Oprensning af tungmetalforurenet jord

5 Stabilisering

5.1 Teknisk beskrivelse
5.2 Status
5.2.1 Traditionel stabilisering
5.2.2 Kemisk stabilisering
5.2.3 Mikrobiel stabilisering
5.2.4 Vitrifikation
5.3 Rensningseffektiviteter
5.3.1 Traditionel stabilisering
5.3.2 Kemisk stabilisering
5.3.3 Vitrifikation
5.4 Omkostninger
5.5 Sammenfatning
5.5.1 Traditionel stabilisering
5.5.2 Vitrifikation
5.6 Referencer

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 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:

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 firmaer, 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:

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