand i vaskeanlæg må anses for en kommercielt udviklet metode. Vasken kan foregå både i mobile anlæg, der stilles op på den forurenede grund, og i stationære anlæg. Anlæggene omfatter typisk:

en mekanisk enhed til fraseparering af større dele (evt. i flere omgange) samt evt. en neddeling af den jord m.m., der går videre til behandling

en blanding af vand (og evt. additiver) med jorden for dels at opløse/mobilisere metallerne, dels at skille fine partikler med bundet forurening og opslæmme dem i vandet

en separering af væske indeholdende opløst/opslæmmet forurening og den rensede jord ved hjælp af f.eks. klassificering efter partikelstørrelse, bundfældning eller flotation

en afvanding af især den fine fraktion

en rensning/regenerering af procesvandet.

I de fleste processer anvendes der additiver i vaskevandet i form af pH-regulerende stoffer eller detergenter. På denne måde er skillelinjen mellem vask og ekstraktion lidt flydende.

Jordvaskeanlæg opererer næsten alene med en separering efter partikelstørrelse, som kan foregå ved hjælp af enten hydrocykloner, »fluid-bed« separering, flotation eller forskellige gravimetriske metoder.

Den sand- og grusfraktion, der kommer ud af processen er som regel relativt ren, mens finstoffraktionen indeholder forureningen, nu i opkoncentreret form. Finstoffraktionen afvandes, og vandet behandles om nødvendigt, inden det som oftest recirkuleres i processen. Finstoffraktion og slam fra vandbehandlingen deponeres som regel som stærkt forurenet materiale. I visse tilfælde foretages en yderligere oprensning.

Ekstraktion/udvaskning

Ved ekstraktion af opgravet jord blandes jorden med et ekstraktionsmiddel (efter en passende mekanisk forbehandling af denne). Ekstraktionsmidlet øger opløseligheden af metallerne i jord eller binder metallet, således at metallet kan overføres til en væskefase. Næste trin i processen er en separering af ekstraktionsmiddel og metal med henblik på genanvendelse eller deponering af metallet og en recirkulation af ekstraktionsmidlet i processen.

Som ekstraktionsmiddel anvendes:

Uorganiske syrer, f.eks. saltsyre og svovlsyre (pH < 2).

Organiske syrer, f.eks. eddikesyre og citronsyre (pH ikke < 4).

Kompleksdannere, f.eks. EDTA og NTA.

Kombinationer af ovenstående.

Ved ekstraktion med syrer skal materialet kunne tåle det resulterende lave pH, som endvidere vil kunne resultere i ekstraktion af naturligt forekommende metaller i jorden, som f.eks. aluminium.

Oprensning af ekstraktet kan foregå på mange forskellige måder, f.eks. ved hjælp af neutralisation, fældning eller ionbytning. Det resulterende slam afvandes og håndteres som stærkt forurenet affald.

Biologiske metoder

Mobilisering og ekstraktion af metaller ved hjælp af mikroorganismer beror på en af følgende processer:

Sænkning af pH i jorden ved hjælp typisk af svovloxiderende bakterier ofte med efterfølgende fældning af metallerne som sulfider ved hjælp af sulfat-reducerende bakterier.

Ekstraktion af metallerne ved hjælp af bakterielt dannede komplekser enten i jorden eller ved tilsætning af det bakterielt fremstillede kompleks.

Ekstraktion af metallerne ved konkurrerende binding til extracellulære polymerer.

Bakteriel omdannelse af metallerne til mere opløselige eller fordampelige former.

Disse metoder er med hensyn til oprensning af jord på udviklingsstadiet, med mindre det drejer sig om »biomining« af ædelmetaller eller radioaktive metaller. Det må forventes, at den i øvrigt tilknyttede teknologi, såfremt metoderne når kommerciel anvendelighed, vil være meget analog til vaske- og ekstraktionsprocesserne i øvrigt.

In situ flushing

»In situ flushing« er en tillempning af jordvaske-metoderne til en in situ anvendelse. Vaskevandet (eller ekstraktionsmidlet) tilføres jorden via udsprøjtning (dog ikke ved anvendelse af kraftige ekstraktionsmidler), overfladebassiner, grøfter, dræn eller injektionsbrønde. Gennemstrømningen i jorden styres af almindelige grundvandssænkningsteknikker. Efter gennemstrømningen af det forurenede område pumpes »vandet« igen til overfladen, hvor det behandles, og forureningen separeres fra, inden vandet typisk recirkuleres til systemet. Fig. 6.2 viser en skematisk beskrivelse af et in situ flushing system

(Figur - 16 Kb)

Figur 6.2
Skematisk gengivelse af et in-situ soil flushingsystem med udsprøjtning på jordoverfladen (efter US EPA, 1997).

6.2 Status

I det følgende vil der blive givet en oversigt over det udviklingsmæssige stade og den foreliggende viden for de enkelte af de ovennævnte procestyper.

6.2.1 Jordvask

USA

Jordvaskeprocessen baserer sig på teknologi, der typisk har været anvendt i mange år inden for mineindustri m.m. Både i USA og Europa regnes metoden for at være fuldt kommercielt udviklet, og der findes et antal firmaer, der tilbyder jordvaskeanlæg. I USA er 2 metalforurenede Superfund-grunde blevet renset op ved hjælp af jordvask. 8 andre grunde er i planlægningsfasen, heraf 3 med kombineret forurening med metaller og organiske stoffer. 3 kommercielt tilgængelige vaskeprocesser er blevet afprøvet under SITE-programmet med henblik på oprensning af jord for metaller.

Europa

I Europa har der været anvendt jordvask til oprensning af en lang række grunde, i starten (begyndelsen af 80'erne) dog primært til oprensning af organiske forureninger, men fra slutningen af 80'erne dog også til rensning for metaller. Ifølge Helldén, 1993, havde firmaet Harbauer på dette tidspunkt behandlet mere end 120.000 ton fra i alt ca. 70 grunde på et stationært anlæg i Berlin. Resultater fra en række fuldskala-oprensninger på tyske, hollandske og amerikanske anlæg er angivet i afsnit 6.3.

Metoden er endvidere anvendt i udstrakt grad til oprensning af forurenet havneslam, hvor der foreligger mange resultater i forbindelse med de store havneslams-projekter, der kører og har kørt i både Tyskland, Holland, USA og Canada.

I Hjältevad i Sverige har der i 1997 kørt et fuldskalaprojekt med oprensning ved hjælp af et af det hollandske firma Heidemij's mobile anlæg på en træimprægneringsgrund forurenet med i alt 3 ton arsen, I ton kobber og 1 ton krom. I alt 25.000 ton jord forurenet med mere end 40 mg As/kg forventes renset. Anlægget har kørt fra medio juni 1997 og al opgravet jord skulle ifølge planen være oprenset inden udgangen af august 1997. Metoden omfatter en grovsigtning af jorden, en separering i hydrocykloner (i 2 trin) samt en efterpolering og flotation af den rensede jord. Den rensede jord må højst indeholde 40 mg As/kg. Finfraktionen floteres, fortykkes og afvandes i en filterpresse, hvorefter den skal deponeres på SAKAB's specialdepot i Kumla. Man regner med at skulle deponere i alt 5000 ton. Den frasigtede grovfraktion og den rensede jord (primært sand med en kornstørrelse mellem 0,06 og 2 mm) skal tilbagelægges på grunden, hvorefter den skal beplantes dels med skov, dels med græs til rekreativ anvendelse for beboerne i Hjältevad.

In situ flushing

Anvendelse af jordvask in situ har været afprøvet i begrænset omfang de senere år. 2 Superfund-projekter med in situ flushing af metalforurenet jord, i det ene tilfælde i en blandings forurening, kører og 2 andre er i designfasen.

6.2.2 Ekstraktion/udvaskning

Mobilisering af metaller ved hjælp af syretilsætning foreligger kun dokumenteret i begrænset omfang i fuldskala, men der er både i USA og i Europa (specielt i Holland) foregået en del laboratorie- og »bench-scale« forsøg. 4 af de i SITE-programmet afprøvede kommercielle jordvaskesystemer indeholder udvaskningselementer, ligesom det indgår i 3 SITE projekter til afprøvning af »Emerging Technologies«.

State University of New York West Virginia University

Ved State University of New York i Buffalo og ved West Virginia University har man gennem flere år arbejdet med vurdering af diverse metoder til udvaskning af blyforurenet jord samt vurdering af både jordtypens betydning for rensningseffektiviteten og af udvaskningens indflydelse på blyets tilgængelighed efter behandlingen (se bl.a. Cline & Reed, 1995 og Van Benschoten et al, 1997. Ved forsøgene som både har simuleret udvaskning på opgravet jord og in situ udvaskning (»soil flushing«) har man afprøvet følgende ekstraktionsmidler: HCI (0,1 N og 1,0 N), EDTA (0,01 M og 0,1 M), eddikesyre (0,1 N og 1,0 N) samt CaCl2 (0,1 M og 1,0 M). Man har i forsøgene ekstraheret på samtlige jordfraktioner og har arbejdet både med kunstigt forurenede jorde og jorde taget fra faktisk forurenede grunde. Resultaterne af de udførte forsøg er angivet i afsnit 6.13.

Eindhoven University of Technology

Tuin & Tels m.fl. ved Eindhoven University of Technology i Holland har arbejdet med udvikling af teknikker til ekstraktion af tungmetaller fra lerjorde, og man har set på metallernes binding før og efter ekstraktion med HCl.

Assink & Rulkens, 1987, har for det hollandske miljøministerium udført forsøg med ekstraktion af 9 forskellige jorde taget fra metalforurenede grunde. Forskellige ekstraktionsmidler blev afprøvet og tabel 6.3 i afsnit 6.3 viser de bedste ekstraktions/jordvaskemetoder for de forskellige jorde.

Technische Universität Hamburg-Harburg

Ved Technische Universität Hamburg-Harburg har man arbejdet med en metode med ekstraktion ved hjælp af eddikesyre, askorbinsyre, citronsyre og oxalsyre og efterfølgende elektrolytisk oprensning af ekstrahenten. Man har arbejdet med oprensning af 7 konkret forurenede jorde, specifikke resultater er vist i afsnit 6.3.

6.2.3 Ekstraktion med organiske kompleksdannere

Ekstraktion af metaller fra forurenet jord ved hjælp af kompleksdannere er ligeledes en teknik i udvikling. Der foreligger ikke p.t. kommercielle jordrenseanlæg, der oprenser metalforurenet jord ved hjælp af tilsætning af kompleksdannere. Metoden indgår i ét af SITE-programmets projekter til afprøvning af »Emerging Technologies«. Ekstraktion med egentlige opløsningsmidler har primært været anvendt på organiske forureninger.

En række forskellige organiske ekstraktionsmidler har været afprøvet:

EDTA (ethylen diamin tetra eddikesyre)

NTA (nitrilo tri eddikesyre)

EGTA (ethylen glycol-(aminoethylether)-N,N,N',N' tetra eddikesyre)

DCyTA (1,2-diamino cyclohexan-N,N,N',N' tetra eddikesyre)

PDA (pyridin 2,6-dicarboxyl syre)

CMCD (carboxy methyl b-cyclo dextrin)

HPCD (hydroxy propyl b-cyclo dextrin)

SCMC (S-carboxy methyl L-cystein)

ADA (N-(2-acetamido)imin di eddikesyre).

DTPA (diethylen triamin penta eddikesyre)

TEA (tri ethanol amin)

Heraf har specielt DTPA og TEA vist meget ringe effekt i forhold til de øvrige, så de vil ikke blive yderligere omtalt her.

Sammen med undersøgelser af kompleksdannernes evne til at oprense jorden er det tillige ofte blevet vurderet, hvilken betydning tilsætning af ekstrahenten havde på jordens egenskaber efter oprensningen, samt om evt. restkoncentrationer af ekstrahenten i den rensede jord kunne have negative effekter. Endelig er ekstrahenternes regenerering blevet vurderet tillige med deres bionedbrydelighed. Resultater af forsøgene er refereret i afsnit 6.3.

EDTA og NTA er de 2 kompleksdannere, som traditionelt har været vurderet i forhold til deres effektivitet som ekstrahenter af metaller i jord i forbindelse med oprensning af forurenet jord. Begge stoffer har tillige været hyppigt anvendt i forbindelse med analysering og vurdering af tilgængelighed af metaller i jord.

6.2.4 Biologiske metoder

Ligesom oprensning af metalforurenet jord ved hjælp af kompleksdannere er en teknologi under udvikling, gælder dette også for ekstraktion ved hjælp af biologiske metoder. Som nævnt i afsnit 6.1 er metoden oprindeligt udviklet til »biomining« af radioaktive stoffer og af ædelmetaller, og til dette brug forefindes der kommercielle anlæg. Metoden indgår i ét af SITE-programmets projekter til afprøvning af »Emerging Technologies«.

Université du Quebec

En gruppe ved Université du Quebec i Canada har i en årrække arbejdet med oprensning af metalforurenet slam fra rensningsanlæg (se f.eks. Blais et al, 1992) ved først at tilsætte 0,5 % svovl samt adapterede svovloxiderende bakterier eller 0,5 % jernsulfat og adapterede jernoxiderende bakterier til slammet.

TNO

Ved TNO i Holland har der siden 1991 været igangsat et projekt vedrørende anvendelse af metoden til rensning af tungmetalforurenet jord, men der foreligger ikke meget publiceret materiale om projektet. Det anføres i TNO, 1993, at metallerne tilsyneladende kan genvindes som adskilte metaller fra »rensevæsken« ved en elektrokemisk metode. Projektet har været finansieret under EU's STEP-program og foregået i samarbejde med Gesellschaft für Biotechnologische Forschung i Braunschweig i Tyskland samt 3 andre institutter.

BNFL

En forskergruppe ved BNFL i England har i laboratorieskala udviklet et anlæg til oprensning af metalforurenet jord ved først at »bioleache« jorden ved hjælp af svovloxiderende bakterier og dernæst fælde metallerne i en bioreaktor ved hjælp af sulfat-reducerende bakterier. Resultater af forsøgene er anført i afsnit 6.3.

En række andre forskere har hver for sig arbejdet med mikrobielle processer til fjernelse af metalforureninger fra jord:

Chen et al, 1995, har arbejdet med virkningen af extracellulære polymerer på frigivelsen af Cd og Pb fra en kunstigt forurenet sandjord, mens Herman et al, 1995 har arbejdet med at tilsætte en »biodetergent« fremstillet af Pseudomonas aeruginosa ATCC 9027 til jord for at øge udvaskningen af Cd, Pb og Zn.

Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek

Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek i Belgien har arbejdet med (og patenteret) en metode, hvorved forurenet jord opblandes med vand, en kulstofkilde, f.eks. eddikesyre og en bakteriekultur, Alcaligenes eutrophus. Efter omrøring i en passende tid ledes blandingen over i en sedimentationstank, hvor der sker en adskillelse i en vandfase, et renset sediment og et stærkt forurenet skumlag. Skumlaget og vandfasen fjernes separat ligesom sedimentlaget i bunden, som typisk har et vandindhold på 50 %, og som efterfølgende kan afvandes på traditionel vis.

Bachofen et al, 1995, har arbejdet med dels mikrobiel leaching af As (laboratorieskala) samt mikrobiel omdannelse af As til mere flygtige former, som fordamper og efterfølgende kan opfanges.

6.3 Rensningseffektiviteter

Også i dette afsnit er beskrivelsen for overskuelighedens og den direkte sammenligneligheds skyld opdelt på de 4 procestyper.

6.3.1 Jordvask

I tabel 6.1 er sammenfattet rensningseffektiviteter opnået på en række fuldskala-anlæg i henholdsvis Holland og USA. Oplysninger om jordtype og -mængde med den anførte forureningsgrad, anlægskapaciteter m.m. er desværre ikke altid angivet i de anvendte referencer. For de hollandske anlæg gælder det, at der til en vis grad er tale om resultater fra stationære fuldskala-anlæg, og der er formentlig tale om bedst opnåede resultater for den periode, der ligger til grund for afrapporteringen; men dette er ikke specifikt angivet. Miljøkontrollen, Københavns Kommune (1995) anfører, at nogle af resultaterne stammer fra en forholdsvis tidlig periode, og at effektiviteten angiveligt er blevet forbedret med tiden.

Det ses af tabel 6.1, at rensningseffektiviteterne varierer med metallet, og generelt er bedre for Cd og Ni end for Zn og Pb.

På en SITE-grund blev 19.000 ton jord og slam renset for i alt 11 metaller (herunder især krom) ned til de fastsatte kriterier. 85% af den behandlede jordmasse blev kategoriseret som ren, mens 15% blev tilbage som en stærkt forurenet filterkage. På en anden grund blev der renset for Cd, Cr, Cu, Hg og specielt Pb i en kombination af vask og syreekstraktion. 8000 ton jord blev renset, og reduktioner fra 86.000 mg Pb/kg til ca. 100 mg Pb/kg blev opnået.

Udvaskningen af specielt CR(VI) har også været forsøgt med en i minedriften anvendt teknik, »heap leaching«, som har vist sig at være meget effektivt ved udvaskning med både vand og saltvand. 99% af den tilsatte K₂Cr₂07 (op til ca. 800 mg Cr(Vl)/kg) blev fjernet på ganske kort tid, Dwyer, 1991, og Hanson et al, 1993. Det blev diskuteret, om den gode fjernelse bl.a. skyldes, at den pågældende jord fra New Mexico-området (3 jordtyper: sand, sandmuld og ler) havde et relativt lavt naturligt indhold af jernoxider og af organisk stof «1 %).

Bergmans, USA (citeret i Helldén, 1993), som har gennemført 20 fuldskalabehandlinger, angiver 40 % indhold af finjord (<63 m) som grænsen for, hvad der kan betragtes som behandelbart. Jorden bør heller ikke have en for stor muldfraktion eller generelt et for højt indhold af organisk stof.

In situ soil flushing

I Holland er der i slutningen af 80'erne gennemført en in situ oprensning af en Cd-forurenet grund ved at infiltrere vand med et let sænket pH (=5), se Urlings et al (1988) for nærmere detaljer. Det forurenede område havde et samlet areal på 6000 m². I en indledende fase blev ca. 1000 m² oprenset til under 2,5 mg Cd/kg i løbet af ca. 4 måneder. Hele oprensningen varede i lidt over et år. Det oppumpede vand blev renset ved filtrering ned til 5 - 20 ppb Cd.

Thirumalai et al (1996) har afprøvet en forbedring af in situ udvaskning af krom i laboratorieskala ved tilsætning af 5 forskellige enten anioniske eller nonioniske detergenter, evt. kombineret med diphenyl carbazid (en kompleksdanner). Tilsætningen af en anionisk detergent og diphenyl carbazid forbedrede ekstraktionen af krom med en faktor 200 i forhold til ekstraktion med vand alene.

Tabel 6.1
Betingelser og opnåede rensningsgrader ved fuldskalaoprensning med jordvaskeanlæg

	Vaskebetingelser	Jordtype	Startkoncentration, mg/kg	Fjernelse, % (opnået konc.)
Assink, 1985	Oplysninger fra 3 hollandske anlæg: Heijmans, HWZ og BSN	ikke angivet	Cd: 66- 125 Ni: 250-890 Pb: ca. 100 Zn: 81 Zn: 1.600 - 3.200	ca. 92 66-89 ca. 75 67 ca. 83
Assink,1988	ikke nærmere specificeret	ikke angivet	Cd: 100	90-95
Griffiths, 1995	fraktionering, gravimetrisk seperation & syre- ekstraktion	ikke angivet (8000 ton)	Pb: max. 86.000	99%
Heimhard, 1988 2)	Kloeckner Oecotec GmbH's anlæg med højtryksspuling	ikke angivet	As: 150 Cd: 13 Cr(tot): 16452 Cu: 672 Hg: 160 Ni: 271 Pb: 110	80 93 99 85 96 87 86
US EPA, 1996	vand med detergenter	jord, slam og sedimenter blandet (19000 ton)	Cr: 8000	94 (480)
Verhagen, 1988 2)	ikke nærmere specificeret	ikke angivet	Cr: 700 Ni: 350 Ni: 750 Pb: 200 Pb: 1000 Zn: 500	87 95 92 68 85 70
Verhagen & Ver- sluijs, 1987	ikke nærmere specificeret flotation fraktionering	sand, >10% muld sand leret sand sand/silt	Ni: 50-900 Zn: 150-1400 Cd: 1-1750 Cr: 105-2000 Ni: 14-2050 Pb: 14-2050 Pb: 300-2000 Cu: 5000-15000	40-74 1) 90-200 1) 1-2,5 1) 74-150 1) 40-75 1) 42-75 1) 50-150 1) 200-1000 1)

1): Slutkoncentration i mg/kg; Verhagen & Versluijs angiver, at rensningsgrademe varierer med et maximum på 95%.
2): Citeret fra Miljøkontrollen, Københavns Kommune, 1995.

6.3.2 Ekstraktion og udvaskning

I tabel 6.2 er sammenfattet et antal i hovedsagen laboratorieskala forsøg, hvor jorden har været ekstraheret med syrer af forskellig art, evt. ved ekstraktion i flere trin og evt. ved kombination af flere ekstrahenter. De 4 først refererede undersøgelser drejer sig om kunstigt forurenet jord, mens de sidste 3 refererer resultater opnået på faktisk forurenet jord. Generelt foretages ekstraktionen på alle jordfraktionerne; der synes ikke umiddelbart at være nogen sammenhæng mellem de opnåede rensningsprocenter og størrelsen af lerfraktionen.

Afprøvninger er generelt foretaget på meget stærkt forurenet jord, og det ses, at selv om de opnåede fjernelsesprocenter ofte er gode, er de resulterende koncentrationer stadig meget høje. Afprøvningerne er hovedsageligt udført på blyforurenet jord, og her ses det, at der generelt skal kraftige ekstraktionsmidler eller flere ekstraktioner til for at opnå en god rensningsprocent. For de øvrige metaller opnås bedst resultater på cadmiumforurenet jord, mens de øvrige metaller opviser meget varierende resultater. Generelt har jorden et meget lavt pH efter behandlingen.

Tuin & Tels, 1987, m.fl. finder, at det er lettere at ekstrahere metallerne, når de findes enkeltvis end flere sammen, og at konkret forurenede jorde som regel er sværere at rense end kunstigt forurenede jorde, formentlig p.g.a. af øget binding af forureningen med tiden. 5 forskellige lerjorde blev kunstigt forurenet med følgende metaller: Cd, Cr, Cu, Ni, Pb og Zn. Forsøgene viste, at Cd, Cu. Pb og Zn kunne fjernes mellem 90 og 99 % ved 3 gentagne ekstraktioner, mens fjernelsen var ringere for Ni og meget dårlig for Cr(III). Efter ekstraktionen blev ekstrahent og lerpartikler separeret ved hjælp af hydrocykloner og tilsætning af flokkuleringsmidler. Sekventiel, kemisk ekstraktion før og efter ekstraktionen viste (som forventeligt), at de hårdest bundne fraktioner var de sværest ekstraherbare.

Tabel 6.2
Betingelser og opnåede rensningsgrader ved ekstraktion med syrer.

	Ekstrahent	Jordtype	pH, før	pH, efter	Startkoncentration, mg/kg	Fjernelse, % (opnået konc.)
Cline & Reed, 1995	0,1 N HCL 1,0 N HCL 0,01 M EDTA 0,1 M EDTA 0,1 N eddikesyre 1,0 N eddikesye 0,1 M CaCl₂ 1,0 M CaCl₂ Vand	9 jorde med oprindeligt pH mellem 5,5 og 7,0 og med samlet silt og ler procent mellem 1,7 og 41,6	4,8 til 6,1 i gennemsnit for de 9 jorde efter blytilsætning 2)	-	3 forsøgsrækker med jorden kunstigt forurenet med 10, 100 og 1000 mg/l Pb	84,6 1) 92,5 1) 93,5 1) 91,2 1) 31,8 1) 57,3 1) 24,8 1) 47,2 1) 2,9 1)
Reed et al, 1996	0,1 N HCl 4) 0,01 M EDTA 4) 1 M CaCl₂ 4)	sandmuld, pH = 5,5	4,5 5) 4,5 5) 4,5 5)	1,2 5,2 4,85	Pb: 505-616, (tilsat forurening)	85 (77) ~100 (~0) 78 (135)
Tuin et al, 1987	Laboratorieskala: 3 ekstraktioner med HCl ved pH = 1; adskillelse af ler og ekstrahent ved hydrocykloner og koagulenter	Lerfration, % 8): 42> 32 34 36 29 50	7,6 7,6 6,8 7,7 8,0 7,3	-	9) Cd: 80-111 Cr: 4000-5000 Cu: 3870-5340 Ni: 3750-4590 Pb: 4960-5050 Zn: 3800-5150	9) 99 0-25 90-99 70-91 95-98 91-97
Urban & Krishnamurthy 1989	3-trins udvaskning med 1. Ammonuimkarbonat, 2. Eddikesyre og ilt, 3. Mangan-acetat	siltet muld	-	-	Pb: 1000 Pb: 2000 Pb: 10000 6)	79,7 82,2 82,9
Paff,1993	Pilotskala-anlæg med tilsætning af HCl og eftervask med vand	SSM 7) Jord fra NL Industries Jord fra Palmerton Zinc Site	- - -	- - -	Pb: 10040 Pb: 23200 Pb: 898	98 (213) 96 (104) 35 (588)
Thöming et al, 1996	Eddikesyre Askorbinsyre Citronsyre Oxalsyre	7 forskellige faktisk forurenede jorde ekstraheret 3 gange	-	1,6- 2,8	Cd: 13-335 Cu: 176-10100 Pb: 4100-142000 Zn: 2000-50300	100 10) 28-97 11) 80-100 10) 35-83 11)
Van Ben schoten et al, 1997	HCl, pH=1,25°C, L/S=20, 24 h vask	Blyforurenet jord fra 7 industrigrunde fra forskellige steder i USA,	4,7 7,3 8,5 5,2 8,2 7,7 7,4	-	Pb: 11933 Pb: 2307 Pb: 5913 Pb: 3199 Pb: 4808 Pb: 1394 Pb: 4249	203 3) 611 3) 200 3) 1218 3) 98 3) 391 3) 1033 3)

1) Gennemsnit for alle jordtyper og alle forureningsgrader
2) Faldende pH med stigende forureningsgrad
3) Resulterende koncentration i mg/kg
4) Laboratorie-simulering af »soil flushing«
5) Resulterende pH efter blytilsætning
6) Tilsat forurening
7) SSM = Synthetic Soil Matrix fremstillet af EPA til brug ved vurdering af nye teknologier.
8) 6 forskellige lerjorde kunstigt tilsat forurening med ét metal ad gangen
9) Gennemsnit for de 6 jorde, tilsat forurening
10) Bedst opnåede fjernelse for de 7 jordprøver for eddike-, askorbin- og citronsyre
11) Kun angivet for eddikesyre, interval for de 7 jordprøver.

Assink & Rulkens har sammenlignet diverse jordvaske- og ekstraktionsmetoder på 9 konkret forurenede jorde. I tabel 6.3 er hovedresultaterne samlet i form af en listning af de 2 metoder, der viste sig mest effektive for de enkelte forurenede jorde.

Tabel 6.3
Bedste jordvaske-/ekstraktionsmetode for en række konkret forurenede jordprøver, Assink & Rulkens, 1987

Jord prøve	Hovedforure ninger, mg/kg TS	Orga nisk stof, %	pH	Ler frak tion, %	2 bedste metoder	Fjer nelse, % (opnået konc.)
I	Cr: 12400	3,0	5,1	6	Klassifikation Klassifikation +iltning +NaOH-ekstration	94 (690) 95 (580)
II	Pb: 360	2,9	8,1	12	HCl-ekstration Klassifikation +HCl-ekstraktion	87 (47) 90 (35)
III	Pb: 410 Cu: 1160 Cd: 23	2,9	7,9	6	HCl-ekstration Klassifikation +HCl-ekstraktion	>93 90-99
IV	Hg: 101	2,0	7,9	11	Iltning+HCl ekstration NaOCl-ekstraktion	84 (16) 74 (26)
V	Pb: 870 Zn: 4800 As: 73	4,2	7,3	27	Klassifikation Klassifikation med syre	59-70 40-80
VI	Cd: 43 Cr: 900 Sn: 430	3,1	4,5	7	Klassifikation Klassifikation +HCl-ekstraktion	81-88 84-96
VII	As: 63	0,9	4,9	1	Klassifikation HCl-ekstraktion	97 (2) 95 (3)
VIII	Pb: 1590 Cd: 26	11,3	7,0	23	Klassifikation med syre Klassifikation +HCl-ekstraktio	>90 >92
IX	Cu: 1730 As: 205 Hg: 3500	5,5	6,9	5	Klassifikation NaOCl-ekstraktion	75-80 62-91

Assink & Rulkens konkluderer, at klassifikation (d.v.s. separation efter partikelstørrelse ved hjælp af kraftigt opadrettet flow) i sig selv kan give rimelig oprensning til en billig pris, men at kun 2 af de 9 jordprøver kunne oprenses til de hollandske A-værdier ved hjælp af de anvendte teknikker.

6.3.3 Ekstraktion med organiske kompleksdannere

I tabel 6.4 er resultaterne af en række forskellige forsøg vedrørende ekstraktion af både tilsatte og faktiske forureninger sammenfattet.

Generelt gælder det, at fjernelsen stiger med forøgelsen af den tilsatte mængde af kompleksdanner, dog er der ofte en øvre grænse, udover hvilken der ikke opnås forbedringer. En øget kontakttid vil normalt også forbedre ekstraktionen.

Tabel 6.4
Betingelser og opnåede rensningsgrader ved ekstraktion med kompleksdannere

	Ekstrahent	Jordtype		Startkoncentration, mg/kg	Fjernelse, %
Peters & Sherm, 1992	0,01 til 0,2 M Na₂-EDTA 0,01 til 0,02 M Na₃-EDTA	lerfraktion: 35,8 % siltfraktion: 35% pH: 7,75 før bly tilsætning		Pb. 500, 1000, 5000, 10000, tilsat forurening	58-64 max. 19 1)
Peters & Miller, 1993	0,01 M EDTA	5 jordprøver fra et forurenet militærareal, ler: 7-12% pH: 5,8-8,7		Pb: 26-152 Cd: 31-95 Cu: 276-1560 Cr: 16-44 Zn: 49-5680	» 100 31-81 » 100 99-» 100 47-86
Heil et al, 1995	Forholdet mellem mol Pb og mol EDTA varieret mellem 0,33 og 20	ler: 4,6 28,6 16,6 10,6	pH: 8,03 7,53 8,10 2,90 2)	faktisk forurening: Pb: 7900 Pb: 3008 Pb: 1075 Pb: 979	3) 27-89 15-26 12-23 <0,3
Hong & Pintauro, 1996	0,001 M NTA 0,001 M EDTA 0,005-0,02 M EGTA 0,001 M DCyTA	kaolin med tilsat forurening		Cd: 645 Cd: 645 Cd: 645 Cd: 1290	60-» 100 85-» 100 95-» 100 » 100
Assink & Rulkens, 1987	20 el. 100 g Na₃-NTA pr. kg jord, pH justeret til 3-3,5	5 konkret forurenede jorde		1. Pb: 360 2. Cd: 43 3. Pb: 410 Cd: 23 4. Pb: 870 Zn: 4800 5. Pb: 1590 Cd: 26	74 35 88 48->96 26 43 33 42

1) fjernelsen med NTA ph-afhængig; bedst resultat ved pH = 7, ringere ved både højere og lavere pH
2) Mineaffald
3) stigende fjernelse med stigende tilsætning af EDTA

EDTA er en bedre ekstrahent end NTA, og effekten er mindre pH-afhængig. EDTA er tilsyneladende alt andet lige end bedre ekstrahent af bly (og kobber) end af Cd og Zn. Tilsætning af NaCl eller andre salte (klorider og klorater) kan øge ekstraktionen af Pb med EDTA.

I hvert fald for Cd ser det ud til, at EGTA (ethylen glycol-(aminoethylæter)-N,N,N’,N’ tetra eddikesyre) eller DCyTA (1,2-diamino cyclohexan-N,N,N’,N’ tetra eddikesyre) er endnu bedre ekstrahenter og mindre ph-afhængige. Som ved ekstraktion med syrer er effekten som regel bedre, hvis der kun er ét metal tilstede, end hvor metallerne skal konkurrere om bindingen.

Ekstraktion med EGTA er tilsyneladende mindre påvirkelig af høje koncentrationer af Ca og Mg. Ved konkurrence er ekstraktionen af Cd bedre end ekstraktionen af Pb og Cu ved ekstraktion med EGTA og DCyTA.

Chen, Macauley og Hong ved University of Utah i USA har screenet et stort antal potentielle ligander for deres evne til at ekstrahere metallerne, Cd, Cu, Pb, Hg, Ni og Zn. De bedste ekstrahenter syntes at være SCMC (S-carboxy methyl L-cystein), ADA (N-(2-acetamido)imin di eddikesyre) og PDA (pyridin 2,6-dicarboxyl syre). Alle 3 ligander var gode ekstrahenter i et bredt interval af ph-værdier samt metal- og ligand-koncentrationer (Chen et al, 1995). De var tillige forholdsvis lette at regenerere i modsætning til EDTA, og metallerne kunne genvindes. PDA kunne ekstrahere mere end 80 % Pb (af 5000 mg/kg tilsat forurening), og blyet kunne genvindes som et blyhydroxid, og ekstrahenten genanvendes. PDA er tillige en god ekstrahent af Cd. God ekstraktion af bly og kobber fra en konkret forurenet jord blev ligeledes opnået med SCMC og især ADA ved pH mellem 6,5 og 8. Ekstrahenterne kunne regenereres flere gange med succes.

Brusseau et al, 1997, har udført forsøg med samtidig ekstraktion af Cd og phenanthren ved hjælp af et modificeret cyclodextrin, et cyklisk oligosaccharid dannet ved bakteriel enzymatisk nedbrydning af stivelse. Fjernelsen af Cd lå på omkring 90 %, mens fjernelsen af Ni var lidt dårligere (ca. 85 %). Den samtidige fjernelse af phenanthren var på, » 100 %.

Brouwers, 1996, har arbejdet med en kombination af ekstraktion med hexan og stripning ved hjælp af damp til fjernelse af kviksølv. Rensningsgrader på 97,2 % blev opnået ved forskellige kombinationer af f.eks. 6,5 timers ekstraktion med hexan efterfulgt af 9,5 timers stripning med damp.

6.3.4 Biologiske metoder

Biologiske metoder

Biologisk baserede oprensningsmetoder har generelt en lidt lavere rensningseffektivitet end rent kemisk baserede. Til gengæld vil jorden ikke indeholde rester af kemiske ekstrahenter, og det vil være nemmere at opnå en genanvendelig fraktion af det ekstraherede metal. I tabel 6.5 er vist en række resultater udført på både jord med tilsatte og med faktiske forureninger samt på faktisk forurenet slam.

TNO, 1991, anfører, at jord kan renses med »bioleaching« til under de hollandske B-værdier.

Tabel 6.5
Betingelser og rensningsgrader ved ekstraktion med biologiske metoder

	Metode	Jordtype	Startkoncentration, mg/kg	Fjernelse, %
Kearney et al, 1997	Tilsætning af svovl og svovloxiderende bakterier	ler: 26% silt: 62% TOC: 2% pH: 8,1	Tilsat 1 nM af Cd, Cr, Co, Cu, Mn, Zn, Ni & Pb	Cd: 55 Cr: 5 Co: 75 Cu: 15 Mn: 75 Zn: 24 Ni: 55 Pb: 8
Blais et al, 1992	0,5% S, adapterede S-oxiderende bakterier eller: 0,5% FeSO₄ adapterede Fe-oxiderende bakterier	Slam fra 10 renseanlæg, forskellige slamtyper og slambehandlinger	Cd: 0,7-29 Cr: 26-1719 Cu: 147-3689 Mn: 48-5696 Ni: 13-274 Pb: 15-646 Zn: 285-1926	49-93 3-65 39-96 88-99 46-97 1-64 65-99 1)
Diel et al, 1992	Bakteriel sorption med Alcaligens eutrophus og efterfølgende separation af bakterieslam, vand og renset jord	ikke angivet	1. Zn: 2075 Cd: 18,9 2. Zn: 881 Cd: 13	2) 1000 1,2 563 5,7
Herman et al, 1995	Ekstraktion med 80mM bakteriel ramnolipid	sandmuld ler: 8,8% TOC: 0,11 % pH: 7,5	tilsat forurening, koncentration ikke angivet	Cd: 56 Pb: 43 Zn: » 40

1) resultater angivet for S-tilsætning, som generelt er lidt mere effektivt end FESO₄ tilsætning. De meget dårlige resultater er generelt fundet for primært slam.
2) resulterende koncentrationer i sedimentet.

6.4 Omkostninger

Oplysninger om omkostninger er her generelt angivet som i den anførte reference, idet det dog i visse tilfælde drejer sig om supplerende oplysninger givet mundtligt i forbindelse med konferenceindlæg eller lignende. Et samlet skøn over omkostninger under danske forhold er gengivet i afsnit 5.5.

Jordvask

Verhagen & Versluijs, 1987, angav priser svarende til 200 - 700 Dkr./ton for jordvask i et kommercielt anlæg, mens Miljøkontrollen, Københavns Kommune, 1995, konkluderer, at en pris på en forholdsvis simpel jordvask må skønnes at kunne bringes ned til 500 kr./ton, mens prisen for en mere avanceret behandling naturligvis bliver højere. l 1993 angiver Helldén behandlingsomkostninger for jordvask til at ligge mellem 350 og 1000 kr./ton.

Ekstraktion med syre

Assink & Rulkens, 1987, anfører priser svarende til 350 til 700 kr./ton for rensning i et »traditionelt« jordvaskeanlæg og priser svarende til 650 til 1000 kr./ton for ekstraktion med syre, heraf udgør omkostningen til kemikalier ca. 25 kr./ton.

Ekstraktion med organiske kompleksdannere

Der foreligger ikke oplysninger om omkostninger ved ekstraktion af jord med organiske ekstrahenter. Lo & Chen, 1990, har udført estimater for kemikalieomkostninger ved ekstraktion af slam med henholdsvis syre, EDTA og NTA: Ved høje metalkoncentrationer er ekstraktion med syre billigst pr. m³og pr. kg ekstraheret metal, mens ekstraktion med EDTA var billigst for lave metalkoncentrationer. Der foreligger ikke omkostningsestimater for de mere nye typer af organiske ekstrahenter, og det generelle kemikalieforbrug kan ikke umiddelbart opgøres udfra de foreliggende oplysninger.

Biologiske metoder

Rulkens et al, 1988, har estimeret omkostninger til bioleaching til, hvad der svarer til 30 - 50 kr./m³ slam (set i forhold til en pris på 35 - 55 kr./m³ slam for syreekstraktion). Der foreligger ikke økonomirelaterede oplysninger om de øvrige biologiske metoder under udvikling.

6.5 Sammenfatning

6.5.1 Jordvask

Metaller

Vask og ekstraktion er afprøvet på stort set samtlige metaller af interesse i forureningsmæssig sammenhæng. De traditionelle partikelseparerings-anlægs effektivitet hænger mindre sammen med, hvilket metal det drejer sig om, og mere med den pågældende jordtype.

Jordtyper

Jordvask egner sig bedst til anvendelse i forholdsvis sandede jorde, da processen for en stor del består af en fjernelse af fine partikler. Ved et højt lerindhold vil restfraktionen, der skal specialdeponeres ganske enkelt være for stor i forhold til den omkostning, som jordvasken har udgjort, således at den samlede besparelse bliver for lille.

Teknologiudvikling

Vask og ekstraktion har i traditionel forstand været foretaget i kommercielle anlæg siden 80'erne. Udviklingen går i dag mod mere specifikt rettede metoder baseret på en større viden om metallernes geo- og biokemi. På dette område er der en kraftig udvikling undervejs.

In situ anvendelse af metoden er endnu kun i opstartsfasen og vil altid være rettet mod de mere mobile metaller og mere permeable jordtyper.

Faktorer af betydning for rensningseffektiviteten

Som ved alle andre metoder, der anvendes på opgravet jord skal der en forbehandling til, inden den egentlige vask eller ekstraktion.

Ved tilsætning af pH-regulerende midler til vaskeprocessen har jordens naturlige ph-værdi selvfølgelig en afgørende rolle.

Afledte problemer/effekter

Miljømæssigt kan anvendelsen af additiver udgøre en risiko for uønskede miljøpåvirkninger ved genanvendelse af den rensede jord medmindre, der efterskylles grundigt med rent vand.

Tidsforbrug

Jordvask/ekstraktion er relativt hurtige processer, som derfor kan afvikles hensigtsmæssigt i egentlige anlæg.

Økonomi

Oprensning i traditionelt jordvaskeanlæg skønnes at koste mellem 500 og 1000 kr./ ton i dagens priser.

6.5.2 Ekstraktion/udvaskning

Metaller

Ekstraktion med syre fungerer tilsyneladende godt på Pb og Cd, med varierende resultat på Cu og Zn og relativt dårligt på Ni, Cr og As. Ekstraktion med svagere syrer er mindre effektivt, men effekten kan forbedres til at ligge på linje med de stærke syrer, såfremt der foretages gentagne ekstraktioner. Af de organiske ekstrahenter er EDTA klart bedre end NTA, og nogle af de for nyligt afprøvede ekstrahenter synes endnu bedre. At nogle af de opnåede resultater ved ekstraktion er dårligere end traditionel jordvask hænger formentlig sammen med, at disse netop er afprøvet på jorde med højt lerindhold, som ikke normalt behandles i jordvaskeanlæg

Jordtyper

Ekstraktion/udvaskning er primært afprøvet på mere finkornede jorde, hvor vask med vand/partikelseparering ikke har den store effekt. Det ses dog, at rensningseffektiviteten stadig er dårligst, når lerfraktionen er størst.

Teknologiudvikling

Der har været arbejdet i en del år med udvikling af metoder til oprensning af jord ved hjælp af ekstraktion. Der er dog endnu ikke kommercielt tilgængelige metoder, hvad enten dette skyldes egentlige procesmæssige problemer eller snarere uvilje mod anvendelse af kraftige kemikalier med de afledte problemer, det giver, eller de økonomiske forhold omkring processen, herunder bortskaffelsen/håndteringen af de ekstraherede metaller.

Faktorer af betydning for rensningseffektiviteten

Af de foreliggende resultater er det ikke muligt at drage nogen konklusioner med hensyn til betydningen af f.eks. jordens oprindelige pH eller andre miljømæssige parametre.

Metoderne har ofte været anvendt på stærkt forurenede jorde, og selv om rensningsgraden har været god, har den resulterende koncentration ikke altid været tilfredsstillende. Gentagne ekstraktioner har i nogen sammenhænge kunne forbedre på dette forhold.

Afledte problemer/effekter

De metoder, der anvender kraftige syrer eller ekstrahenter, vil påvirke jordens funktion, og en efterbehandling vil være nødvendig. Endvidere vil der være risiko for en påvirkning af metallernes mobilitet i jorden efterfølgende på grund af restkoncentrationer af ekstrahenterne i den rensede jord. Der er bl.a. heri incitamentet ligger til at finde nye, mere miljøvenlige ekstrahenter. Der foreligger ikke dokumenterede undersøgelser af jordens funktionalitet efter en ekstraktionsbehandling.

Ved anvendelse af kraftige kemikalier vil der også være arbejdsmiljømæssige hensyn at tage.

Økonomi

Ekstraktion/udvaskning skønnes på baggrund af de forskellige estimater (og d.v.s. med de foreliggende genanvendelsesmuligheder), at skulle ligge på i størrelsesordenen 50 % mere end jordvask/partikelseparation, altså i størrelsesordenen 750 til 1500 kr./ton.

6.5.3 Biologiske metoder

Metaller

Biologisk baserede oprensningsmetoder har generelt en lidt lavere rensningseffektivitet end rent kemisk baserede. Bioleaching fungerer generelt dårligt på Pb og i varierende grad på de øvrige metaller.

Jordtyper

Biologiske ekstraktionsmetoder er primært afprøvet på slam og havnesedimenter. Der foreligger kun enkelte forsøg med oprensning af jord.

Teknologiudvikling

De biologiske metoder er klart stadig i deres tidligste udviklingsstadium, og deres anvendelighed overfor et bredt spekter af jordtyper, pH-forhold, koncentrationsniveauer og metaller er endnu ikke vurderet.

Faktorer af betydning for rensningseffektiviteten

Der er ikke i det foreliggende materiale oplysninger, der peger på specielle forhold, der kan have indflydelse på oprensningseffektiviteten.

Afledte problemer/effekter

Efter en biologisk oprensning vil jorden ikke indeholde rester af kemiske ekstrahenter, om end den stadig vil være kraftigt forsuret. Nogle forskere peger på, at det vil være nemmere at opnå en genanvendelig fraktion af det ekstraherede metal.

Tidsforbrug

Behandlingstiderne for at opnå maksimale rensningsgrader ved de biologiske metoder er generelt længere og kræver ofte opholdstider i reaktorerne på flere døgn.

Økonomi

Bioleaching vurderes uden genvinding af metallerne at være dyrere end traditionel jordvask/partikelseparering, omend billigere end ekstraktion med syre eller organiske ekstrahenter (men er indtil videre også den mindst effektive metode).

6.6 Referencer

	AEA Technology (1997): Soil Washing, Soil Separation and Washing, Process Information, http://isis3.gxinet.com.
	Alternative Remedial Technologies, Inc. (1997): Soil Washing, Process Information, http://isis3.gxinet.com.
	Andersen, L. (1993): Removal of Heavy Metals from Contaminated Soil and Sludge, Nordic Environmental Biotechnology Programme 1990-93, Part-project A3.4.
	Assink, J. W. (1985): Extractive Methods for Soil Decontamination; a General Survey and Review of Operational Treatment Installations, i: Assink, J. W. & van den Brink, W. J. (eds.): Contaminated Soil. First International TNO Conference on Contaminated Soil, Martinus Nijhoff Publishers, Dordrecht, Holland.
	Assink, J. W. (1988): Physico-Chemical Treatment Methods for Soil Remediation, i: Wolf, K., van den Brink. W. J. & Colon, F. J. (eds.): Contaminated Soil `88, Kluwer Academic Publishers.
	Assink, J. W. & Rulkens, W. H. (1987): Cleaning Soils Contaminated with heavy Metals, i: de Waal, K. J. A. & van den Brink, W. J. (eds.): Environmental Technology, 2nd European Conference on Environmental Technology, Martinus Nijhoff Publishers, Dordrecht, Holland.
	Bachofen, R., Birch, L., Buchs, U., Ferloni, P., Flynn, I., Jud, G., Tahedl, H. & Chasteen, T. G. (1995): Volatilization of Arsenic Compounds by Micro-organisms, Bioremediation of Inorganics, Batelle Press.
	Bell, P. F., James, B. R & Chaney, R. L. (1991): Heavy Metal Extractibility in Long-Term Sewage Sludge and Metal Salt Amended Soils, Journal of Environmental Quality, vol. 20, pp. 481-486.
	Blais, J. F., Tyagi, R. D. & Auclair, J. C. (1992): Bioleaching of Metals from Sewage Sludge by Sulfur-Oxidizing Bacteria, Journal of Environmental Engineering, vol. 118, pp. 690-707.
	Blais, J. F., Tyagi, R. D., Auclair, J. C. & Huang, C. P. (1992): Comparison of Acid and Microbial Leaching for Metal Removal from Municipal Sludge, Water Science & Technology, vol. 26, pp. 197-206.
	Bolton, Jr., H. & Gorby, Y. A. (1995): An Overview of the Bioremediation of Inorganic Contaminants, Bioremediation of Inorganics, Batelle Press.
	Brown, G. A. & Elliott, H. A. (1992): Influence of Electrolytes on EDTA Extraction of Pb from Polluted Soil, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 62, pp. 157-165.
	Brouwers, H. J. H. (1996): Experimental and theoretical study of combined solvent and steam stripping of 1,2,3,4,5,6-hexachlorocyclohexane (HCH) and mercury from contaminates natural soil, Journal of Hazardous Materials, vol. 50, pp. 47-64.
	Brusseau, M. L., Wang, X. & Wang, W.-Z. (1997): Simultaneous Elution of Heavy Metals and Organic Compounds from Soil by Cyclodextrin, Environmental Science & Technology, vol. 31, pp. 1087-1092.
	ChemTechAnalysis Inc. (1997): Cleaning Metal and Hydrocarbon Contaminated Soils using the ChemTech Soil Treatment System, http://www.ct-inc.com/about.html.
	Chen, J.-H., Lion, L. W., Ghorse, W. C. & Shuler, M. L. (1995): Mobilization of Adsorbed Cadmium and Lead in Aquifer Material by Bacterial Extracellular Polymers, Water Resources, vol. 29, pp. 42 l -430.
	Chen, T.-C. & Hong, A. (1995): Chelating extraction of lead and copper from an authentic contaminated soil using N-(2-acetamido)iminodiacetic acid and S-carboxymethyl-L-cysteine, Journal of Hazardous Materials, vol. 41, pp. 147-160.
	Chen, T.-C., Macauley, E. & Hong, A. (1995): Selection and test of effective chelators of heavy metals from contaminated soils, Canadian Journal of Civil Enzineering, vol. 22, pp. 1185-1197.
	Cline, S. R. & Matsumoto, M. R. (1993): Efficiencies of Soil Washing Solutions for the Remediation of Lead Contaminated Soils.
	Cline, S. R. & Reed, B. E. (1995):Lead Removal from Soils via Bench-Scale Washing Techniques, Journal of Environmental Engineering, vol. 121, pp. 700-705.
	Ehrnst, G. (1997): Personlig kommunikation om Hjältevad-projektet i Sverige.
	European Patent Office (1992): European Patent Application (no. 92203049.9) and European Patent Specification. Method and device for cleaning soil polluted by at least one heavy metal. Applicant: Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek, Belgien.
	Gonzales, A., Graves, D., Kearney, T., Holroyd, C. & Eccles, H. (1997): Demonstration of an Innovative Heavy Metal and Radionuclide Bioremediation Process, Inorganics, Fourth International In Situ and On-Site Bioremediation Symposium, New Orleans, April 28 -May 1, 1997, Batelle Press Columbus, Ohio, USA.
	Gotthard Heidemij Marksanering AB (1997): Procesbeskrivelse af jordvask, Gotthard, Stockholm, Sverige.
	Griffiths, R. A. (1995): Soil-washing technology and practice, Journal of Hazardous Materials, vol. 40, pp- 175-189.
	Hanson, A. T., Dwyer, B., Samani, Z. A. & York, D. (1993): Remediation of Chromium-Containing Soils by Heap Leaching: Column Study, Journal of Environmental Engineering, vol. 119, pp. 825-841.
	Heidemij (1997): Mobil Separation Plant, Soil remediation/Environmental Technology Department, Waalwijk, Holland.
	Heidemij (1997): Soil Washing, Soil remediation/Environmental Technology Department, Waalwijk, Holland.
	Heil, D., Hanson, A. & Samani, Z. (1996): The Competitive Binding of Lead by EDTA in Soils and Implications for Heap Leaching Remediations, Radioactive Waste management and Environmental Restoration, vol. 20, pp. 111-127.
	Herman, D. C., Artiola, J. F. & Miller, R. M. (1995): Removal of Cadmium, Lead, and Zinc from Soil by a Rhamnolipid Biosurfactant, Environmental Science & Technology, vol. 29, pp. 2280-2285.
	Hong, A. P. & Chen, T.-C. (1996): Chelating Extraction and Recovery of Cadmium from Soil Using Pyridine-2,6-dicarboxylic Acid, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 86, pp. 335-346.
	Hong, J. & Pintauro, P. N. (1996): Desorption-Complexation-Dissolution Characteristics of Adsorbed Cadmium from Kaolin by Chelators, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 86, pp. 335-346.
	Hong, J. & Pintauro, P. N. (1996): Selective Removal of Heavy Metals from Contaminated Kaolin by Chelators, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 87, pp. 73-91.
	Hsieh, H.-N, Raghu, D., Barnes, M. & Aldridge, E. Z. (1987): A Feasibility Study of the Removal of Chromium from Selected Contaminated Sites.
	Jones, T. L. & Ghassemi, A. (1992): Modern In-Field Process Systems – Case Study: Soil Washing, i: Wise, D. L. & Trantolo, D. J. (eds.): Remediation of Hazardous Waste Contaminated Soils, Marcel Dekker, Inc. New York, USA.
	Kearney, T., Holroyd, C. & Eccles, H. (1997): A Laboratory Bioremediation Process to Treat Heavy Metal Contaminated Soils, Inorganics, Fourth International In Situ and On-site Bioremediation Symposium, New Orleans, April 28 - May 1, 1997, Batelle Press, Columbus, Ohio, USA.
	Macauley, E. & Hong, A. (1995): Chelation extraction of lead from soil using pyridine-2,6-dicarboxylic acid, Journal of Hazardous Materials, vol. 40, pp. 257-270.
	McNeilly, T., Williams, S. T. & Christian, P. J. (1984): Lead and Zinc in a Contaminated Pasture at Minera, North Wales, and their Impact on Productivity and Organic Matter Breakdown, The Science of the Total Environment, vol. 38, pp. 183-193.
	Moore, R. E., Reed, B. E. & Matsumoto, M. R. (1993): Investigation of the Use of In-Situ Soil Flushing to Remediate a lead Contaminated Site.
	Nivas, B. T, Sabatini, D. A., Shiau, B.-J. & Harwell, J. H. (1996): Surfactant Enhanced Remediation of Subsurface Chromium Contamination, Water resources, vol. 30, pp. 511-520.
	Oak Ridge Center for Manufacturing Technology (1997): Removal of Mercury from Soil Using Biodispersants, http://www.ornl.gov/orcmt/capabilities/dtin344.html.
	Paff, S. R. (1993): Remediation of Lead-Contaminated Superfund Sites Using Secondary Lead Smelting, Soil washing and Other technologies, i: Hager, J., Hansen, B., Imrie, W., Pusatori, J. & Ramachandran, V. : extraction and Processing for the Treatment and Minimization of Wastes, The Minerals, Metals & Materials Society.
	Peters, R. W. & Miller, G. (1993): Remediation of Heavy Metal Contaminated Soil Using Chelant Extraction: Feasibility Studies, 48th Purdue Industrial Waste Conference Proceedings, Lewis Publishers, Chelsea, Michigan, USA.
	Peters, R. W. & Shem, L. (1992): Use of Chelating Agents for Remediation of Heavy Metal Contaminated Soil, ACS Symposium Series, vol. 509, pp. 70-84.
	Reed, B. E., Carriere, P. C. & Moore, R. (1996): Flushing of a Pb(II) Contaminated Soil Using HCl, EDTA, and CaCl₂, Journal of Environmental Engineering, vol. 122, pp. 48-50.
	Rudat, D. (1990): Experience with the Dywinex – washing process to clean Soil Contaminated by Metals, i: Arendt, F., Hinsenveld, M. & van den Brink, W. J. (eds.): Contaminated Soil `90, Kluwer Academic Publishers, Holland.
	Sheppard, M. I. & Thibault, D. H. (1992): Desorption and Extraction of Selected Heavy Metals from Soils, Journal of the Soil Science Society of America, vol. 56, pp. 415-423.
	Telaris (1997): Efterbehandling av Hjältevads anläggningn, Projekt jordtvätt i Hjältevad.
	Thirumalai Navis, B., Sabatini, D. A., Shiau, B.-J. & Harwell, J. E. (1996): Surfactant Enhanced Remediation of Subsurface Chromium Contamination, Water Research, vol. 30, pp. 511-520.
	Thöming, J. & Calmano, W. (1995): Remediation of Heavy Metal Contaminated soils by Acid Leaching and Electrolytical Metal Separation, i: van den Brink, W. J., Bosman, R. & Arendt, F. (eds.): Contaminated Soil `95.
	Thöming, J., Unger, A. & Calmano, W. (1996): Remediation of Heavy Metal Contaminated Soils by Organic Acid Leaching, Vintermøde om Grundvandsforurening, ATV-Komiteen vedrørende Grundvandsforurening.
	TNO (1991): Getting Bugs to remove heavy metals from bulk waste, Applied Research, no. 38, p. 1.
	TNO (1993): Annual Report, Netherlands Organization for Applied Scientific Research, Delft, Holland.
	Tuin, B. J. W. & Tels, M. (1990): Distribution of Six Heavy Metals in Contaminated Clay Soils before and after Extractive Cleaning, Environmental Technology, vol. 11, pp. 935-948.
	Tuin, B, J. W, & Tels, M. (1990): Extractibility and Distribution of Six Heavy Metals in Artificially Polluted and waste Site Clay Soils, i: Astruc, M. & Lester, J. N. (eds.): Heavy Metals in the Hydrological Cycle.
	Tuin, B. J. W., Senden, M. M. G. & Tels, M. (1987): Extractive Cleaning of Heavy Metal Contaminates Clay Soils, i: de Waal, K. J. A. & van den Brink, W. J. (eds.): Environmental Technology, 2nd European Conference on Environmental Technology, Martinus Nijhoff Publishers, Dordrecht, Holland.
	Tyagi, R. D., Sreekrishnan, J. F., Blais, J. F. & Cambell, P. G. C. (1994): Kinetics of Heavy Metal Bioleaching from Sewage Sludge - III. Temperature Effects, Water Research, vol. 28, pp. 2367-2375.
	Urban, W. & Krishnamurthy, S. (1989): Remediation of Lead Contaminated Soil.
	Urlings, L. G. C. M., Ackermann, V. P., van Woudenberg, J- C., Pijl, P. P. & Gaastra (1988): In situ cadmium removal, TAUW Infra Consult, Al Deventer, Holland.
	Urlings, L. G. C. M., Blonk. A. T., Woelders, J. A. & Messink, P. R. (1987): In Situ Remedial Action of Cadmium Polluted Soil, i: de Waal, K. J. A. & van den Brink, W. J. (eds.): Environmental Technology, 2nd European Conference on Environmental Technology, Martinus Nijhoff Publishers, Dordrecht, Holland.
	US EPA (1996): A Citizen's Guide to In Situ Soil Flushing, Solid Waste and Emergency Response (5102G), EPA 542-F-96-006.
	US EPA (1996): A Citizen's Guide to Soil Washing, Solid Waste and Emergency Response, EPA 542-F-96-002.
	US EPA (1996): A Citizen's Guide to Solvent Extraction, Solid Waste and Emergency Response, EPA 542-F-96-003.
	Van Benschoten, J. E., Reed, B. E., Matsumoto, M. R. & Mc Garvey, P. J. (1994): Metal Removal by Soil Washing for an Iron Oxide Coated Sandy Soil, Water Environment Research, vol. 66, pp. 168174.
	Van Benschhoten, J. E., Matsumoto, M. R. & Young, W. H. (1997): Evaluation and Analysis of Soil washing for Seven Lead-Contaminated Soils, Journal of Environmental Engineering, vol. 123, pp. 217-224.
	Verhagen, E. J. H. (1988): review of Thermal and Extraction Soil Treatment Plants in the Netherlands, i: Wolf, K., van den Brink. W. J. & Colon, F. J. (eds.): Contaminated Soil `88, Kluwer Academic Publishers.
	Verhagen, E. J. H. & Versluijs, C. W. (1987): Soil Decontamination by Extractive or Thermal Treatment Installations in the Netherlands, i: de Waal, K. J. A. & van den Brink, W. J. (eds.): Environmental Technology, 2nd European Conference on Environmental Technology, Martinus Nijhoff Publishers, Dordrecht, Holland.
	Vesper, S. J. Donovan-Brand, R. Paris, K. P., Al-Abed, S. R., Ryan, J. A. & Davish-Hoover, W. J. (1996): Water, Air, and Soil Pollution, vol. 86, pp. 207-219.
	Young, W. H., Buck, M. E., Van Benschoten, J. E. & Matsumoto, M. R. (1994): Evaluation of Soil washing for Remediating Lead Contaminated Soils, 49th Purdue Industrial Waste Conference proceedings, Lewis Publishers, Chelsea, Michigan, USA.

7 Sammenfatning

Kapitlet indledes med en sammenlignende oversigt over de 4 hovedmetoder, se tabel 7.1 (inspireret af US EPA, 1977). De anførte evalueringsfaktorer er: status, væsentlige begrænsninger samt jordegenskaber (eller for in situ teknikker: egenskaber specifikke for den forurenede grund), der influerer på metodens egnethed.

Tabel 7.1
Oversigt over hovedmetodernes udviklingsmæssige stade m.m.

Metode	Status	Begrænsende faktorer for anvendelsen	Jordegenskaber af betydning for metodens effektivitet
Elektrokinetik	Afprøvet fuldskala i Holland. Afprøvet i USA som et led i SITE-programmet. Første fuldskala oprensning af bygningsaffald i Danmark opstartet. Stadig forskningsmæssig udvikling af metoden.	Metodeudviklingens stade i sig selv.	Jordens homogenitet. Tilstedeværelsen af større genstande i jorden, affald, rørføringer m.m.
Phyto-oprensning	Afprøvet i pilotskala i USA. Tilbydes kommercielt i et begrænset omfang i USA og er under afprøvning i demonstrationsprojekter i USA. EU-projekter kører og er under opstart. Phytostabilisering afprøvet fuldskala i både Europa og USA. Stadig forskningsmæssig udvikling af metoden samt forskning i mekanismeforståelse.	Metodeudviklingen i sig selv. Tidsforbruget. Biomasseproduktionens omfang og hyperakkumulatorernes vækstform i forhold til traditionelle høstmetoder. Usikkerhed om evt. fødekædebelastninger.	Forureningens ud strækning med dybden.
Stabilisering	Tilbydes kommercielt især i USA v.h.a. generelle tilsætningsstoffer og vitrifikation. Anvendt/anbefalet ved adskillige Superfund-grunde samt afprøvet under SITE-programmet. Forskning i mere metal- og jordspecifikke stabiliseringsmidler	Usikkerhed m.h.t. langtidsstabiliteten af den stabiliserede jord.	Indhold af organisk stof. Ved in situ stabilisering er permeabiliteten afgørende.
Vask og ekstraktion	Tilbydes kommercielt i bl.a. USA, Tyskland og Holland. Forskning i metoder til behandling af lerjorde samt biologisk baserede metoder.	Jordens resulterende egenskaber. Opnåelige restkoncentrationer.	Lerindhold.

Generelt er metoderne alle anvendelige til et bredt spektrum af metaller. ln situ flushing er selvfølgelig en undtagelse, idet metoden er afhængig af, at metallernes mobilitet er forholdsvis stor. Ved oprensning af jord forurenet med en blanding af flere metaller kan den opnåede rensning godt variere betydeligt mellem metallerne. Kviksølv er gennemgående et metal, som er relativt dårligt undersøgt og som ofte kræver særlige modifikationer af metoden.

I tabel 7.2 er givet en oversigt over, hvilke metaller og jordtyper metoderne ifølge den gennemgåede litteratur m.m. er afprøvet på, samt hvilke metaller og jordtyper de synes at være bedst egnede til hver især.

Tabel 7.2
Oversigt over afprøvning af metoderne på metal- og jordtyper samt deres dokumenterede egnethed, omfattende afprøvning er understreget, velegnethed angivet med fede typer.
(Det skal understreges, at det er på basis af den citerede litteratur m.m.)

Metode	Metaller	Jordtyper
Elektrokinetik	As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn	Ler, sand, sediment
Phyto-oprensning	Cd, Cu, Hg, Ni, Pb, Se, Zn	Ikke angivet (topjorde)
Traditionel stabilisering	As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn	Ofte ikke angivet (ikke højt humusindhold), sandjord
Kemisk/biologisk stabilisering	Cr, Pb, Zn	Ikke angivet
Vitrifikation	As, Cd, Cr, Hg *	Ikke angivet
Jordvask	As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn	Sand, silt, sediment, leret sand
Ekstraktion	As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn **	Siltet muld, moræneler, ler (kaolin), sediment, slam
Biologisk ekstraktion	As, Cd, Pb	Leret/siltet jord, sandmuld, sediment, slam

* Egnet til højkoncentrations-forureninger og blandingsforureninger med svært nedbrydelige organiske forureninger.
** Egnetheden overfor bly afhænger af ekstraktionsmidlet

Metodernes egnethed varierer en del med hensyn til, hvilke jordtyper de især kan behandle. Elektrokinetik er velegnet til lerede jorde, mens traditionel jordvask især egner sig til sandede jorde. Her kunne man forestille sig en kombination af de 2 metoder, hvor jordvasken (hvor den er egnet) anvendes til at fjerne den lerede fraktion, som derefter oprenses via elektrokinetik.

Phyto-oprensning egner sig bedst til fladeforureninger med relativt lavere koncentrationer, som der også er ganske mange af, og hvor en længere oprensningstid måske typisk vil spille en mindre rolle.

Traditionelle stabiliseringsmetoder er ofte for ineffektive med hensyn til at reducere udvaskbarheden af metallerne eller også for jordforandrende (og dyre). Her er der til gengæld en forskningsmæssig udvikling i gang, som kan introducere mere specifikke metoder, evt. i kombination med phyto-oprensning.

Økonomisk set må phyto-oprensning vurderes til at kunne blive den billigste oprensningsmetode, fulgt af elektrokinetik og jordvask. Valget af metode vil formentlig mere afhænge af egnetheden set i relation til den konkrete forurening som beskrevet ovenfor. Traditionel stabilisering vil næppe kunne møde kravene til udvaskbarhed, og vitrifikation vil være meget dyrt. Omkostningerne til de nyere ekstraktions- og stabiliseringsmetoder kan ikke vurderes på det foreliggende grundlag.

Generelt kan man sige, at oprensningsmetoderne for tungmetalforurenet jord de senere år har bevæget sig fra de mere traditionelle og bredt dækkende metoder til metoder, der er baseret på en større mekanismemæssig forståelse, og som retter sig mod et specifikt metal i en specifik jord, altså løsninger der designes med henblik på oprensning af en konkret grund, hvad enten det bliver in situ eller ej. En kraftig videnudvikling på dette område er undervejs, også hvad angår mulighederne for at genvinde metallerne (og dermed billiggøre oprensningens samlede pris).

Metodernes effektivitet og anvendelsesområde vil i høj grad afhænge af, om man renser med henblik på en fuld oprensning, mod en anvendelse som sekundært råstof eller mod en mindre belastende deponering. I denne sammenhæng er det heldigt, at mere differentierede rensemetoder er under udvikling, som også kan anvendes i kombination. Herved vil valget af en samlet miljømæssig og økonomisk optimal oprensning af en specifik grund blive gjort nemmere.

Af de gennemgåede metoder synes elektrokinetik og phyto-oprensning at have et potentiale. Jordvask vil især rette sig mod sandede jorde, hvor en efterfølgende oprensning af finfraktionen måske vil kunne ske via elektrokinetik. Sker der en videreudvikling af mere miljøvenlige ekstraktionsmidler, ville dette være en væsentlig forbedring af oprensningsmulighederne for bly i lerede jorde. Ligeledes vil udviklingen af mere specifikke stabiliseringsmetoder kunne være et væsentligt bidrag til en nedsættelse af miljøpåvirkningen fra evt. uoprenselige restkoncentrationer. De 2 sidstnævnte metoder er dog p.t. metoder, der er tidligt i udviklingsstadiet, hvorimod de øvrige egnede metoder er nærmere en praktisk implementering.

8 Generelle referencer

	Bolton, Jr., H. & Gorby, Y. A. (1995): An Overview of the Bioremediation of Inorganic Contaminants, Bioremediation of Inorganics, Third International In Situ and On-Site Bioreclamation Symposium, Batelle Press.
	Chambers, C. D., Willis, J., Giti-Pour, S., Zieleniewski, J. L., Rickabaugh, J. F., Mecca, M. I., Pasin, B., Sims, R. C., Sorensen, D. L., Sims, J. L., McLean, J. E., Mahmood, R., Dupont, R. R. & Wagner, K. (1991): In Situ Treatment of Hazardous Waste-Contaminated Soils, Second Edition, Pollution Technology Review No. 199, Noyes Data Corporation, Park Ridge, New Jersey, USA.
	Helldén, J. (1993): Åtgärdsteknik. Metoder för efterbehandling och sanering av förorenad mark, Naturvårdsverket, rapport nr. 4232, Solna, Sverige.
	Miljøkontrollen (1995): Jordrensning i Danmark. Muligheder og perspektiver, Miljøkontrollen, Københavns Kommune, København.
	Rulkens, W. H., Grotenhuis, J. T. C. & Tich, R. (1996): Methods for Cleaning Contaminates Soils and Sediments, i: Salomons, W., Förstner, U. & Mader, P. (eds.): Heavy metals, problems and Solutions, Springer Verlag.
	Smith, L. A. & Houthoodf, J. (1985): Considerations in Deciding to Treat Contaminated Soils In Situ, Bioremediation of Inorganics, Batelle Press, Columbus, Ohio, USA.
	US EPA (1995): Remediation Technologies Screening Matrix and Reference Guide, DOD Environmental Technology Transfer Committee, EPA/542/F-95/002.
	US EPA (1996): Completed North American Innovative Remediation Technology Demonstration Projects, EPA 542-B-96-002.
	US EPA (1997): Recent Developments for In Situ Treatment of Metal Contaminated Soils, Office of Solid waste and Emergency Response, EPA-542-R-97-004.
	US EPA (1997): Clean Up the Nation's Waste Sites: Markets and Technology Trends, 1996 Edition, EPA 542-R-96-005.

Bilag 1

Notat

Omfang af metalforurenet jord i Danmark

Indledning

Som et led i et projekt for Miljøstyrelsen, hvis formål er at beskrive og vurdere metoder til rensning af tungmetalforurenet jord, er det søgt på baggrund af foreliggende materiale at skaffe et overblik over mængden af tungmetalforurenet jord i Danmark. En sammenfatning heraf er givet i nærværende notat.

Opgørelse af totalmængder

Der foreligger ikke egentlige opgørelser over mængden af forurenet jord i Danmark.

Tidligere opgørelser

I forbindelse med Miljøstyrelsens undersøgelse af alternative bortskaffelsesmuligheder for olie- og kemikalieforurenet jord fra 1987 (Brauer-udvalget) blev der foretaget en opgørelse af jordmængderne. På daværende tidspunkt blev det skønnet, at mængden af tungmetalforurenet jord udgjorde i alt 1,1 mill. m³.

l 1990 blev der for Århus Amtskommune udført en opgørelse af mængden af forurenet jord i amtskommunen. Ifølge denne opgørelse udgjorde mængden af tungmetalforurenet jord i Århus Amtskommune 1,7 til 8,0 mill. m³.

Som et led i et projekt vedrørende deponering af lettere forurenet jord udført for Miljøstyrelsen i 1991-92 samlede de amtskommunale medlemmer af den til projektet tilknyttede følgegruppe oplysninger fra amterne vedrørende deres daværende skøn over mængden af forurenet jord. Ifølge denne opgørelse udgjorde mængden af tungmetalforurenet jord, der skulle håndteres på årsbasis, ca. 250.000 ton.

Ny opgørelse

Samtidig med nedsættelsen af jordforureningsudvalget i sommeren 1994 blev der tillige nedsat et underudvalg 1, »Den fysiske verden«, med det formål at drøfte og belyse de jordforureningsproblemer, som hører hjemme i den fysiske verden. Et af underudvalgets kommissoriepunkter var at beskrive antal, omfang og karakter af alle kendte typer af forurenede grunde, herunder hvilke miljømæssige og samfundsmæssige problemer de kan udgøre.

Totale forurenede jordmængder

I denne sammenhæng udarbejdede underudvalget ud fra en række forudsætninger et skøn over den samlede mængde forurenet jord håndteret på årsbasis på ca. 0,8 mill. ton eller ca. 0.,6 mill. m³. Det samlede forurenede areal blev opgjort til:

95 km² på forurenede lokaliteter

174 km² på diffust forurenede arealer (er skønnet til at svare til ca. 85 mill. m³ eller ca. 120 mill. ton), heraf vurderes 80% at være forurenet med bly fra trafikken. Af den diffust forurenede jord vurderes ca. 54 mill. ton at være placeret i områder med arealanvendelseskonflikter.

Tungmetalforurenede grunde

Ifølge oplysninger indgivet af amterne til Miljøstyrelsens ROKA-database er der pr. 31. december 1996 registreret tungmetaller på 644 grunde af i alt 3665 registrerede grunde, svarende til 18 %. I betænkningen fra underudvalget »Den fysiske verden« er det samlede antal forurenede lokaliteter opgjort til ca. 14.000. Hvis det antages, at de tungmetalforurenede grunde udgør den samme andel af totalen som af de registrerede grunde, vil det svare til i alt ca. 2.500 lokaliteter.

I samme betænkning er gennemsnitsstørrelsen på en forurenet grund opgjort til ca. 3.000 m². I langt de fleste tilfælde må forureningsdybden på en tungmetalforurenet grund vurderes til at være begrænset, og der er her forudsat en gennemsnitlig forureningsdybde på 1 m, hvilket altså vil svare til en forurenet jordmængde på ca. 3.000 m³ pr. grund. Med ca. 2.500 tungmetalforurenede lokaliteter vil det svare til i alt ca. 7,5 mill. m³ tungmetalforurenet jord i alt eller ca. 10,5 mill. ton.

Af ovenstående ses det altså, at der i alt er i størrelsesordenen 65 mill. ton tungmetalforurenet jord, hvor en eller anden form for afværgning enten i form af oprensning eller afskæring på et tidspunkt kan blive relevant.

Tungmetalforurenet jord på årsbasis

Ifølge oplysninger indgivet af amterne til Miljøstyrelsens ROKA-database blev der i 1994 samlet håndteret ca. 154.000 m³ forurenet jord på depotgrunde. Heraf blev 48.000 m³ jord sendt til rensning. Hvis det antages, at denne jord primært består af olie- og benzinforurenet jord samt i mindre omfang af jord forurenet med klorerede organiske forbindelse (i det omfang sidstnævnte ikke håndteres ved in situ oprensning), vil den resterende jordmængde (ca. 106.000 m³) være forurenet med tunge organiske forbindelser (f.eks. tjære eller smøreolie) eller med tungmetaller eller blandinger af disse forureninger. Hvis det videre antages, at de rene tunge organiske forureninger maksimalt udgør 1/3 af denne mængde, vil det betyde, at ca. 70.000 m³, svarende til ca. 100.000 ton, af jorden fra depotgrundene udgøres af tungmetalforurenet jord, evt. i blanding med organiske forureninger.

Jordrenserne har til underudvalget »Den fysiske verden« oplyst, at de i 1994 modtog ca. 408.000 ton jord til rensning, hvoraf ca. 69.000 ton stammede fra offentlige kunder, altså depotgrunde. Denne mængde svarer meget godt til hvad der er oplyst til ROKA-databasen. I alt ca. 340.000 ton af den jord, der blev ført til rensning, stammede således fra »ikke-depotgrunde«. Jordrenserne har endvidere oplyst, at ca. 18.000 ton af den jord, de har modtaget til rensning, er tungmetalforurenet.

Underudvalget har endvidere spurgt kommunerne i 3 amter om, hvorledes forurenet jord fra »ikke-depotgrunde« er blevet håndteret i 1994. l gennemsnit er 63 % af jorden ført til jordrensning. D.v.s. at hvis jordrenserne har modtaget 340.000 ton jord fra »ikke-depotgrunde« vil det svare til en totalmængde af håndteret jord fra »ikke-depotgrunde« på ca. 540.000 ton eller en mængde på ca. 200.000 ton fra »ikke-depotgrunde« håndteret på anden vis. Hvis der anvendes den samme antagelse her som for depotgrundene, vil det svare til en tungmetalforurenet jordmængde på ca. 135.000 ton.

Lægges ovennævnte registrerede og skønnede mængder af tungmetalforurenet jord sammen (jord til rensning, depotjord til anden håndtering plus »ikke-depot«-jord til anden håndtering) fås en samlet mængde på årsbasis på ca. 250.000 ton, hvilket stemmer godt overens med den i 1992 skønnede mængde (på basis af amternes daværende oplysninger).

Opgørelse på metaltype m.m.

På baggrund af amternes indberetninger til ROKA-databasen vedrørende art af den forurenende industri m.m. samt registrerede metaller kan mængden af tungmetalforurenet jord differentieres som følger:

På ca. 30 % af de grunde, hvor der er registreret forekomst af tungmetaller, er der kun registreret »tungmetaller« som samlebetegnelse, hvilket tolkes som grunde hvor kendskabet til niveau og fordeling på de specifikke metaller er dårligt eller ikke eksisterer.

Af de skønnede i alt ca. 2.500 tungmetalforurenede lokaliteter vurderes det på basis af ROKA-databasens oplysninger, at ca. 25 % af grundene er fyld- og lossepladser med blandet tungmetalforurening i afdækningsjorden, men uden meget høje forureningskoncentrationer.

Ca. 70 af de tungmetalforurenede grunde kan tilsvarende skønnes at være gasværker, hvor tungmetalforureningen også vurderes at være af blandet karakter og ligeledes med et relativt begrænset niveau.

På ca. 55 % af de tungmetalforurenede grunde (svarende til små 1400 grunde ialt) er der ifølge oplysningerne i ROKA-databasen registreret mere end ét specifikt metal (heri indgår fyld- og lossepladser samt gasværker). Der er ikke noget grundlag for på baggrund af ROKA-materialet at sammenkæde forekomsten af bestemte metaller.

På ca. 15 % af grundene (svarende til små 400 grunde ialt) er der kun registreret forekomst af ét metal. Der er ingen umiddelbar sammenhæng ifølge ROKA-oplysningerne imellem forekomsten af ét bestemt metal og én bestemt type forurenende industri. Bly er langt det hyppigst forekommende metal (ca. 10 % af det totale antal lokaliteter), mens de øvrige enkeltregistrerede metaller forekommer på under 2 % af grundene (kviksølv og chrom er de hyppigst forekommende).

Det er ikke muligt ud fra det foreliggende materiale at tage stilling til omfanget af steder, hvor tungmetaller forekommer sammen med organiske forureninger.

I betænkningen fra underudvalget »Den fysiske verden« er det som tidligere nævnt anført, at langt den overvejende del af den diffuse forurening (ca. 80 %) udgøres af jord forurenet med bly. Hvor stor en del af den øvrige diffuse forurening, der udgøres af metalforurening er ikke angivet.

Vurdering i relation til behovet for oprensningsmetoder

Ud fra ovenstående ses det, at det er vigtigt, at metoder til oprensning af tungmetalforurenet jord i Danmark skal kunne håndtere flere metaller på én gang og skal kunne oprense relativt lave forureningsniveauer i tilstrækkeligt omfang. Med hensyn til oprensning af enkeltmetaller er især metoder, der kan oprense blyforurenet jord af stor betydning.

Bilag 2

Ordliste

I det følgende gives en kort beskrivelse af en del af de i teksten benyttede ord. Kemiske stofnavne er ikke medtaget, der henvises til relevant faglitteratur og opslagsværker.

Ord	Forklaring
Absorption	Opsugning af et stof i et andet stof/medie.
Adaption	Tilpasning, her benyttet om planters eller mikroorganismers tilvænning til metalkoncentrationer, der er højere end normale baggrundskoncentrationer.
Additiv	Stof der tilsættes for at fremme en kemisk/fysisk proces.
Adsorption	Optagelse af et stof på overfladen af et andet.
Aerob	Indeholdende ilt; kan også betyde iltkrævende.
Anaerob	Ikke indeholdende ilt; kan også betyde: krævende at der ikke er ilt tilstede.
Anion	Negativt ladet ion.
Anode	Den positive elektrode.
Biomining	Udvinding af ædelmetaller ved hjælp af forsuring via tilsætning af svovloxiderende bakterier.
Bufferkapacitet	Et systems (f.eks. en jords) evne til at modstå påtrykte ændringer i pH.
CEC	Kationbytningsevne (engelsk: cation exchange capacity). En jords evne til at adsorbere ioner til fordel for andre, der desorberer.
Chelatering	En særlig form for kompleksering (se kompleks) hvor liganden oftest danner en stabil ring omkring centralatomet
Cyklisk	Ringformet; cykliske forbindelser er organiske forbindelser, hvor kulstof-atomerne er bundet sammen i en eller flere ringstrukturer.
Desorption	Det modsatte af sorption, d.v.s. afgivelse af et stof bundet til en fast fase.
Detergent	Stof der stabiliserer emulgering, og muliggør mobilisering af hydrofobe stoffer i vand. Detergenter anvendes bl.a. som vaske- og rensemidler.
Dialyse	Adskillelse af let og vanskeligt diffunderende partikler ved hjælp af en membran.
EDTA	Ethylen diamin tetra eddikesyre.
Ekstrahent	Stof (typisk et opløsningsmiddel) der anvendes til at frigøre/ekstrahere f.eks. metaller fra jordmatricen.
Ekstraktion	En separationsmetode hvor jord (eller vand) bringes i kontakt med et flydende opløsningsmiddel (ekstrahenten), hvorved en eller flere komponenter bundet til jorden overføres/frigøres til opløsningsmidlet.
Elektrode	Stav, plade eller lignende hvorigennem elektrisk strøm føres til eller fra væske, fast stof eller luftart.
Elektrolyse	Sønderdeling af kemiske forbindelser v.h.a. elektrisk strøm gennem væsker.
Elektrolyt	Væske (typisk syrer, baser opløst i vand, smeltede salte eller lignende) der kan adskilles i ioner, som drages mod hver sin elektrode.
Enzym	Organisk molekyle (protein) af biologisk oprindelse, der katalyserer en eller flere bestemte reaktioner. Enzymer kan være mere eller mindre specifikke.
Fordelings- koefficient	En størrelse der angiver, hvordan et stof vil fordele sig mellem to tilstødende faser (f.eks. jord og vand).
Hexavalent	Seksladet.
Inert	Om stof der ikke er tilbøjeligt til at indgå kemiske forbindelser.
Ion	Et elektrisk ladet element eller molekyle. Anioner er negativt ladede, kationer er positivt ladede.
Ionbytning	Proces hvor ioner (især kationer) bliver optaget fra jordvæsken og bundet til jordpartikler til fordel for andre ioner, der afgives til væsken.
loniserbar	Evne til at blive elektrisk ladet ved optagelse eller afgivelse af elektroner.
lonstyrke	Et mål for indholdet af ioner, f.eks. i en vandig opløsning.
Katode	Den negative elektrode.
Kation	Positivt ladet ion.
Kinetisk	Om proces styret af bevægelsen (transporten) af stoffer.
Kolloid	Stof bestående af meget små partikler (mellem 1 og 100 millimikron).
Kompleks	Bruges ofte om et opløst ionpar sammensat af en central del (f.eks. et tungmetal-atom) og en ligand (f.eks. klorid).
Leaching	Udvaskning af metaller med vand eller ekstraktionsmidler (f.eks. syrer)
Ligand	Molekyle eller ion (f.eks. klorid) som er bundet til et centralatom (i denne forbindelse især et metalatom) i et kompleks.
Matrix	Her primært anvendt om jordmediet i sig selv bestemt af de specifikke bestanddele i jorden
Methyleret	Betegnelse for et stof hvor et (eller flere) brintatomer er substitueret af en methylgruppe (-CH3).
Migration	Bevægelse, betyder egentlig vandring.
Mobilitet	Bevægelighed.
NTA	Nitrilo tri eddikesyre.
Oktanol-vand- fordelings- koefficient	Størrelse som angiver i hvilket forhold et stof vil fordele sig mellem to lige store volumener af oktanol og vand
Osmose	Væskers vandring gennem porøse vægge og hinder/membraner, som måske tilbageholder visse molekyler.
Patogen	Sygdomsfremkaldende.
Polaritet	I en kemisk binding deler kernerne elektronskyen. Afhængigt af de enkelte kerners egenskaber kan skyen være forskudt. På denne måde opstår et elektrisk felt, som kan være mere eller mindre kraftigt. Jo kraftigere felt desto mere forskudt er ladningen og jo mere polariseret er forbindelsen.
Polær	Betegnelse for et molekyle med uens elektronfordeling, se polaritet.
Proton	Brint-ion.
Redox-forhold	Et systems elektronaktivitet. Høje redoxpotentialer er ensbetydende med et iltet system, og lave redox-potentialer er ensbetydende med stærkt anaerobe forhold.
Revegetation	Her: genbevoksning af et område der har været uegnet for plantevækst p.g.a. forurening.
Rhizosfæren	Rodzonen.
Selektering	Udvælgelse med et bestemt formål for øje, her anvendt om forskningsmæssig udvælgelse af planter med henblik på at forbedre planternes egenskaber i en bestemt retning.
Speciering	Opdeling af et stof i kemiske former (specier) enten gennem bestemmelse eller beregning, f.eks. fordelingen af et tungmetal i opløsning som henholdsvis fri ion og komplekseret.
Sulfatreducerende	Tilstand hvor sulfat reduceres primært til svovlbrinte, hvorved organisk stof iltes; udføres af de sulfatreducerende bakterier.
Tekstur	Beskaffenhed, opbygning, bruges om jordens sammensætning og egenskaber.
TOC	Total Organic Carbon; et samlet mål for indholdet af organisk stof.
Transformation	Omdannelse der ikke nødvendigvis er en nedbrydning eller mineralisering.
Translokering	Her: flytning af stoffer fra en del af en plante til en anden del (typisk fra roden op i bladene).
Udvaskning	Proces hvor vand fjerner stof fra en fast fase.
Vakuole	Hulrum i en celle fyldt af en vandholdig væske.
Valens	Et tal som angiver, hvor mange brintioner et atom af et bestemt grundstof kan forbinde sig med eller erstatte.

Bilag 3

Søgeprofil anvendt ved søgning i litteratur-
databaserne.

Heavy metal (or) cadmium/ti (or) zinc/ti (or) lead/ti (or) nickel/ti (or) mercury/ti (or) mercury/ti (or) chromium/ti (or) arsenic/ti
Remediation/ti or clean/ti
Soil

1 and 2 and 3 and

year 1985 to 1997.

[Forside] [Top]