|
Mobilt renseanlæg 3 Teknisk beskrivelse af anlæg
3.1 Input - SedimentsammensætningBundsedimenterne fra havne, sejlrender m.m. der ved oprensning skal håndteres, består af en blanding af finkornet sand, silt og ler samt organisk materiale. Fordelingen mellem de forskellige fraktioner er bestemt af de enkelte lokaliteter, tilførselsforhold, strømforhold, bølgestørrelser osv. Det er ikke hensigten her nærmere at belyse dette. Bundsedimenterne i havnene er forurenet med forskellige miljøfremmede stoffer af såvel metallisk som organisk oprindelse, dette igen afhængigt af de lokale sedimentationsforhold, industrisammensætning og urbanisering, skibstrafik osv. jf. foranstående afsnit. Karakteristisk for havnesedimenter er, at de fleste af de forurenende komponenter er knyttet til de mest finkornede dele af det inerte materiale og til de organiske stoffer. Det vil sige, at mængden af de miljøbelastende materialer eventuelt kan reduceres og oparbejdes gennem en sortering efter kornstørrelser, mens en anden del efter en efterbehandling vil kunne genanvendes på betryggende vis. 3.1.1 Uorganisk materialeDe uorganiske komponenter i bundsedimenterne har en sammensætning, der stort set svarer til den generelle mineralsammensætning i området, kun med en begrænset højere koncentration af visse tungmetaller. Denne del af sedimenterne vil bestå af metallerne silicium (Si, 25-30 %), aluminium (Al, 8-10 %), jern (Fe, 5-6 %), kalcium (Ca, 4-5 %), natrium (Na, 2-3 %), magnesium (Mg, 2-3 %) og kalium (K, 2-3 %). Sammen med ilt vil denne gruppe udgøre omkring 95-9 9% af det samlede inerte materiales gennemsnitlige sammensætning, selvfølgelig med mange variationer. Andre grundstoffer som brint (H), fosfor (P), mangan (Mn), fluor (F) og svovl (S) udgør normalt yderligere ca. 0,5-1 %. Mængden af de grundstoffer, der i daglig tale benævnes tungmetaller, og som kan udgøre en forureningsrisiko, er derfor begrænsede, men ikke mindre belastende, hvis de ved opgravning m.m. frigives. Det er i nogle prøver af havneslam konstateret, at tungmetallerne udgør omkring 0,13 % af tørstoffet, en forsvindende lille del, men tilstrækkeligt til at karakterisere sedimentet som stærkt forurenet. Det er derfor af stor betydning, om mængderne af forurenet sediment kan reduceres og/eller stabiliseres, så de ikke belaster det omgivende miljø. Mange naturlige danske jordarter, især de der geologisk set skyldes gamle marine- og ferskvandsaflejringer, indeholder større mængder tungmetaller, jf. Rud Friborgs undersøgelser i Sønderjyllands Amt. Disse jordarter er udvaskningsmæssigt rimeligt stabile og afgiver først tungmetaller efter kemisk forvitring. Det er i denne sammenhæng, at indholdet af nikkel i grundvandet, især i Københavns Vestegn og i Vestjylland, og en del af tungmetaltilskuddet fra grundvandet i den kystnære zone skal ses. De fleste mineraler er bundet sammen kemisk, som f.eks. kvarts (SiO2) og pyrit (FeS2). Disse forbindelser er relativt stabile og nedbrydes kun ved kemisk forvitring - en proces, der forløber i alle naturlige miljøer. Tungmetallerne, der findes i bundsedimenterne, vil dels være kemisk bundet, dels udfældede salte, dels ionbyttet med lermineralernes naturlige overflademineraler og dels bundet til især lermineralerne og det organiske materiale ved adsorption. Som eksempler på kemisk bundne metaller er de metaller, der sammen med svovl danner sulfider. Disse sulfider opstår/dannes ved sulfatreduktion i bundsedimenterne og er en velkendt geologisk proces. Den vigtigste af disse sulfidmineraler er FeS2 pyrit, men sammen med denne i såvel nydannede som geologisk gamle pyritter findes sulfidmineraler med nikkel, bly, mangan, arsen, kadmium og mange flere. Andre eksempler på kemisk bundne metaller i mineraler er de mange sammensatte mineraler med Na, K, Ca og Al (feltspat, biotit, ilit), hvor tungmetallerne erstatter et eller flere af disse i et forskelligt omfang. De kemisk bundne tungmetaller vil være stabile, så længe aflejringsmiljøet forbliver stabilt. Ændres miljøet, ved f.eks. at sedimentet flyttes og/eller tilføres ilt eller et andet oxidationsmiddel, f.eks. nitrat, vil en kemisk forvitring af bl.a. sulfidmineraler, der er de mindst stabile, iværksættes, og metaller kan blive frigivet. Når iltindholdet igen reduceres ved gendeponering under vand, vil der på grund af iltforbruget til nedbrydning af de organiske stoffer ske en sulfatreduktion, og en del af sulfidmineralerne vil blive gendannet. Udfældede tungmetalsalte er sjældne i naturlige miljøer og vil kræve en overmætning der, hvor det sker. Sådanne salte findes kun i inddampningsbassiner og i zoner med vulkansk aktivitet. Saltene kan findes som evaporitter (f.eks. mineralsk salt), sulfater (f.eks. gips, barium- og strontiumsulfat), karbonater (f.eks. kalk) og hydrotermale aflejringer. I havne og tilsvarende steder kan sådanne udfældninger kun forventes ved helt specielle og yderst sjældne og stærkt belastede udledninger. Salte som f.eks. karbonater af bly og kadmiun, udfældede tungmetalsulfater o.l. kan genopløses i vand, afhængig af bl.a. pH, ionstyrke og opløselighedsprodukt. Der dannes en ligevægt mellem de opløste ioner og de ioner, der stadig er bundet i saltenes gitre. I bundsedimenterne er denne ligevægt for længst opnået, og der sker kun en begrænset ændring ved en eventuel omlejring/fjernelse fra de specielle udledningsområder eller ved ændringer i udledningernes sammensætning/ophør. Nært beslægtet med de bindinger, der holder saltene sammen, er de metaller og metalloider, der ved ionbytning har erstattet mere almindelige salte i mineralerne, især i lermineralerne. Denne ionbytningsproces kan især erkendes i grundvandszonen på overgangen mellem saltvand og ferskvand. Normalt er det dog således, at de høje saltkoncentrationer i saltvandet har reduceret indholdet af de ved ionbytning mulige indbyggede metaller og metalloider til mineralerne til et minimum. 3.1.2 Organisk materialeDet organiske materiale i havnesediment består af nedbrudte planter, dyr, alger, plankton osv. samt naturligvis de organiske stoffer, der skyldes menneskers tilstedeværelse. I bundsedimenterne vil der findes en del tungmetaller kemisk bundet til de organiske sedimenter. Disse metaller er optaget af levende organismer enten i vandfasen eller i bundmiljøet og er ved disse organismers død indbygget i bundsedimentet. Især bundsedimenternes indhold af kviksølv og flere tinforbindelser vil kun findes her. Ud over de organisk bundne metaller findes metaller adsorberet til det organiske materiales overflader. De organiske forbindelser er i uberørt stand stabile, det vil sige, når iltningskapaciteten er lav i sedimentet og ikke hæves. Øges iltningskapaciteten, nedbrydes de organiske forbindelser og metallerne frigives. Metylkviksølvet er nok eneste undtagelse herfra. Ved gendeponering og ved udelukkelse af yderligere adgang af ilt vil ny stabilitet opstå ud over den naturlige mineralogiske omlejring, der som diagenese normalt vil finde sted. Ovenstående bindinger af tungmetallerne vil således kun i et begrænset omfang bidrage til en mobilisering af tungmetaller ved en opgravning og senere gendeponering. De metaller, der derimod er adsorberet til mineralerne, vil kunne mobiliseres. Adsorption er en svagere binding, idet grundstofferne ikke indgår i egentlige kemiske forbindelser, men kun fæstes ved den svage
elektriske binding som molekylernes dipolaritet betinger. Denne bindingsform vil blive behandlet nærmere i afsnit 3.2. 3.2 Sediment egenskaber - adsorption/desorption og mobilitetMange mineraler besidder adsorptive egenskaber i større eller mindre grad. Nogle af de mineraler, der bedst adsorberer tungmetaller, er lermineralerne, men også ferrihydroxid, mangandioxid, aluminiumhydroxid og organiske stoffer har gode adsorptive egenskaber. Mindre adsorptiv er eksempelvis kvarts og de andre bjergartsdannende mineraler, der normalt udgør de større korn i et sediment. Da også det relative overfladeareal er af afgørende betydning, i og med dette har betydning for antallet af de tilgængelige adsorptionspladser, er de fleste metaller og metalloider, der adsorberes, knyttet til de mindste korn. Adsorptionen/desorptionen til mineralkornsoverfladerne er styret af forhold som ionstyrke, pH, kompleksbindinger og konkurrence mellem de enkelte ioner. Alle de aniondannende metalloider udviser samme adsorptive grundtræk, kun adskilt af gradsforskelle, ligesom alle kationmetallerne følger ensartede principper. 3.2.1 De aniondannende metalloiderDe aniondannende metalloider er de metaller, der med bl.a. ilt i en kemisk forbindelse danner negative ioner. Som eksempler herpå er metalloiderne arsen (As), krom (Cr), molybdæn (Mo), antimon (Sb), selen (Se), vanadium (V) og uran (U). Disse metalloider optræder i flere forskellige iltningstrin, f.eks. findes arsen både som As(III) og As(V) og selen som Se(IV) og Se(VI). Andre af metalloiderne optræder i forskellige iltningstrin, hvor den ene danner en negativ ion og følger de negative metalloider, og den anden ikke danner en kemisk forbindelse med ilt og derfor i stedet optræder som en positiv ion og følger principperne for disse. Dette gælder specielt krom, der som Cr(VI) danner den negative kromation og som Cr(III) er en kation. Som angivet følger adsorptionen af disse metalloider de samme principper, men hver af dem absorberes/desorberes under forskellige vilkår og med forskellige styrker. Symptomatisk for de aniondannende metalloider er at de er adsorberet/bundet ved lave pH-værdier, generelt ved pH under 7,5 og desorberet/opløst ved pH-værdier over. Nogle af de salte, der findes opløst i bl.a. havvand, f.eks. sulfat, kan også adsorberes. Dette kendes fra gennembrudskurver for saltvand, når det strømmer gennem f.eks. lerlag. Klorid observeres længe før sulfat, idet noget af sulfaten bindes ved adsorption undervejs, mens klorid næsten ikke adsorberes. På grund af bl.a. sulfats og fosfats adsorptive egenskaber konkurrerer disse med metalloiderne om adsorptionspladserne og kan helt eller delvis forhindre metalloidernes adsorption. I andre tilfælde er der endda set en fortrængning af tidligere adsorberede metalloider, hvis materialerne udsættes for miljøer med højere ionstyrker af sulfat. Det modsatte ses naturligvis også. Denne egenskab kunne forveksles med en slags ionbytning, men er det ikke. Indbyrdes konkurrerer metalloiderne også, nogle adsorberes lettere og bedre end andre, og der kan derfor ses forskydninger mellem de adsorberede metalloider. Nedenfor er anført en adsorptionsrækkefølge for metalloiderne. Rækkefølgen kan dog skifte afhængig af koncentrationer og pH. V> PO4--- > As(V)>Sb(V)>As(III)>Sb(III)>Se(IV)>Cr(VI)>Mo>SO4-- >Se(VI) 3.2.2 KationerKationmetallerne er de tungmetaller, der i vandige opløsninger danner positive ioner. Til denne gruppe hører de fleste metaller såsom sølv (Ag), barium (Ba), kadmium (Cd), kobolt (Co), kobber (Cu), cæsium (Cs), kviksølv (Hg), nikkel (Ni), bly (Pb), tin (Sn), strontium (Sr), titan (Ti) og zink (Zn). Generelt for disse metaller gælder, at de adsorberes ved høje pH og findes opløst ved lave pH. Ligesom ved de negative ioner besidder de forskellige kationer forskellige adsorptionsegenskaber. Nogle adsorberes allerede ved relativt lave pH og er derfor generelt rimeligt stabile, mens andre metaller kræver høje pH for at adsorberes. Nedenfor er anført en rækkefølge af kationer med aftagende adsorptionsegenskaber. Denne rækkefølge kan skifte afhængig af koncentrationer og pH. Pb>Zn>Cu>Cd>Co> Sn>Ni>Ba>Sr>Mg>Ca Kationadsorptionen udsættes også for konkurrence, her specielt fra magnesium (Mg) og kalcium (Ca), idet koncentrationerne af disse to metaller som regel er høje set i forhold til tungmetalkoncentrationerne. Adsorptionsevnen kan blive nedsat for nogle metaller, specielt Hg og i meget mindre grad Cd, idet disse metaller kompleksbinder med klorid (Cl). For kviksølv betyder denne kompleksbinding, at opløst Hg først adsorberes ved pH omkring 9-11 i vand med højt kloridindhold som havvand. 3.2.3 MobilitetSom det fremgår af foranstående, er det af overordnet betydning, om de enkelte metaller og metalloider mobiliseres fra bundsedimenterne, hvilken pH det omgivende havvand har, og pH i selve bundsedimenterne. De kemiske processer, der forløber i sedimenterne, når de findes uforstyrrede på bunden, især sulfatreduktionen, hæver pH, hvilket mobiliserer de aniondannende metalloider. De udvaskes derfor til porevandsfasen og transporteres langsomt rundt i sedimentet, indtil de igen udfældes i toppen, udvaskes til vandfasen i havnen eller indgår i sulfiddannelsen. Nogle af kationerne vil blive mobiliseret ved en opgravning, da der igen kommer ilt til sedimenterne. Noget af det organisk bundne metal vil blive frigivet ved den nedbrydning, der igangsættes, ligesom den
kemiske forvitring af sulfiderne, en pyritoxidation, kan forløbe. Der frigives metaller, samtidig med at pH sænkes. Hvor meget og hvordan er afhængig af selve opgravningen og slammets opholdstid under
oxiderende forhold. 3.3 Hovedprincipper i et behandlingsanlægHovedprincipperne i et behandlingsanlæg består af en række delprocesser:
Derefter følger en efterbehandling af materialerne, der igen kan involvere både afvanding og vandrensning. Formålet med at anvende et sådant behandlingsanlæg er at få adskilt de forskellige fraktioner af sediment fra hinanden i forventning om, at man får opkoncentreret forureningskomponenterne i en mindre mængde sediment eller udvasket dem til vandfasen. Ud over den umiddelbare gevinst, der opnås ved at opkoncentrere forureningskomponenterne, formodes det endvidere, at den grove fraktion efter disse processer vil kunne betragtes som ren og derfor kan nyttiggøres. Den finere fraktion eller vandet vil således indeholde hovedparten af forureningskomponenterne, og disse kan opkoncentreres yderligere for endelig deponering, afbrænding eller anden slutbehandling. I nedenstående figur 3.3.1 er vist hovedprincipperne i et sådant behandlingsanlæg således som det med den nuværende viden om bundsedimenternes sammensætning kan tænkes udformet. Der er i tidens løb foreslået forskellige procesopbygninger, og hovedparten af disse er baseret på samme hovedprincipper, men med mindre forskelle. Hovedprincipperne er en forbehandling med oxidation efterfulgt af separation og efterbehandling. Under separationen er der i de forskellige procesprincipper anvendt forskellige kemikalier til at mobilisere de miljøfremmede stoffer. En samlet proces til behandling af bundsedimentet skal opbygges under hensyntagen til nedenstående:
Figur 3.3.1 Principielle overordnede enhedsoperationer i et anlæg til behandling af bundsedimenter. 3.3.1 ForbehandlingForbehandlingen består af en delproces, hvor bundsedimenterne opslæmmes og gennemiltes i et omfang, der er praktisk muligt. Herved vil det være muligt at videretransportere og håndtere sedimenterne i de efterfølgende delprocesser. Det er forudsat, at de største fraktioner i sedimentet er frasorteret: sten, cykeldele o.l. Kort sagt, alle de genstande, der ikke kan passere gennem pumper, rør etc. Iltningen af sedimentet på første procestrin skal, i det omfang det er muligt, nedbryde og delvis mobilisere de organiske forbindelser, der primært binder kviksølv (methylkviksølv) og tin (TBT), således at disse i videst muligt omfang kan fjernes fra de organiske forbindelser. Det vil ikke inden for en økonomisk realisabel ramme være muligt med en fuldstændig iltning af disse forbindelser. Samtidig vil det være hensigtsmæssigt, men ikke strengt nødvendigt, på dette procestrin at regulere pH i sedimentet. Det skal dog ikke ske i et større omfang end det, der er økonomisk realistisk og hensigtsmæssigt i forhold til det at få frigivet flest mulige metaller til den opløste fase. Hvorvidt der skal tilsættes syre eller base er afhængig af, hvad der er mest hensigtsmæssigt set i forhold til bl.a. iltningen og den efterfølgende behandlingsproces. Det er dog vigtigt, at pH-reguleringen ikke er større end nødvendigt set i forhold til de senere naturlige pH-variationer, sedimentet udsættes for, og det, der giver et acceptabelt arbejdsmiljø ved behandlingen af sedimenterne. 3.3.2 SeparationNæste fase i processen er en separering af materialet efter kornstørrelsen, så de groveste materialer kan frasorteres og genanvendes til praktiske formål. Denne separering kan enten ske i en fluid bed, en hydrocyklon, i en separeringslagune eller ved mekanisk separation. I afsnit 3.4 er en separation i en fluid bed nærmere beskrevet. 3.3.3 AfvandingEfter separeringen skal både det frasorterede grove materiale og det finkornede materiale i videst muligt omfang skilles fra det vand, der anvendtes til opslæmningen og i separeringen, idet dette vil indeholde opløste tungmetaller og organiske forbindelser. Da nogle metaller frigives ved lav pH (syre) og andre ved høj pH (base), og da begge typer ikke kan være opløst samtidigt, hvis der er adsorptive partikler til stede i vandet, er det nødvendigt at skille vand og suspenderet materiale, før pH igen reguleres i sedimentet. Materialet kan eventuelt vaskes på ny med en ændret/modsat pH-værdi, og restprodukterne vil herefter være rimeligt stabiliseret. Yderligere stabilisering kan foretages, men vil kræve supplerende og fordyrende processer. Det grove materiale kan eventuelt genanvendes, og det fine kan deponeres eller gennemgå en ny serie processer med henblik på en yderligere stabilisering eller en efterfølgende brænding i et kraftværk e.l. Ved deponering eller forbrænding vil en eventuel opkoncentrering af faststofvoluminet blive nødvendigt. 3.3.4 VandrensningVandet fra separationen og fra en eventuel eftervask af materialerne skal renses for dets indhold af metaller og organiske stoffer, førend det kan ledes til recipient. Traditionelt vil der til metallerne kunne anvendes en kemisk fældning, men denne proces producerer uforholdsmæssigt meget kemikalieslam. Derfor vil det være mest hensigtsmæssigt at anvende den nye MetClean™ vandrenseproces (se Bilag 1), idet denne hovedsagelig kun producerer granulat, der let kan afvandes, og som er mere stabilt end det kemiske slam. Granulatet udgør kun 10–20 % af det volumen, som det kemiske slam udgør, og det endda efter en efterbehandling af slammet. Restproduktet fra MetClean™ processen kan tillige, dersom de samlede mængder er tilstrækkelige, indgå i en metallurgisk proces og metallerne genudvindes. Tilsvarende kan der anvendes traditionelle biologiske processer til rensning af vandet for organisk stof, men der skal tages højde for vandets høje indhold af salte. Erfaringer med salt kraftværksspildevand viser, at aktive slamanlæg og fluidiserede processer som BioClean™ processen (se Bilag 2), kan anvendes. 3.3.5 OpsummeringDet er ikke muligt i detaljer at fastlægge et samlet behandlingsanlæg. Hertil er der for mange ubekendt og det er nødvendigt at udføre en række forsøg med de enkelte proceskomponentdele for at finde de optimale parametre bl.a.:
Ligeledes skal der for hver lokalitet og for hver type bundsediment (med forskellige kornfordelingskurver), der skal behandles, gennemføres en kortere eller længere indkørings og optimeringsperiode, afhængig af de lokale forhold og sammenligneligheden fra havn til havn, så processen er optimal for det aktuelle materiale. Det overvejes af ENERGI E2, I/S Vestforbrænding og I/S Amagerforbrænding sammen med AV Miljø, DHI vand og miljø og Krüger A/S at opbygge et mindre forsøgsanlæg hertil i slutningen af 2001 eller begyndelsen af 2002, afhængig af bevillinger og egnet lokalitet. En samkøring med disse forsøg kunne være en mulighed, som bør overvejes, da metoden består af separation af restprodukter med tilsvarende eller næsten tilsvarende kornstørrelsessammensætning som havneslam. Forsøg med stabilisering af disse restprodukter er tillige under planlægning, og dersom det besluttes at gennemføre disse forsøg, vil det være hensigtsmæssigt at inkorporere relevante forsøg med havnesedimenter, eventuelt ved at disse indgår i et samlet pilotprojekt. Formålet med disse forsøg vil være:
3.4 Principper i fluidisering til separation efter kornstørrelserVed en separation af kornstørrelser kan der anvendes et fluidiseringsprincip. Fordelen ved at anvende fluidisering frem for hydrocyklon og mekanisk separering er, at materialet eksponeres bedre over for et større vandvolumen, og opholdstiden er længere, hvorved vaskningen bliver bedre. For hydrocykloner gælder det, at opholdstiden i hydrocyklonen er meget kort og at sorteringen er lidt mindre effektiv end den der forventes i fluidiseringen. For mekanisk separering med små partikelstørrelser i havneslammet gælder det, at det for mange mindre havnetyper vil være en uhensigtsmæssig løsning af benytte mekanisk separering, da separeringslagunerne er pladskrævende og separationen svær at styre. En af fordelene er dog at metoden er prisbillig i anlæg. Nyere undersøgelser har bekræftet, at det er mere optimalt at separere ved et fluidiseringsprincip i stedet for ved hydrocykloner. I det følgende beskrives derfor denne metode. 3.4.1 MetodeMed en opadrettet vandstrøm i en kolonne med en passende vandhastighed kan et inert materiale holdes i suspension, dels ved den vertikale kraft, der påvirker hvert enkelt korn efter størrelsen af tværsnitsarealet (Stokes lov), dels ved kornenes gensidige påvirkning af hinanden ved sammenstød, og dels ved at der ved fluidiseringen er plads nok, til at vandet kan passere mellem kornene, ekspansionen.
Figur 3.4.1 Fluidiseringsmetode. Som den nedadrettede kraft fungerer tyngden, der er bestemt af massen og således afhængig af massefylden og voluminet af kornet, radius i tredje potens. Samspillet mellem den opadrettede kraft og den nedadrettede tyngdekraft vil bevirke, at de tungeste korn i en ligevægtssituation vil befinde sig i bunden af fluid bed-kolonnen, og de mindste og letteste korn vil findes øverst i kolonnen. 3.4.2 MaterialeBundsedimenterne består af finkornet sand, silt og ler med massefylder på typisk mellem 2 og 3 samt organiske materialer med typiske massefylder omkring 1-1,5. Det materiale, der er lettere end 1 vil aldrig kunne findes i bundsedimenterne, hvis det ikke direkte er dannet in situ i bundsedimentet. Principielt vil der derfor ved en ligevægt i en fluid bed dannes en kornfordeling med det største sand nederst, med silt herover og øverst ler og de organiske materialer. Fluidiseringen vil som anført medføre en vis ekspansion af sedimentet, vandet skal kunne passere. Tilsættes der derfor løbende nyt sediment, skal der hele tiden fjernes en tilsvarende mængde, ellers vil der ske et overflow af sediment. Udtages der en passende mængde materialer i bunden af en kolonne, en mængde materiale i et højere niveau, og forlader resten af materialet kolonnen ved overflow, vil der kunne etableres en ligevægt/kornstørrelsesseparation af det tilførte materiale, dersom der tillades en tilstrækkelig opholdstid for sedimentet i kolonnen. Størrelsen af de mængder materialer, der skal udtages i de forskellige niveauer, er alene bestemt af sammensætningen af bundsedimenterne og valget af de kornstørrelser, der ønskes efter sorteringen. 3.4.3 StørrelseNedenfor findes formler til beregning af ekspansionen som en funktion af vandhastighed, vægtfylde og diameter, samt et teoretisk beregnet eksempel, hvor der er anvendt de fluidiseringshastigheder, der foreløbigt må forventes anvendt. Ekspansionen: Porøsitet: Hastigheder: Maksimale fluidiseringshastighed: p0: porøsitet ved stilstand/ufluidiseret
Tabel 3.4.1 Eksempler på anvendelse af formlerne Der er i tabel 3.4.1 regnet på to forskellige Vberegning for materialet mellemsilt dvs. to forskellige fluidiseringshastigheder. Dette har betydning for enten kolonnediameter eller behandlingskapacitet, og sidste ende dermed prisen. Minimumshastigheden udtrykker den vandhastighed, der mindst skal til for at fluidisere materialet, mens maksimumshastigheden udtrykker den hastighed, hvor alt materialet vil følge vandstrømmen. Ekspansionen udtrykker i princippet, hvor langt der er mellem kornene ved en bestemt hastighed og dermed behovet for kolonnehøjder. Er ekspansionen eksempelvis 5, vil der med 1 m materiale i bunden af en kolonne ved stilstand kræves en 5 m høj kolonne for at kunne indeholde dette materiale. 3.5 Anlæggets fysiske sammensætningSom beskrevet tidligere vil en typisk behandlingsproces bestå af følgende delprocesser:
Den forventede fysiske udformning af disse er beskrevet på skitseplan i det følgende. 3.5.1 ForbehandlingFor at sedimentet skal kunne tilføres en fluid bed-kolonne, skal det bringes på en form, så det kan pumpes ind i kolonnen. Samtidig kan/skal der blæses luft igennem, således at en iltning er mulig. Dette forudsætter en slæmning af sediment før tilførsel til separationskolonne. Ved slæmningen er det af afgørende betydning, at vandindholdet er mindst muligt, men stadig tilstrækkeligt, til at materialet fysisk opfører sig som en væske, om end tyktflydende. Der skal derfor etableres et slæmmeanlæg, enten som en beholder med omrøring og vandtilførsel eller en suspension umiddelbart før indsugningen til pumpen, potentielt efter principperne i en mammutpumpe.
Figur 3.5.1 Grov principskitse af et behandlingsanlægs opbygning 3.5.2 SeparationSedimentet, der skal separeres, tilføres kolonnen et stykke over bunden, mens vandet, der skal holde materialet i suspension, tilføres i bunden af kolonnen. Da materialet tilføres lidt højere oppe i kolonnen, øges vandhastigheden her, hvilket kompenseres med en udvidelse af kolonnens diameter. Ligeledes varieres diameteren under hensyntagen til den varierende kornstørrelse i sedimentet og den deraf varierende ekspansion og mindste fluidiseringshastighed, jf. tabel 3.4.1.
Figur 3.5.2 Principperne i separationsdelen af behandlingsprocessen. En passende mængde materiale skal kontinuert udtages af systemet, i ligevægt med tilført materiale. Hvor og hvor meget der skal udtages i hvert niveau er afhængigt af kornstørrelsesfordelingen. Det groveste sand udtages i bunden og må antages næsten vasket rent. Højere oppe tages det finere sand og silt, ligeledes rimeligt vasket. Som overflow forlader vandet kolonnen med de fineste og mest forurenede materialer. Som anført er driften af en sådan fluid bed-kolonne afhængig af sammensætningen af det materiale, der skal separeres. Er der kun lidt grovkornet materiale til stede, skalkan der kun udtages små materialemængder i bunden, og fluidiserings-hastigheden skal muligvis reduceres. Ved at reducere hastighederne kan ekspansionen i kolonnens bund mindskes, hvorved større materialemængder fra bunden kan udtages. Derved mindskes også den kornstørrelse, hvor cuttet (afgrænsningen) lægges, hvilket kan give mindre rent og/eller mindre genanvendeligt materiale. Der skal udføres et kvalitativt valg af driftskonstellation. Skal der modsat udtages meget materiale i bunden, eller er sedimentet relativt groft, kan fluidiseringshastigheden forøges. Dette vil give et højere kornfordelingscut, og kan derved sætte en grænse for, hvor groft et materiale der kan være i sedimentet, hvis alt det genanvendelig materiale skal udtages. Den materialemængde, der udtages. skal være væsentlig mindre end vandhastigheden i kolonnen, hvis der skal opnås noget, der ligner ligevægt. Det er ikke muligt uden forsøg at fastlægge kolonnernes endelige dimensioner og fluidiseringshastigheder. Erfaringerne fra drift af MetClean™ kolonner tilsiger, at der ikke kan udtages mere end 1- 2 m³/h pr. tappested, hvis en kornstørrelsesfordeling i kolonnebunden skal fastholdes. Dog forventes det, at denne ydelse kan øges lidt ved at styre aftapningen gennem en såkaldt ”arkimedes-snegl”. Tilsvarende vil gøre sig gældende ved udtag af materiale højere oppe i systemet. Mængden af det helt finkornede materiale er ikke en begrænsende faktor. Det vil blot følge med overflowet. Her er det derimod den efterfølgende sedimentering, der kan sætte grænser. 3.5.3 UdvaskningPå grund af den konstante fluidisering vil materialet blive vasket, og de opløselige stoffer vil blive overført til væskefasen. Dette kan forstærkes ved at tilsætte kemikalier, men ud over en vis pH-regulering i mindre målestok må det forventes urealisabelt at tilsætte forskellige stærkere kompleksbindere som EDTA o.l. Vaskevandet renses og genbruges i kolonnen, som beskrevet i afsnit 3.5.4. Inden denne vandrensning finder sted, skal de fineste partikler dog fjernes fra vandfasen, hvortil der anvendes hydrocykloner eller simpel fældning. Potentielt kan vand og finsediment tilføres store bassiner, og vandet kan ved en dekantering skummes af. Det fineste sediment kan enten deponeres eller afvandes, f.eks. efter metoder, der anvendes af fa. Silt i Antverpen, CATS (1999). Efter afvanding vil sedimentet potentielt kunne afbrændes f.eks. i de kulfyrede kraftværker og den resterende aske deponeres. Materialets kloridindhold er her af afgørende betydning idet det påvirker bindingsforhold og røggasrensningsmulighederne. 3.5.4 VandrensningVandet vil efter vask af sedimentet indeholde opløste stoffer, af inorganisk og organisk karakter. De fleste salte vil være harmløse for miljøet, men de opløste tungmetaller vil som oftest være uacceptable. Tungmetallerne vil kunne adsorberes på enten ferrioxyhydroxid eller mangandioxid i den fluid bed-baserede MetClean™ proces, der producerer et næsten vandfrit granulat, og hvorfra metallerne kan genudvindes med almindelige metallurgiske processer. Forudsætningen er, at der produceres nok pr. år. De opløste organiske komponenter kan i flere tilfælde reduceres ved almindelig biologisk rensning, men på grund af de forventelige små koncentrationer vil processen skulle designes hertil, og der kan anvendes biologiske processer som aktive slamanlæg, BioClean™ eller BioStyr™ (se Bilag 3). Disse processer er i en vis udstrækning blevet afprøvet på saltvand, f.eks. i forbindelse med forsøgsrensning på kraftværksspildevand. Tungmetalrensning Vand indeholdende opløste tungmetaller kan principielt behandles med flere forskellige metoder. Af disse er metoder som omvendt osmose, ionbytning og elektrolytiske metoder lidet relevante, idet mængden af almindelige, opløste salte er så store, at disse helt vil dominere processerne. Heller ikke inddampning er særlig relevant. Vandmængderne er for store og indholdet af de metaller, der ønskes fjernet, er for små. En proces som den hollandske Crystalactor® er heller ikke relevant, da koncentrationerne er for små. Tilbage findes kun to rensemetoder, der med rimelighed vil kunne anvendes - den traditionelle kemiske fældning, eventuelt forbedret med en Actiflo™ proces, eller en adsorptiv proces som MetClean™. Rensning for opløst organisk materiale Det forventes, at indholdet af opløst organisk materiale er lille, i størrelsesordenen under 100 mg/l. Dette betyder, at traditionelle biologiske procesanlæg, især da det er saltvand, der skal behandles, vil være meget store, hvis tilstrækkelig opholdstid skal sikres. Det er derfor nødvendigt at anvende mere kompakte anlægstyper, hvor der anvendes biologisk aktive overflader, der i højere grad eksponeres over for vandet og dermed de opløste organiske stoffer. Der findes to sådanne procestyper med varianter afhængig af leverandør. BioStyr™ processen er baseret på et kontaktfilter opbygget af specielt udformede plastikmaterialer, hvorpå der kan dannes en biologisk aktiv film. Der findes en del anlæg, der er baseret på denne teknik, især i Frankrig. I Danmark findes der 1–2 anlæg, hvoraf det ene er placeret i Nyborg. BioClean™ er en fluid bed-proces, hvor biofilmen dannes på overflader af fluidiseret sand. Processen er benyttet i USA, og i Danmark er der gennemført pilotforsøg med rensning af grundvand indeholdende henholdsvis BTEX, terpentin og phenol. Kemisk fældning En kemisk fældning består af en eller flere eller alle af følgende procestrin. En hydroxidfældning, hvor pH hæves til mellem 8,5 og 9, hvorved de fleste kationmetaller fældes som hydroxider. Hæves pH for meget, risikeres det, at især magnesium også fældes og øger restproduktmængden. Herefter gennemføres en sulfidfældning ved det høje pH, således at bl.a. kviksølv og enkelte andre metaller danner de tungt opløselige sulfider. De ved de to foranstående procestrin dannede udfældede salte og sulfider i suspension flokkuleres ved hjælp af jern- og aluminiumsalte. Også deacetylatprodukter som Chitosan, forskellige lerarter eller specielle organiske adsorbenter, der kan adsorbere nogle af metallerne, især eventuelle rester af kationer, kan anvendes. Disse er dog ofte for dyre. Processen afsluttes med tilsætning af polymer for at øge flokkenes størrelse, således at de lettere bundfældes i et efterfølgende bundfældningsanlæg. Polymererne er generelt skadelige, men biologisk nedbrydelige. De er dog næppe skadelige i de koncentrationer, der anvendes og som vil være opløst i vandet. Derimod er de koncentrationer, der vil optræde i det afvandede slam muligvis miljøskadelige. Slammet indeholder dog i forvejen de opkoncentrerede forureningskomponenter. Afprøvede procesvilkår Den kemiske fældningsproces er anvendt i Danmark i flere forbindelser. Især anvendes processen til rensning af flere typer industrispildevand. Som eksempler kan nævnes papirindustri, SWEWI garveriet, Danfoss og Superfos. Ovennævnte spildevandstyper er generelt ikke sammenlignelige med havvand. Derimod er de spildevandstyper, der opstår i forbindelse med rensning af røggasser på elværkerne og affaldsforbrændingerne, direkte sammenlignelige med havvand, dog blot med tungmetaller, især kationer. Der er i Danmark etableret flere sådanne renseanlæg, både på elværkerne og på affaldsforbrændingsanlæg. MetClean™ Metaller og metalloider kan adsorberes, og specielt i forbindelse med MetClean™ processen udnyttes adsorption til ferrioxyhydroxid og mangandioxid. I et almindeligt sandfilter adsorberes Fe(II) og Mn(II) til allerede udfældet jern og/eller mangan, hvorefter det iltes af vandets indhold af ilt og danner de kendte jern- og manganbelægninger og slam i filtersandet. I de patenterede og patentsøgte MetClean™ processer gennemføres denne adsorption/oxidationsproces mere effektivt i en fluidiseret bed. På overfladerne af et fluidiseret bæremateriale, fluidiseret af det vand, der skal renses, adsorberes Fe(II) henholdsvis Mn(II). Her iltes det til henholdsvis Fe(III) eller Mn(IV) af et iltningsmiddel, der afhængig af pH er enten O2, O3, H2O2 eller KMnO4. Hvor CrO4-- naturligt findes i vandet, som f.eks. i flyveaskeperkolat, udnyttes dette iltningsmiddel. Da den kemiske iltningsproces forløber hurtigst som en overflade - faststof - reaktion, vil den samlede slamproduktion, der skyldes homogen iltning i vandfasen, være yderst begrænset.
Figur 3.5.3 Principperne i MetClean™ processen. Principperne i procesopbygningen fremgår af figur 3.5.3. Er der opløst metaller eller metalloider i vandet, indbygges disse på denne måde i den langsomt voksende granulatoverflade. Kationmetallerne adsorberes bedst til mangandioxid ved pH >7 eller højere afhængig af metallet, og de aniondannende metalloider adsorberes bedst til ferrioxyhydroxid ved pH <8 og for nogle ved pH <6. Derfor er valget af proces kun bestemt af, hvilke metaller/metalloider der skal renses for. Afprøvede procesvilkår Der er gennemført adskillige pilotforsøg med MetClean™ processen under flere forskellige forhold. Således er processen afprøvet på asenat-, kromat-, molybdat- og vanadiumholdigt perkolat:
3.6 Output - Efterbehandling af materialerneEfterbehandling vil typisk bestå af processer, der har for øje at afvande de pågældende fraktioner, så evt. nyttiggørelse bliver aktuel. Første led i efterbehandlingen vil således være en adskillelse mellem væske- og sand/slam-fasen. Grov fraktion Det fraseparerede sand afvandes på et båndfilter, evt. efter en hydrocyklon. Vandet returneres til overflowet fra kolonnen. Eventuelle finkornede materialer, der alligevel vil følge vandet, vil således blive tilbageført til toppen og det fine restprodukt. Sandet forventes rent nok til genanvendelse inden for f.eks. indbygning i kajanlæg og opfyldninger ved havne. Mellemfraktion Det mellemste materiale afvandes tilsvarende, men vil være vanskeligere at håndtere. En forbehandling med hydrocyklon vil formentlig være nødvendig. Det er tvivlsomt, om materialet kan genanvendes til indbygningsarbejder, da det primært vil være i fraktionen silt, men til landvindingsformål uden nævneværdige krav til belastning kan det muligvis anvendes. Mængderne her er alene bestemt af sammensætningen, og det skal undgås, at materialet belastes af lerfraktioner og organiske komponenter. Under forudsætning om, at denne fraktion er rimelig renset kan den indbygges med accelereret dræning for sandbelastning og evt. etablering af lodrette dræn. Fin fraktion Det fineste materiale vil fremkomme sammen med overflow, og vandmængderne vil være store. Dette materiale skal fældes ved sedimentation, enten med eller uden tilsætning af fældemidler som polymer. Dette vil kræve en lamelseparator med en vertikal vandhastighed på 0,5-1 m/h. Slammet, der udtages i bunden af lamelseparatoren, skal efterbehandles med yderligere afvanding og evt. vask med ferskvand. Det sidste, hvis det skal slutbehandles med indfyring i kraftværker eller affaldsforbrændinger. Afvandingen kan ske i centrifuger, der dog er meget kapitalkrævende. Alternativt kan der anvendes afvanding og fordampning i laguner, en metode, der anvendes i Belgien. Denne metode er arealkrævende og forudsætter et centralt behandlingsanlæg herfor. Ved en laguneafvanding med komprimering og vendinger af materialet vil der ske en nedbrydning af nogle af de organiske stoffer, således at sedimenterne i hvert fald i Belgien kan spredes på visse marker. Et mere ultimativt alternativ er afbrænding, men da klorid er en begrænsende faktor her, dels af hensyn til korrosion og røggasrensningen, er det af betydning, at slammet indeholder så lidt klorid som muligt. Resultatet af en forbrænding vil være en aske/slagge, hvor de fleste organiske komponenter er afbrændt og de resterende tungmetaller er glasificeret. Det forventes, at brændværdien er så lille, at materialet er at betragte som affald. Alternativt kan det være nødvendigt at deponere denne fraktion. DHI og DTU arbejder p.t. med processer til stabilisering af restprodukterne fra affaldsforbrændingerne. Disse stabiliseringsprocesser er meget lovende og vil muligvis også kunne benyttes over for de slamtyper, der vælges at skulle slutdeponere.
|
