| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Karakterisering og behandling af vejopfej

4 Miljømæssig karakterisering af vejopfej

• 4.1 Oversigt over prøver og undersøgelsesprogram
• 4.2 Beskrivelse af karakteriseringsprogram
  • 4.2.1 Bestemmelse af vejopfejets sammensætning
  • 4.2.2 Bestemmelse af vejopfejets pH, alkalinitet og glødetab
  • 4.2.3 Udførelse af tilgængelighedstests for uorganiske komponenter
  • 4.2.4 Udførelse af kolonneudvaskningstests for uorganiske komponenter
  • 4.2.5 Udførelse af batchudvaskningstests for udorganiske komponenter
  • 4.2.6 Udførelse af udvaskningstests for organiske komponenter (PAH)
• 4.3 Resultater af faststofkarakterisering
  • 4.3.1 pH, alkalinitet, glødetab og TOC
  • 4.3.2 Indhold af uorganiske komponenter
  • 4.3.3 Indhold af organiske komponenter
• 4.4 Udvaskningsegenskaber
  • 4.4.1 Resultater af tilgængelighedstests for uorganiske komponenter
  • 4.4.2 Resultater af kolonne- og batchudvaskningstests for uorganiske komponenter
  • 4.4.3 Resultater af udvaskningstests for organiske forbindelser
• 4.5 Sammenligning med kravværdier
  • 4.5.1 Kvalitetskriterier for jord og restprodukter til nyttiggørelse og deponering
  • 4.5.2 Sammenligning af resultaterne for vejopfej med kvalitetskriterier

4.1 Oversigt over prøver og undersøgelsesprogram

Karakteriseringen har omfattet i alt 11 prøver af vejopfej tilført RGS 90 A/S i 2000 og i 2003. De 9 af prøverne, som i princippet består af 3 gange 3 ens prøver, repræsenterer tre forskellige årstider:

• Vinter (prøverne A1, A2 og A3 udtaget i perioden januar – marts 2000),
• Forår (prøverne B1, B2 og B3 udtaget i perioden april – juni 2000),
• Sommer (prøverne C1, C2 og C3 udtaget i perioden juli – september 2000)

De ovenstående prøver er som beskrevet i afsnit 3.1 udtaget flowproportionalt fra alle lastbiler med vejopfej til RGS 90 A/S i de pågældende perioder. De to sidste prøver er prøver udtaget i henholdsvis maj 2003 (prøve D) og oktober 2003 (E) som sammenstukne stikprøver fra lagerbunkerne på RGS 90 A/S.

I Tabel 4.1 ses en oversigt over de tests og analyser, som prøverne er blevet underkastet med henblik på at beskrive indhold og udvaskning af uorganiske stoffer. Tabel 4.2 beskriver hvilke uorganiske parametre, der er analyseret for i faststofprøver og i eluater fra udvaskningstestene. Tabel 4.3 viser de undersøgelser af indhold og udvaskning af organiske stoffer, som er udført på prøverne.

Tabel 4.1

Undersøgelsesprogram for karakterisering af prøver af vejopfej med hensyn til uorganiske komponenter.

¹: Dobbeltbestemmelse til vurdering af variationen indenfor en prøve.

Tabel 4.2

Anvendt analyseprogram for karakterisering af vejopfej med hensyn til indhold og udvaskning af uorganiske komponenter.

Tabel 4.3

Undersøgelseprogram for prøver af vejopfej med hensyn til indhold og udvaskning af organiske komponenter.

4.2 Beskrivelse af karakteriseringsprogram

4.2.1 Bestemmelse af vejopfejets sammensætning

Det første trin i en karakterisering af et restprodukt vil være at undersøge, hvilke hovedkomponenter det består af, og hvilke forureningskomponenter, det indeholder. Der er derfor på prøverne af vejopfej gennemført totalanalyser for indhold af en række uorganiske hovedkomponenter og sporelementer. Disse analyser er foretaget efter oplukning af prøverne med en blanding af flussyre, salpetersyre og saltsyre (eller efter en alkalismeltning), som i princippet gør hele indholdet af uorganiske komponenter tilgængeligt for den efterfølgende kemiske analysering. De danske miljøregler, som omfatter grænseværdier for indhold af uorganiske stoffer (f.eks. BEK 655 af 27. juni 2000) foreskriver anvendelse af en anden, partiel oplukningsmetode, DS 259. Prøverne er derfor også blevet analyseret for en række sporelementer efter oplukning i henhold til DS 259. Ved denne metode, hvor prøven oplukkes med salpetersyre under tryk, vil eventuelle silikatmatricer ikke blive fuldstændigt destrueret, og (spor)elementer, som er indbygget i disse matricer, vil ikke nødvendigvis blive medtaget i den efterfølgende kemiske, og de vil derfor muligvis kun blive partielt bestemt. Man skal således være forsigtig med at anvende resultater af analyser baseret på partiel oplukning til massestrømsanalyser og lignende, hvor man som regel har brug for at kende der virkelige totalindhold. DS 259 anvendes primært fordi metoden er mindre kompliceret og arbejdsmiljømæssigt mindre problematisk end metoder, der involverer håndtering af flussyre. Da vejopfej indeholder betydelige mængder silikater, kan der for nogle elementer forventes en forskel i resultaterne fra de to metoder.

Alle analyser af vejopfejets sammensætning er udført på delprøver, som var formalet til < 0,125 mm.

Til bestemmelse af totalindhold af uorganiske komponenter blev prøverne på DHI oplukket med en blanding af flussyre og kongevand. Fremgangsmåden er som følger: 250 mg prøve tilsættes 2 ml kongevand (3 dele HCl til 1 del HNO₃) og 2 ml HF. Blandingen opvarmes i en teflonbeholder placeret i en destruktionsbombe (Berghof) til 110 °C i 1-2 timer. Efter nedkøling åbnes bomben, og der tilsættes 15 ml mættet borsyre. Efter 30 minutters henstand er prøven klar til analysering, hvilket efterfølgende blev udført af DHI ved atomabsorptionsspektrofotometri (AAS) og ICP (inductively coupled plasmaanalyse). De analyserede parametre fremgår af Tabel 3.2.

Til bestemmelse af sporelementindhold efter partiel oplukning blev prøverne på DHI oplukket i henhold til DS 259 (kogning i halvkoncentreret HNO₃ under 1 ato i 30 minutter). De oplukkede prøver blev efterfølgende på DHI analyseret for sporelementer ved AAS og ICP. De analyserede parametre fremgår af Tabel 4.2.

Delprøver blev også sendt til F.L. Schmidt & Co. A/S til analyse for S (forbrænding i induktionsovn, opløsning og titrering) og Cl (alkalismeltning, syreekstraktion og spektrofotometri). Delprøver blev ligeledes sendt til AnalyTech Miljølaboratorium ApS til analysering for total organisk kulstof, TOC (metode: LECO).

Til bestemmelse af indholdet af ikke-flygtigt organisk kulstof (NVOC), blev prøverne på DHI opslæmmet i vand og analyseret på Dohrmann DC-190. Da prøvernes indhold af flygtigt organiske kulstof (VOC) skønnes at være ringe, antages NVOC at svare til totalindholdet af organisk kulstof (TOC). For faststofprøvernes vedkommende anvendes NVOC og TOC derfor synonymt i resten af denne rapport.

Enkelte af prøverne < 0,125 mm er analyseret for indhold kulbrinter (ekstraktion med pentan og analysering ved GC FID) og polycykliske aromatiske hydrocarboner (PAH) (ekstraktion med pentan og acetone og analysering ved GC-MS-SIM).

Alle analyseresultater referer til tørstofindholdet af de prøver, som er formalet < 0,125 mm). Tørstofindholdet er fastlagt ved bestemmelse af massen før og efter tørring til konstant vægt ved 105 °C. En samlet oversigt over de anvendte analysemetoder er angivet i bilag 1.

4.2.2 Bestemmelse af vejopfejets pH, alkalinitet og glødetab

På de delmængder af faststofprøverne, som var formalet til < 125 µm, blev der endvidere foretaget bestemmelse af pH (målt i en 1% (w/w) opslæmning af prøven i demineraliseret vand efter 30 minutters omrøring under tildækning), alkalinitet (kogning med fortyndet HCl og tilbagetitrering med NaOH til pH = 7) og glødetab (opvarmning til 550 °C i 2 timer).

4.2.3 Udførelse af tilgængelighedstests for uorganiske komponenter

På de i Tabel 4.1 angivne prøver (delprøverne < 125µm) er der foretaget bestemmelse af den potentielt udvaskelige mængde af en række indholdsstoffer. Bestemmelsen er foretaget ved hjælp af en såkaldt tilgængelighedstest, og den benyttede fremgangsmåde svarer til den, som er beskrevet i den hollandske standard NEN 7341 (NNI, 1995), dog modificeret således, at der udvaskes ved 2 x L/S = 100 l/kg (i stedet for 2 x L/S = 50 l/kg). Metoden svarer også til Nordtestmetoden NT ENVIR 003 (Nordtest, 1995), dog modificeret således, at der benyttes kontakttider på 2 x 3 timer (i stedet for 2 x 24 timer).

Idéen i at udføre en tilgængelighedstest er at søge opnå et skøn over hvor stor en del af totalindholdet af en given komponent i et givet affaldsprodukt, der kan forventes at være potentielt tilgængelig for udvaskning over en meget lang tidsperiode under omstændigheder, der uden at være helt ekstreme begunstiger stofudvaskning. For at dette skal kunne gennemføres indenfor et meget kort tidsrum (2 x 3 timer), søges nogle af de barrierer (faststofdiffusion og opløselighedskontrol i væskefasen), som vil kunne nedsætte udvaskningshastigheden, minimeret gennem anvendelse af en meget lille partikelstørrelse og store værdier af væske/faststof-forholdet (L/S). De anvendte udvasknings-pH’er (7,0 og 4,0) er fastlagt forholdsvis pragmatisk. Grunden til, at der anvendes to værdier, er at nogle potentielle forureningskomponenter (f.eks. visse sporelementer, der danner oxyanioner) har en højere opløselighed ved pH = 7 end ved pH = 4, hvor de fleste metaller og sporelementer har en forholdsvis stor opløselighed.

Ved tilgængelighedstesten placeredes 8 g (på tørstofbasis) af den formalede prøve i et bægerglas med 800 ml (svarende til et væske/faststof-forhold, L/S, på 100 l/kg). Prøven blev holdt i suspension ved hjælp af hurtig omrøring, og suspensionen blev ved hjælp af automatisk feedback-kontrolleret tilsætning af HNO₃ eller NaOH indstillet til et konstant pH på 7,0 i en periode på 3 timer. Herefter stoppedes omrøringen, suspensionen filtreredes gennem et 0,45 µm membranfilter, og faststofprøven samt det brugte filter blev returneret til bægerglasset. Der tilsattes en ny portion demineraliseret vand på 800 ml (igen svarende til L/S = 100 l/kg), og der blev igen omrørt under et kontrolleret pH, som denne gang indstilledes til 4,0. Efter 3 timers forløb blev omrøringen afbrudt, og den nye suspension blev ligesom den første filtreret gennem et 0,45 µm membranfilter. De to filtrater/eluater blev kombineret, og den kombinerede prøve blev analyseret og/eller konserveret med henblik på senere analyse.

Tilgængelighedstestene blev udført af DHI ved hjælp af computerstyret specialudstyr, som muliggør samtidig udførelse af 8 tests. Eluatprøverne blev efterfølgende analyseret af DHI i henhold til det i Tabel 4.2 angivne program.

4.2.4 Udførelse af kolonneudvaskningstests for uorganiske komponenter

Generelt om udvaskning fra granulært materiale som funktion af L/S eller tiden

Et meget væsentligt led i gennemførelsen af risikovurderinger til fastlæggelse/forudsigelse af den miljømæssige belastning som følge af stofudvaskning i forbindelse med nyttiggørelse eller deponering af vejopfej (og restprodukter og jord i almindelighed) vil være en bestemmelse af den hastighed, hvormed de forureningskomponenter, som f.eks. ved en tilgængelighedstest er fundet potentielt tilgængelige for udvaskning i tilstrækkeligt omfang til at være interessante, udvaskes under forholdsvis realistiske omstændigheder. Det er i den sammenhæng nødvendigt at fastlægge udvaskningshastigheden som funktion af tiden/udvaskningsgraden.

Stoftransporten ud af granulære materialer som ubundne restprodukter og jord afhænger dels af den hastighed (mængde per tidsenhed), hvormed materialet gennemstrømmes af vand (f.eks. nedsivende regnvand), dels af sammensætningen af det gennemsivende vand, som især i deponeringssammenhænge kaldes perkolat.

For restprodukter på granulær form og jord antages det, at der ved normalt forekommende gennemstrømningshastigheder for de enkelte forureningskomponenter vil eksistere en (eventuelt lokal) ligevægtslignende tilstand mellem det gennemsivende vand og det udlagte materiale, som vil styre sammensætningen af vandfasen/perkolatet. Denne sammensætning vil som regel ændre sig med tiden eller med mængden af gennemstrømmende vand, fordi der hele tiden fjernes stof. Det er derfor ofte hensigtsmæssigt at beskrive sammensætningen af perkolat fra udvaskning af restprodukter og jord som funktion af det allerede omtalte væske-/faststofforhold (L/S = Liquid/Solid), hvor L er den samlede vandmængde, som på et givet tidspunkt er strømmet gennem materialet, mens S er tørvægten af det gennemstrømmede materiale. Såfremt udvaskningsforløbet beskrives som funktion af L/S, er det under visse forudsætninger muligt i nogen grad at se bort fra de specifikke fysiske forsøgsbetingelser ved forskellige udvaskningsundersøgelser. Dette muliggør bl.a. en anvendelse af laboratorie- og pilotskalaundersøgelser såsom kolonneforsøg, lysimeterforsøg og/eller enkelte eller serielle batchforsøg til estimering af udvaskningsforløbet i en konkret situation.

Når vandgennemstrømningsforholdene for et anvendelsesanlæg eller et deponi indeholdende granulære affaldsprodukter eller jord er kendt, kan L/S - skalaen eventuelt omsættes til en tidsskala, således at perkolatsammensætningen kan estimeres som funktion af tiden, se f.eks. Hjelmar & Traberg (1995). Omregningen mellem L/S og tiden, t, kan eksempelvis ske ved hjælp af følgende formel:

                                             t   =   t₀  +  (L/S) x d x H/I

hvor t₀ er det tidsrum, der forløber, inden fremkomsten af det første perkolat ved opfyldningens bund, d er tørdensiteten og H er højden/tykkelsen af det udlagte materiale, og I er nettoinfiltrationshastigheden for nedbøren.

For at sætte sammenhængen mellem L/S og tid lidt i perspektiv, er der i tabel 4.4 beregnet nogle samhørende værdier af L/S og tiden for forskellige værdier af I og H. Der er regnet med en gennemsnitlig tørdensitet på 1 t/m³. H = 1 m vil være relevant for mange anvendelsesscenarier, mens H = 10 m vil være relevant i forbindelse med deponering.

Tabel 4.4

Beregninger af sammenhængen mellem L/S og tid for forskellige højder af udlagt materiale og forskellige infiltrationshastigheder. Der er regnet med en gennemsnitlig tørdensitet på 1 t/m³.

Kolonneudvaskningstests

Ved et kolonneforsøg placeres det granulære affald i en lodretstående cylinder, hvorefter ekstraktionsvæsken bringes til at perkolere gennem affaldet i upflow eller downflow. I begge ender af kolonnen er der som regel anbragt filtre, som i indløbet fordeler væsken jævnt over kolonnens tværsnitsareal, og som i udløbet forhindrer medrivning af partikler i væskefasen. Kolonneudvaskningsforsøg simulerer i nogen grad de strømningsforhold, som kan forventes at forekomme, når regnvand (eller grundvand) infiltrerer eller gennemstrømmer et granulært/porøst affaldsmateriale, som er deponeret eller nyttiggjort i forbindelse med opfyldning eller lignende. Dog vil gennemstrømningshastigheden ved et kolonneforsøg udført i laboratoriet ofte være accelereret i forhold til naturligt forekommende gennemstrømningshastigheder. Downflow svarer til forholdene ved infiltration af nedbør gennem affaldet og tillader simulering af umættede forhold, men medfører let kanalisering af strømningen i kolonnen. Kolonneforsøg udføres derfor oftest i upflow under mættede forhold, idet forsøgsresultaterne herved bliver lettere at reproducere.

Det dannede eluat opsamles med henblik på kemisk analysering og/eller andre undersøgelser (f.eks. økotoksikologisk testning). Perkolatet opsamles ofte som fortløbende fraktioner over L/S-intervaller, som i starten er små, men som vokser med stigende L/S. Som tidligere nævnt sker en meget stor del af udvaskningen af mange stoffer i intervallet L/S = 0-1 l/kg, så man vil normalt være interesseret i en forholdsvis detaljeret beskrivelse af denne del af udvaskningsforløbet. Fraktionsvis opsamling og analysering af den samlede mængde af fremkommet eluat er især velegnet til en beskrivelse af de udvaskede stofmængder som funktion af L/S. Eluatets sammensætning vil være beskrevet ved gennemsnitsværdier over de benyttede L/S-intervaller. Da opsamlingen af en eluatfraktion kan tage forholdsvis lang tid, kan det være nødvendigt at tage specielle forholdsregler (f.eks. nedkøling, opbevaring under nitrogen eller argon) med henblik på at undgå ændringer i eluatsammensætningen i løbet af opsamlingsperioden som følge af oxidation eller karbonatisering.

Hvis man ønsker en mere detaljeret beskrivelse af eluatets sammensætning som funktion af L/S, kan man i stedet opsamle mindre eluatfraktioner ved forskellige L/S-værdier. De to perkolatopsamlingsmetoder kan eventuelt kombineres. Hvis forsøget f.eks. afsluttes med udtagelse af fraktionen L/S = 2,0 – 5,0 l/kg, kan man eksempelvis til sidst udtage fraktionen L/S = 5,0 – 5,1 l/kg for at kunne beskrive eluatsammensætningen ved forsøgets afslutning.

Strømningshastigheden gennem en kolonne bør søges tilpasset således, at der på ethvert sted i kolonnen er ligevægt mellem faststoffasen og væskefasen (”local equilibrium assumption”, LEA). Generelt vil der for stoffer, der udvaskes fra affaldsmaterialet, opstå en koncentrationsprofil i såvel faststoffase som porevand i kolonnens længderetning, hvor indløbsenden repræsenterer den mest og udløbsenden den mindst fremskredne udvaskningsgrad. Med mindre specielle forhold gør sig gældende, fortolkes resultaterne dog oftest som gældende som gennemsnit for hele kolonnens indhold af materiale. Sorptionsforholdene kan for en given komponent og et givet materiale have stor indflydelse på koncentrationsprofilens udseende. Det kan være vanskeligt at vide, om LEA er opfyldt for et kolonneforsøg under nogle givne betingelser. Man kan undersøge, om det er tilfældet ved at gennemføre flere parallelle forsøg med forskellige gennemstrømningshastigheder. Hvis man for to forskellige hastigheder får samme resultater, er det overvejende sandsynligt, at LEA er opfyldt for begge hastigheder. Hvis resultaterne er væsentligt forskellige, må man prøve med en lavere hastighed, indtil man får det samme resultat for to forskellige hastigheder.

Praktiske erfaringer viser, at LEA for eksempel for et mineralsk restprodukt som kulflyveaske generelt er opfyldt ved strømningshastigheder svarende til 25 mm/døgn målt over hele kolonnens tværsnitsareal (Hjelmar 1990). Afhængigt af affaldsmaterialets egenskaber kan det jf. ovenstående i nogle tilfælde være nødvendigt at anvende en langsommere strømningshastighed, mens større strømningshastigheder formentlig vil være acceptable i andre tilfælde.

Sammensætningen af især det først fremkomne eluat vil for en række stoffer (f.eks. nogle sporelementer) ofte kunne være opløselighedskontrolleret^[1] og stærkt påvirket af pH, redoxforhold, kompleksdannere, ionstyrke m.v. For mange stoffers vedkommende er indholdet i eluatet ved højere, men i nogle tilfælde også allerede ved forholdsvis lave L/S-forhold (f.eks. nogle letopløselige uorganiske salte), i højere grad tilgængelighedskontrolleret.^[2] Nogle stoffer kan dog forblive opløselighedskontrollerede selv ved forholdsvis høje L/S-forhold.

Det bør bemærkes, at der ikke nødvendigvis eksisterer en direkte korrelation mellem resultaterne af fundet ved et kolonneforsøg og stofudvaskningen under feltforhold, idet der under accelererede laboratorieforhold ikke altid i fuldt omfang kan tages hensyn til forhold som kontakten mellem væske og faststof, mineralomdannelser, mikrobiologisk aktivitet m.v. Specielt kan ændringer i pH og redoxforhold som følge af ydre påvirkninger (karbonatisering, forsuring, oxidation) med tiden ændre udvaskningsforholdene under feltforhold sammenlignet med forholdene i laboratoriet. Det vil derfor være hensigtsmæssigt bl.a. at kende stofudvaskningens variation med pH.

Den anvendte kolonneudvaskningstest, NT ENVIR 002

Nordtestmetoden, NT ENVIR 002, (Nordtest, 1995b), svarer på de fleste områder til den senere udviklede europæiske tekniske specifikation CEN/TS 14405 (CEN, 2004), men er modificeret blandt andet med hensyn til krav til partikelstørrelse, kolonnestørrelse, gennemstrømningshastighed, antal opsamlede eluatfraktioner og slut-L/S. Generelt tillader NT ENVIR større fleksibilitet end CEN/TS 14405, undtagen hvad angår partikelstørrelsen. Materialet, som skal undersøges, og som, hvis det ikke fra starten har en partikelstørrelse < 4 mm, nedknuses til 90% < 4 mm og ingen partikler større en 10 mm, placeres i en opretstående cylindrisk kolonne med en indre diameter på mindst 5 cm (dog skal diameteren altid være mindst 10 gange større end den største partikelstørrelse) og en fyldhøjde, der er mindst 4 gange kolonnediameteren. Kolonnen må gerne være større, blot disse krav er opfyldt. Der placeres om nødvendigt et forfilter (max 1,5 mm) i top og bund, og kolonnen lukkes, således at der ikke er luft over materialet i toppen. Top og bund er udstyret med stutse til henholdsvis ind- og udløb. I udløbsenden placeres efter forfilteret endvidere et 0,45 mm membranfilter. Idet der anvendes upflow, tilledes der fra bunden af kolonnen demineraliseret vand, som på forhånd er indstillet til pH = 4,0 med 0,1 M HNO₃. For materialer, hvor man er sikker på, at der opnås en lokal ligevægtslignende tilstand under disse betingelser, kan der benyttes en gennemstrømningshastighed på 0,1 L/S-enheder (l/kg tørstof i kolonnen) per døgn, hvilket med en kolonnediameter på 5 cm, en fyldhøjde på 20 cm og en tør masserumvægt på 1,2 kg/l eksempelvis svarer til en lineær gennemstrømningshastighed på 2,4 cm/døgn, beregnet på en tom kolonne. For andre materialer, hvor kendskabet til ligevægtsforholdene er begrænset, eller hvor partikelstørrelsen er forholdsvis stor (dog indenfor ovennævnte krav), anbefales en langsommere gennemstrømningshastighed svarende til 0,03 L/S-enheder per døgn. Det anbefales, at man for materialer, der undergår reaktioner, f.eks. puzzolane, selvhærdende reaktioner, efter den indledende mætning af kolonnen lader denne stå i op til en måned, inden man igen starter gennemstrømningen og opsamlingen af eluat. Hvor kolonnetesten NEN 7343 blev afbrudt ved L/S = 10 l/kg, løber NT ENVIR 003 normalt kun til L/S = 2 l/kg. Der kan opsamles enten 4 eluatfraktioner (L/S = 0,0-0,2 l/kg, 0,2-0,5 l/kg, 0,5-1,0 l/kg og 1,0-2,0 l/kg) eller 5 eluatfraktioner (L/S = 0,0-0,1 l/kg, 0,1-0,2 l/kg, 0,2-0,5 l/kg, 0,5-0,1 l/kg og 1,0-2,0 l/kg). Hvis det ønskes, kan testen dog fortsættes under opsamling af yderligere fraktioner i intervallet L/S = 2-10 l/kg. Der måles pH og ledningsevne på eluatfraktionerne straks efter opsamlingen, hvorefter resten af fraktionen, evt. efter fordeling i forskellige flasker, konserveres til senere analysering for de komponenter, som er af interesse.

Kolonnetests på vejopfej

Som det fremgår af Tabel 4.1, er der gennemført enkelte kolonnetests på blandprøverne A, B, mens der på blandprøven C er udført et udvaskningsforsøg in triplo (for at opnå en indikation af usikkerheden på kolonnetesten).

Testene er udført på materiale nedknust til < 4 mm i henhold til NT ENVIR 002, hvor der er anvendt kolonner med 10 cm diameter, demineraliseret vand (i stedet for vand indstillet til pH = 4 med HNO₃), hvilket svarer til fremgangsmåden i CEN/TS 14405, og flowhastigheder på 2 – 4 cm/døgn regnet på åben kolonne.

Følgende eluatfraktioner blev opsamlet: L/S = 0 - 0,1 mg/l, L/S = 0,1 – 0,2 l/kg, L/S = 0,2 – 0,5 l/kg, L/S = 0,5 – 1,0 l/kg og L/S = 1,0 – 2,0 l/kg. Eluaterne blev analyseret for de i Tabel 4.2 angivne parametre.

4.2.5 Udførelse af batchudvaskningstests for udorganiske komponenter

Generelt om batchudvaskningstests

Batchudvaskningstests er en fællesbetegnelse for en række forskellige testformer, hvor en bestemt mængde faststof bringes i kontakt med en bestemt mængde ekstraktionsvæske i et vist tidsrum, hvorefter væske- og faststoffasen adskilles. Væskefasen analyseres for de parametre, som er af interesse. Ved tests, hvor udgangspunktet er et ønske om i nogen grad at simulere udvaskning under feltforhold, vil man ofte ønske at opnå en ligevægtslignende tilstand mellem væsken og faststoffasen, og helst på den kortest mulige tid. Sådanne forsøg udføres derfor oftest på faststofprøver med begrænset partikelstørrelse, typisk < 4 mm, idet man herved sikrer en stor kontaktoverflade mellem væske og faststof og minimerer transportmodstanden og transporttiden for komponenter i faststoffasens indre. Materialer med større partikelstørrelse nedknuses ofte forud for gennemførelsen af et ekstraktionsforsøg. Batchtests udføres i de fleste tilfælde under agitation af testbeholderen for at reducere den nødvendige kontakttid. Typiske kontakttider for ekstraktionsforsøg er fra 6 timer til ét eller flere døgn (kontakttider på mindre et døgn anvendes stort set kun ved serielle tests, hvor den samlede kontakttid er mindst et døgn). Som ekstraktionsvæske benyttes ofte demineraliseret vand eller kunstigt regnvand, hvilket normalt vil medføre, at udvaskningssystemet i sluttilstanden er faststofkontrolleret. I nogle ekstraktionstests anvendes dog væskefasekontrol eller fastholdte forsøgsbetingelser, f.eks. ved styring af pH eller mætning med CO₂ eller tilsætning af kompleksdannere, med henblik på beskrivelse af bestemte scenarier.

Da udvaskningen af komponenter fra en faststofprøve ved ekstraktionsforsøg kan være både opløselighedskontrolleret (typisk ved lave L/S-forhold) og tilgængelighedskontrolleret (typisk ved højere L/S-forhold), kan det være både misvisende og upraktisk at angive den resulterende stofudvaskning for en given komponent som en koncentration i ekstraktionsvæsken (f.eks. mg/l). Med mindre resultatet skal benyttes til ligevægtsbetragtninger eller -beregninger, bør det samtidig eller i stedet opgives som udvasket stofmængde (mg/kg testet prøve); for serielle batchforsøg angives akkumuleret udvasket stofmængde. Dette muliggør en direkte sammenligning af stofudvaskningen fra ekstraktionsforsøg udført ved forskellige L/S-forhold og for sammenligning af stofudvaskningen fundet ved henholdsvis ekstraktionsforsøg og kolonneforsøg. For en koncentration i ekstraktionsvæsken angivet i mg/l fås den tilsvarende udvaskede stofmængde i mg/kg ved at multiplicere koncentrationen med det anvendte L/S-forhold udtrykt i l/kg.

Af praktiske årsager (blandingsforhold i kontaktperioden og efterfølgende adskillelse af væske og faststof) er det sjældent muligt at gennemføre ekstraktionsforsøg ved L/S < 2 l/kg. Den øvre grænse for hvor stor L/S kan være, hvis man ønsker at kunne måle udvaskningen, vil ofte være bestemt af detektionsgrænsen for analyseringen af de komponenter, som ønskes undersøgt. Den afhænger desuden af de aktuelle komponenters udvaskelighed fra det undersøgte materiale og af ekstraktions væskens aggressivitet. Det er ikke muligt at give generelle retningslinjer for, hvor høje L/S-værdier, man kan anvende. I praksis udføres mange batchudvaskningstests ofte ved L/S = 10 l/kg, men også L/S = 2 l/kg og L/S = 20 l/kg forekommer, sidstnævnte dog med et udvaskningsmedium, som er mere aggressivt end demineraliseret vand.

Et enkelt ekstraktionsforsøg eller et batchforsøg beskriver ligevægtsforholdene ved det bestemte L/S-forhold (og de øvrige fastsatte forsøgsbetingelser), som forsøget udføres ved. Resultatet er en gennemsnitlig koncentration over det benyttede L/S-forhold og udgør eksempelvis på en afbildning af den akkumulerede udvaskede stofmængde mod L/S kun ét enkelt punkt. Informationsværdien af et enkelt batchforsøg er således begrænset. Såfremt man ønsker at beskrive en progression i et udvaskningsforløb, kan dette bl.a. ske ved gennemførelse af serielle batchforsøg, hvor det samme affaldsmateriale underkastes flere på hinanden følgende ekstraktioner med frisk ekstraktionsvæske. Hvis resultaterne, f.eks. i form af akkumuleret udvasket stofmængde for en given komponent, afbildes som funktion af L/S, vil de udgøre punkter på en kurve, som for de gældende betingelser beskriver udvaskningsforløbet.

Den anvendte batchudvaskningstest, EN 12457-3, del 1

Den europæiske standardiseringskomité, CEN/TC 292: Characterisation of waste, har udviklet en standard-batchudvaskningstest, EN 12457, som består af 4 dele:

EN 12457-1: En et-trinstest udført ved L/S = 2 l/kg på materiale med partikelstørrelse < 4 mm, uden eller med forudgående nedknusning.

EN 12457-2: En et-trinstest udført ved L/S = 10 l/kg på materiale med partikelstørrelse < 4 mm, uden eller med forudgående nedknusning.

EN 12457-3: En to-trinstest udført ved L/S = 2 l/kg og L/S = 8 l/kg på materiale med partikelstørrelse < 4 mm, uden eller med forudgående nedknusning.

EN 12457-4: En et-trinstest udført ved L/S = 10 l/kg på materiale med partikelstørrelse < 10 mm, uden eller med begrænset nedknusning.

Fremgangsmåden og forskellene mellem de forskellige delprocedurer fremgår i store træk af tabel 4.5. De tre af procedurerne er enkelte batchforsøg, hvor EN 12457-1 udføres ved L/S = 2 l/kg og EN 12457-2 udføres ved L/S = 10 l/kg, begge på materiale, hvor mindst 95% af massen af partikler er mindre end 4 mm, med eller uden forudgående nedknusning, mens EN 12457-4 ligesom EN 12457-2 udføres ved L/S = 10 l/kg, men hvor kravet til partikelstørrelsen er svækket til, at mindst 95% af massen af partikler blot skal være mindre end 10 mm, uden eller med begrænset nedknusning af materiale større end 10 mm. I alle tre tests placeres materialet sammen med den beregnede mængde demineraliseret vand i en lukket flaske med lille headspace, og der anvendes en kontakttid på 24 timer, hvor der agiteres ved rotation omkring flaskens tværakse ved 5-10 rpm eller ved anbringelse på et excentrisk rullebord, hvor rullerne roterer med 5-10 rpm. Efter kontakttidens udløb henstår flasken i 15 minutter, hvorefter eluatet filtreres gennem et 0,45 mm filter. Der bestemmes straks pH, ledningsevne, temperatur og evt. redoxpotentiale på eluatet, som derefter konserveres med henblik på efterfølgende analyse.

Tabel 4.5

Oversigt over forsøgsbetingelserne ved batchudvaskningstesten EN 12457 (1-4).

Den tredje af procedurerne, EN 12457-3, er en to-trins test, hvor der først udvaskes i 6 timer med demineraliseret vand ved L/S = 2 l/kg, hvorefter eluatet efter 15 minutters henstand frafiltreres gennem et 0,45 mm filter. Det tilstræbes at frafiltrere den størst mulige mængde eluat. Der bestemmes straks pH, ledningsevne temperatur og evt. redoxpotentiale på eluatet, som derefter konserveres med henblik på efterfølgende analyse. Faststofresten overføres sammen med de brugte filtre til en ny flaske, der tilsættes en mængde demineraliseret vand svarende til L/S = 8 l/kg, og flasken agiteres som før, denne gang med en kontakttid på 18 timer. Herefter henstår flasken i 15 minutter, hvorpå eluatet filtreres gennem et 0,45 mm filter, og der bestemmes straks pH, ledningsevne temperatur og evt. redoxpotentiale på eluatet, som derefter konserveres med henblik på efterfølgende analyse. Begge eluatfraktioner analyseres for de komponenter, som i den givne situation er af interesse.

Den sidste procedure, EN 12457-4, kan ikke anbefales, da de mindre stringente krav til partikelstørrelsen ved denne procedure betyder, at man for en række materialer er mindre sikker på, at forudsætningen om ligevægt er opfyldt, end man er for de øvrige tre procedurer.

Batchtudvaskningstests på vejopfej

En række prøver af vejopfej (se Tabel 4.1) er blevet underkastet batchtesten EN 12457-3 (del 1), hvor der er udvasket ved L/S = 2 l/kg med en kontakttid på 6 timer. Denne testmetode, som da den blev udført hed prEN 12457-3 (del 1), blev valgt, fordi den er foreskrevet i BEK nr. 655 af 27. juni 2000. Undersøgelser udført af DHI har vist, at der i de fleste tilfælde ikke vil være nogen signifikant forskel på resultater opnået ved denne procedure (6 timers kontakttid) og ved proceduren for EN 12457-1 (24 timers kontakttid), og det forventes, at metodekravet i ovennævnte bekendtgørelse vil blive ændret til EN 12457-1. Det forventes ligeledes, at EN 12457-1 vil blive den foreskrevne overensstemmelsestestmetode i forbindelse med implementeringen af EU-direktivet om deponering og den tilhørende rådsbeslutning om procedurer og testning for accept af affald på deponeringsanlæg (CEC 1999 og 2003). Resultaterne af batchudvaskningstestene ved L/S = 2 l/kg er direkte sammenlignelige med resultaterne af kolonneudvaskningstestene ved L/S = 2 l/kg, hvis begge udtrykkes som (akkumulerede) udvaskede stofmængder (mg/kg).

Eluaterne fra de gennemførte batchudvaskningstests blev analyseret for de i Tabel 4.2 angivne parametre.

4.2.6 Udførelse af udvaskningstests for organiske komponenter (PAH)

Beskrivelsen af udvaskningen af organiske komponenter fra affaldsmaterialer og jord er generelt væsentligt mere kompliceret end beskrivelsen af udvaskningen af uorganiske komponenter, og der findes endnu ingen standardiserede testmetoder til dette formål. DHI har siden sidste halvdel af 1990’erne arbejdet med at udvikle metoder til testning af udvaskningen af organiske stoffer fra affald og jord. Som et led i testningen af to sådanne metoder, har DHI gennemført tredobbelte tests på prøver af vejopfej (< 4 mm), se tabel 4.3 (prøve D, maj 2003). Der er testet for udvaskning af PAH ved såvel såkaldte ligevægtskolonneudvaskningstest som ved batchudvaskningstests.

Ligevægtskolonnetesten er udviklet i et projekt for Miljøstyrelsen (2003) med henblik på sikring af ligevægt mellem væskefase og faststoffase uden voldsom agitation af systemet. Den er specielt velegnet til undersøgelse af udvaskningen af ikke-flygtige organiske stoffer. Testen gennemføres i en glaskolonne, hvor udvaskningsmediet (i dette tilfælde en 0,005 M opløsning af CaCl₂ i demineraliseret vand tilsat NaN₃) recirkuleres gennem denne i upflow over en periode på 7 døgn. Calciumkloriden blev tilsat for at undgå suspension af meget fine partikler (anvendes til jord og jord-lignende materialer), mens natriumaziden blev tilsat for at undgå biologisk nedbrydning af organiske stoffer under udvaskningsforløbet. På figur 4.1 ses en principskitse og et billede af testopstillingen.

De anvendte testbetingelser er vist i Tabel 4.6, og en nærmere beskrivelse af testmetoden er givet i Bilag x.

Figur 4.1

Principskitse og billede af ligevægtskolonnetest for ikke-flygtige organiske stoffer.

Batchudvaskningstesten, som ligeledes er udviklet for Miljøstyrelsen (2003), blev gennemført i en glasflaske ved L/S = 2 l/kg med en 0,005 M opløsning af CaCl₂ i demineraliseret vand med en kontakttid på 24 timer. Adskillelsen af eluat og faststof blev foretaget ved centrifugering ved henholdsvis 27000 g i 30 minutter. De anvendte testbetingelser er vist i Tabel 4.7, og en nærmere beskrivelse af testmetoden er givet i Bilag 3.

Som det fremgår af Tabellerne 4.6 og 4.7 er både ligevægtskolonnetesten og batchtesten blevet udført in triplo.

Tabel 4.6

Testbetingelser anvendt ved udførelse af ligevægtskolonnetest på prøve D (maj 2003).

Tabel 4.7

Testbetingelser anvendt ved udførelse af batchudvaskningstest for organiske komponenter på prøver D (maj 2003).

4.3 Resultater af faststofkarakterisering

4.3.1 pH, alkalinitet, glødetab og TOC

I tabel 4.1 ses resultaterne af målinger af pH, alkalinitet, glødetab og TOC på de 3 årstidsprøver af vejopfej fra Københavns Kommune. Som tidligere beskrevet er der tale om tredobbelte bestemmelser, og for alkalinitet og glødetab (ved 550 °C) er standardafvigelsen angivet i tabellen. Detailresultater kan ses i bilag 4. Tabellen viser også variationen af tilsvarende resultater fundet ved en tidligere undersøgelse af vejopfej fra amts- og motorveje i Københavnsområdet (Hjelmar et al., 1998).

Som det fremgår, er der ikke væsentlige årstidsvariationer i disse parametre, og de målte niveauer svarer så nogenlunde til de niveauer, som blev fundet i 1995. Det ses, at der ligesom tidligere observeret, er en positiv korrelation mellem glødetab og TOC.

Tabel 4.8

Resultater af årstidsprøver af vejopfej analyseret for pH, alkalinitet og glødetab. Til sammenligning er vist tilsvarende resultater fra 1995.

4.3.2 Indhold af uorganiske komponenter

I tabel 4.9 og figur 4.2 ses resultatet af analysering af totalindholdet af en række uorganiske komponenter i årstidsprøverne af vejopfej. Tabellen viser middelværdier og standardafvigelser for de tredobbelte bestemmelser for hver årstid. De detaljerede resultater af enkeltanalyserne er vist i bilag 4.

I tabel 4.10 resultatet af analysering af de samme prøver for en række sporelementer efter partiel oplukning i henhold til DS 259. Også her ses middelværdier og standardafvigelser for de tredobbelte bestemmelser for hver årstid, og detaillerede resultater af enkeltanalyser findes i bilag 4. I figur 4.3 er analyseresultaterne efter henholdsvis totaloplukning og partiel oplukning i henhold til DS 259 sammenlignet.

Af tabel 4.9 fremgår det, at det generelle niveau af totalindholdet af de fleste uorganiske komponenter er nogenlunde det samme som i prøverne fra 1995. Dog synes indholdet af bly at være faldet markant fra en samlet middelværdi i 1995 på 230 mg/kg (Hjelmar et al., 1998) til en samlet middelværdi i 2000 på 61 mg/kg. Tilsvarende synes indholdet at kobber at være faldet fra 220 mg/kg i 1995 (Hjelmar et al., 1998) til 99 mg/kg i 2000. Faldet i blyindhold kan formentlig forklares med udfasningen af bly som tilsætning til benzin.

Det fremgår endvidere af tabel 4.9 og figur 4.2, at årstidsvariationerne i totalindholdet i vejopfejet af de fleste uorganiske komponenter er ubetydelige. For indholdet af klorid ses der dog en betydelig afhængighed, idet vinterprøven indeholder henholdsvis 3,1 og 7,1 gange mere klorid end forårs- og sommerprøverne. Det skyldes givetvis, at der i vintermånederne og det tidlige forår anvendes salt i form af natriumklorid til glatførebekæmpelse. Der er fundet indholdet af As, som er signifikant højere (3 gange så højt) i sommerperioden end i de to øvrige perioder. Dette kan ikke umiddelbart forklares.

For at sikre, at man i forbindelse med karakteriseringen får kendskab til de væsentligste indholdsstoffer i et affaldsmateriale, bør der kunne redegøres for mindst 90 til 95 % (w/w) af den kemiske sammensætning af materialet (se f.eks. Hjelmar et al., 1998). Da mange af hovedkomponenterne i normalt forekommende affaldstyper kan forventes at forekomme som oxider, og da der normalt ikke analyseres for ilt, er der i tabel 4.11 for de tre gennemsnitsårstidsprøver af vejaffald foretaget en omregning af en række af indholdene af en række af hovedkomponenterne til de tilsvarende indhold til de tilsvarende indhold af deres mest sandsynlige oxidformer.

Tabel 4.9

Resultater af årstidsprøver af vejopfej analyseret for totalindhold af uorganiske komponenter. Til sammenligning er vist tilsvarende resultater fra 1995.

Tabel 4.10

Resultater af årstidsprøver af vejopfej analyseret for indhold af sporelementer efter partiel oplukning i henhold til DS 259.

Figur 4.2

Årstidsvariationen i totalindholdet af uorganiske komponenter i prøverne af vejopfej. Usikkerheden er angivet som ± standardafvigelsen på de tredobbelte bestemmelser.

Tabel 4.11

Resultater af årstidsprøver af vejopfej analyseret for totalindhold af uorganiske komponenter. Til sammenligning er vist tilsvarende resultater fra 1995.

Figur 4.3

Sammenligning af indhold af sporelementer i vejopfej (middelværdier af 3 bestemmelser) bestemt efter totaloplukning (HF+HCl+HNO₃) og oplukning med HNO₃ i henhold til DS 259 (partiel oplukning).

Som det fremgår af tabel 4.11 er der ved omregningen til oxider og indregning af klorid og TOC redegjort for mellem 89 og 95 % (w/w) af stofmængden i vejopfejet fra 2000. I 1995 (Hjelmar et al., 1998) var det tilsvarende tal 95 % (w/w). Dette er naturligvis en meget upræcis og i nogen grad fejlbehæftet måde at beskrive vejopfejets sammensætning på. Det må dog være rimeligt at konkludere, at der ved valget af analyseprogram ikke er overset nogen uorganiske komponenter, som er af væsentlig betydning for vejopfejets hovedsammensætning.

Figur 4.3 viser, at der for de fleste sporelementer for vejopfejet kun for nogle få sporelementers vedkommende er signifikant og konsistent forskel mellem totalanalyser efter oplukning med flussyre og kongevand (se afsnit 4.2.1) og analyser efter oplukning med salpetersyre i henhold til DS 259. For Ba, Cr og Ni ses indholdet ved totalanalyserne at være signifikant og konsekvent større end indholdet bestemt efter partiel oplukning. For Ba udgør indholdet bestemt efter partiel oplukning kun 15 – 17 % af totalindholdet, for Cr udgør det 48 – 60 % og for Ni 48 - 64 %. Forskellene skyldes, som nævnt tidligere, blandt andet, at DS 259 ikke kan forventes at destruere silikater. Andre årsager kan være tab af materiale ved fordampning (kunne f.eks. være aktuelt for Cd og Mo). Forskellene mellem resultaterne fra de to metoder må forventes at variere fra materiale til materiale for de forskellige komponenter, afhængigt af faststofmatricens beskaffenhed.

I bilag 4 findes totalanalyser af endnu en prøve af vejopfej, prøve D, som stammer fra maj 2003. Bortset fra et lidt højere glødetab (55 mg/kg), svarer sammensætningen af prøve D ganske godt til sammensætningen af prøverne A, B og C.

4.3.3 Indhold af organiske komponenter

Der er foretaget en screening for indhold af kulbrinter i prøver fra af hver af de 3 undersøgte årstider (vinter, forår og sommer). Disse resultater er vist i tabel 4.12. Til sammenligning er dels vist baggrundsværdier for uforurenet have- og parkaffald dels kravværdier fra vejledningen om håndtering af forurenet jord på Sjælland (Amterne på Sjælland, juli 2001). Resultaterne er også afbildet på figur 4.4.

Tabel 4.12

Indhold af kulbrinter i vejopfej.

¹: Oplyst af RGS90

²: Gældende kravværdier (forureningsklasser) jvf. Miljøkontrollen (2003).

Derudover er to prøver fra henholdsvis maj og oktober 2003 også blevet analyseret for totalindhold af kulbrinter. Resultaterne heraf var 490 mg/kg (prøve D, maj 2003) og 610 mg/kg (prøve E, oktober 2003).

Af tabel 4.12 og figur 4.4 fremgår det, at der for alle tre undersøgte årstider findes forholdsvis høje niveauer af kulbrinter. Det er især de tungere kulbrinter (C10-C35), der dominerer, hvilket indikerer, at en væsentlig del af kulbrinteindholdet sandsynligvis kan relateres til asfaltafslidning. Dette stemmer overens med en anden undersøgelse, hvor der i vejopfej blev fundet betydelige mængder afslid fra asfaltbelægninger (RGS90 Watech, 2005). Sammenholdes med de gældende kravværdier til forurenet jord ses det, at der for stort set alle de undersøgte fraktioner af kulbrinter er betydelige overskridelser selv af kravværdierne til klasse 3. Det samme gælder for totalindholdet af kulbrinter i prøverne D og E.

Figur 4.4

Indhold af kulbrinter i prøverne A, B og C af vejopfej fra forskellige årstider.

En prøve af vejopfej, prøve D fra maj 2003, er blevet analyseret for indhold af PAH. Resultatet er vist i tabel 4.13 sammen med kravværdier til indhold af PAH i jord til fri anvendelse eller udlægning på landbrugsjord og i naturområder (Amterne på Sjælland, 2004). Som det fremgår af tabellen, er kravene til benz(a)pyren, dibenz(a,h)antracen og PAH total for klasse 1-jord alle betydeligt overskredet. Mindre omfattende analyser af PAH-indholdet i prøve E gav et lignende resultat (Watech, 2005).

Tabel 4.13

Resultater af analysering af vejopfej (prøve D) for indhold af PAH.

*: Kravværdier for jord til fri anvendelse (Amterne på Sjælland, maj 2004)

4.4 Udvaskningsegenskaber

4.4.1 Resultater af tilgængelighedstests for uorganiske komponenter

I tabel 4.14 og figur 4.5 ses resultaterne af tilgængelighedstesten NT ENVIR 003 (modificeret) udført på årstidsgennemsnitsprøverne af vejopfej. Resultaterne er middleværdier og standardafvigelser baseret på tredobbelte bestemmelser. Til sammenligning ses resultater af tilgængelighedstests udført på vejopfej fra amtsveje og motorveje i Københavnsområdet i 1995 (Hjelmar et al., 1998). De detaillerede resultater af tilgængelighedstestene findes i bilag 5.

Tabel 4.14

Resultater af årstidsprøver af vejopfej testet for potentiel tilgængelighed af uorganiske komponenter for udvaskning. Til sammenligning er vist tilsvarende resultater fra 1995.

Figur 4.5

Årstidsvariationen i resultaterne af tilgængelighedstesten påi prøverne af vejopfej. Usikkerheden er angivet som ± standardafvigelsen på de tredobbelte bestemmelser.

Af tabel 4.14 fremgår det, at tilgængeligheden for udvaskning stort set er af samme størrelse for de undersøgte komponenter i vejopfejet fra 2000, som det var for de prøver af vejopfej, som blev testet i 1995. En sammenligning mellem tabellerne 4.14 og 4.9 viser, at mens den potentielt udvaskelige mængde af indholdet af de fleste komponenter er begrænset (typisk mindre end ca. 10 % eller endnu mindre), udgør det en betydelig del af nogle af komponenterne, herunder Ca (ca. 75 %), klorid (ca. 95 %), Cd (op til ca. 90 %), Cu (op til 44 %) og Zn (op til 83 %). Dette er yderligere illustreret i figurerne i afsnit 4.4.2, som viser sammenhængende data for totalindhold, indhold potentielt tilgængeligt for udvaskning, og udvaskede mængder ved kolonne- og batchtests.

Figur 4.5 viser, at årstidsvariationen i tilgængeligheden for stofudvaskning er begrænset for de fleste komponenter. Dog kan man både for klorid (som mangler for sommerprøvens vedkommende) og for Na se den samme tendens til faldende værdier fra vinter til forår og sommer. På grund af den store baggrundskoncentration af Na i selve faststofmatricen kunne man på figur 4.2 ikke se nogen signifikante ændringer i indholdet af denne med årstiden. I tilgængelighedstesten ses ændringerne derimod tydeligt, svarende til udvaskning af NaCl fra glatførebekæmpelse.

4.4.2 Resultater af kolonne- og batchudvaskningstests for uorganiske komponenter

Der er udført kolonneudvaskningstests (NT ENVIR 002, modificeret) på blandingsprøver af vejopfej fra vinterperioden (prøve A) og forårsperioden (prøve B). På prøve B er der udført et dobbeltforsøg på to identiske delprøver (B-bl1 og B-bl2). Der er udført en kolonneudvaskningstest på hver af de tre prøver (C1, C2 og C3) fra sommerperioden. For alle kolonneforsøg er der opsamlet 5 eluater i intervallet L/S = 0 – 2 l/kg. Resultaterne er vist i tabel 4.15 som akkumulerede udvaskede stofmængder ved L/S = 2 l/kg. Detailresultater for hver af de gennemførte kolonnetests er vist i bilag 6.

Der er endvidere udført batchudvaskningstests (EN 12457-1, trin 1) ved L/S = 2 l/kg på de tredobbelte prøver fra hver årstid. Resultaterne i form af middelværdier og standardafvigelser for de udvaskede mængder for hver årstid er vist i tabel 4.16 sammen med variationen af tilsvarende resultater fra undersøgelsen af vejopfej fra 1995 (Hjelmar et al., 1998). Detailresultater er vist i bilag 7. Figurerne 4.6a og 46b er grafiske sammenligninger af de udvaskede stofmængder fra prøverne fra forskellige årstider.

Tabel 4.15

Resultater af kolonneudvaskningstests udført på årstidsprøver af vejopfej (NT ENVIR 002, modificeret). Resultaterne er angivet som akkumuleret udvasket mængde ved L/S = 2,0 l/kg.

Tabel 4.16

Resultater af batchudvaskningstests (EN 12457-1, trin 1) udført på årstidsprøver af vejopfej. Resultaterne (undtagen pH og ledningsevne) er angivet som udvasket stofmængde ved L/S = 2 l/kg. Til sammenligning er vist tilsvarende resultater fra 1995.

Figur 4.6a

Årstidsvariationen i udvaskningen af salte fra vejopfej, fundet ved ét-trinsbatchtesten EN 12457-1 (trin 1). Usikkerheden er angivet som ± standardafvigelsen på de tredobbelte bestemmelser.

Figur 4.6b

Årstidsvariationen i udvaskningen af sporelementer fra vejopfej, fundet ved ét-trinsbatchtesten EN 12457-1 (trin 1). Usikkerheden er angivet som ± standardafvigelsen på de tredobbelte bestemmelser.

På figurerne 4.7a, 4.7b, 4.8a, 4.8b, 4.9a og 4.9b er de akkumulerede udvaskede stofmængder fundet ved kolonne- og batchudvaskningstestene afbildet som funktion af L/S (batchtestene kun som ét punkt) for vejopfej fra hver af de tre årstider. Figurerne viser desuden for hver komponent middelværdierne for totalindholdet og den mængde, som potentielt er tilgængeligt for udvaskning (resultater af tilgængelighedstests).

Sammenligningen med resultater af tidligere udførte batchudvaskningstests i tabel 4.16 viser, at det generelle niveau for udvaskningen i 1995 (Hjelmar et al., 1998) og 2000 er af nogenlunde samme størrelsesorden. Dog afspejles den større udvaskning af salte i vinterperioden ikke i prøverne fra 1995, som blev udtaget i efteråret.

Af tabellerne 4.15, 4.16 og figurerne 4.6a og 4.6b fremgår det, at når der ses bort fra saltionerne kalium, natrium, sulfat og klorid, er årstidsvariationen af udvaskningen af de enkelte komponenter med få undtagelser enten ikke-signifikant eller usystematisk. Eksempelvis udvaskes der i sommerperioden mere Cd, Cr og Pb (og Zn) end i vinter- og forårsperioderne, mens der for Zn ses en konsistent tiltagende udvaskning fra vinter over forår til sommer. Dette kan muligvis, ligesom stigningen i Pb-udvaskning i sommerperioden, hænge sammen med den svage stigning som ses i pH. Dette kan dog ikke forklare stigningen i Cd-udvaskning.

For natrium, klorid og sulfat ses bl.a. i tabel 4.6a den samme klare tendens til faldende udvaskning gennem perioden vinter-forår-sommer, som også fremgik af resultaterne tilgængelighedstesten, og som må antages primært at skyldes forskelle i anvendelsen af salt til glatførebekæmpelse. Stigningen i udvaskningen af kalium fra vinter til forår og sommer kan ikke umiddelbart forklares.

Figurerne 4.7 til 4.9 illustrerer dels, at der for en del af komponenterne generelt er god overensstemmelse mellem resultaterne af kolonne- og batchudvaskningstestene, dels at når man undtager de letopløselige salte, specielt klorid og natrium, så er de mængder, som kan forventes at udvaskes under normale omstændigheder (kolonne- og batchtests) generelt væsentligt lavere end både det tilgængelige og det totale indhold af en given komponent. Det indhold, som er tilgængeligt for udvaskning ligger til gengæld ofte betydeligt lavere end totalindholdet. For klorid ses det, at totalindhold, tilgængeligt indhold og udvaskelig mængde stort set er sammenfaldende. For Na vil hele den tilgængelige mængde hurtigt blive udvasket, men den tilgængelige mængde er væsentligt mindre end totalindholdet af Na. I øvrigt ses for kolonnetestene en god overensstemmelse mellem dobbeltforsøg (ens B-prøver) og tredobbelte bestemmelser for de principielt ens prøver C1, C2 og C3.

Figur 4.7a

Resultater af kolonnetests og batchtests på blandprøve af vejopfej fra vinterperioden (A1, A2 og A3). De akkumulerede udvaskede stofmængder er afbildet som funktion af L/S og sammenlignet med totalindhold og de mængder, som er potentielt tilgængelige for udvaskning. Sporelementer.

Figur 4.7b

Resultater af kolonnetests og batchtests på blandprøve af vejopfej fra vinterperioden (A1, A2 og A3). De akkumulerede udvaskede stofmængder er afbildet som funktion af L/S og sammenlignet med totalindhold og de mængder, som er potentielt tilgængelige for udvaskning. Salte, pH og ledningsevne.

Figur 4.8a

Resultater af kolonnetests og batchtests på blandprøve af vejopfej fra vinterperioden (B1, B2 og B3). De akkumulerede udvaskede stofmængder er afbildet som funktion af L/S og sammenlignet med totalindhold og de mængder, som er potentielt tilgængelige for udvaskning. Sporelementer.

Figur 4.8b

Resultater af kolonnetests og batchtests på blandprøve af vejopfej fra vinterperioden (B1, B2 og B3). De akkumulerede udvaskede stofmængder er afbildet som funktion af L/S og sammenlignet med totalindhold og de mængder, som er potentielt tilgængelige for udvaskning. Salte, pH og ledningsevne.

Figur 4.9a

Resultater af kolonnetests og batchtests på blandprøve af vejopfej fra vinterperioden (C1, C2 og C3). De akkumulerede udvaskede stofmængder er afbildet som funktion af L/S og sammenlignet med totalindhold og de mængder, som er potentielt tilgængelige for udvaskning. Sporelementer.

Figur 4.9b

Resultater af kolonnetests og batchtests på blandprøve af vejopfej fra vinterperioden (C1, C2 og C3). De akkumulerede udvaskede stofmængder er afbildet som funktion af L/S og sammenlignet med totalindhold og de mængder, som er potentielt tilgængelige for udvaskning. Salte, pH og ledningsevne.

4.4.3 Resultater af udvaskningstests for organiske forbindelser

I tabel 4.17 og figur 4.10 ses resultaterne af udvaskning af PAH fra en prøve af vejopfej fra maj 2003 (prøve D) ved såvel ligevægtskolonnetest som batchudvaskningstest. Bemærk, at resultaterne er angivet som koncentrationer i eluaterne (µg/l). Både for kolonne- og batchtests er der udført tredobbelte bestemmelser, og resultaterne er vist som middelværdier og relative standardafvigelser.

Tabel 4.17

Udvaskning af PAH fra vejopfej (prøve D fra maj 2003) bestemt ved ligevægtskolonnetests og batchtests. Resultaterne er middelværdier og relative standardafvigelser af koncentrationerne i eluaterne fra testene.

Figur 4.10

Resultater af udvaskningstest for organiske parametre (prøve D). Efter Hansen et al. (2004).

I tabel 4.18 er resultaterne fra tabel 4.17 omsat til udvaskede mængder, som kan sammenlignes med de krav til faststofindhold, som f.eks. findes i amternes vejledning om håndtering af forurenet jord på Sjælland (Amterne på Sjælland, 2004).

Tabel 4.18

Resultaterne fra tabel 4.1.7. omregnet til udvaskede mængder.

4.5 Sammenligning med kravværdier

4.5.1 Kvalitetskriterier for jord og restprodukter til nyttiggørelse og deponering

Uanset om vejopfejet ønskes nyttiggjort eller skal bortskaffes ved deponering, skal det opfylde nogle miljømæssige kvalitetskrav. Hvis vejopfej betragtes som forurenet jord, kan det eksempelvis klassificeres som jord i klasse 1 til klasse 4 i henhold til de regler, som er opstillet af amterne på Sjælland i Vejledning i håndtering af forurenet jord på Sjælland (Amterne på Sjælland, 2001 og 2004).

I dette regelsæt klassificeres jorden alene på grundlag af totalindholdet (for sporelementer indhold bestemt efter partiel oplukning i henhold til DS 259) af en række potentielle forureningskomponenter. Klassificeringen sker med udgangspunkt i de i tabel 4.19 viste grænseværdier for hver klasse.

De enkelte klasser karakteriseres som følger:

Klasse 1

Jord tilhørende klasse 1 kan anvendes frit i industri-, by- og boligområder til bygge- og anlægsarbejder uden tilladelse efter miljølovgivningen. Man skal dog være opmærksom på de særlige regler for tilførsel af jord til råstofgrave.

Klasse 2 – Lettere forurenet jord

Jord tilhørende klasse 2 defineres som lettere forurenet. Jorden skal så vidt muligt genanvendes i for eksempel bygge- og anlægsarbejder. Man skal være opmærksom på, at genanvendelse kræver tilladelse/godkendelse efter miljøbeskyttelsesloven (§ 19 eller § 33), med mindre jorden kan håndteres efter genanvendelsesbekendtgørelsen (Miljøstyrelsen, 2000).

Klasse 3 – Forurenet jord til rensning eller deponering

Jord tilhørende klasse 3 defineres som forurenet jord. Jorden skal oftest til rensning og/eller deponering jf. de i vejledningen nævnte principper, med mindre jorden kan håndteres efter genanvendelsesbekendtgørelsen.

Klasse 4 – Kraftigere forurenet jord til rensning med eventuelt efterfølgende deponering

Jord tilhørende klasse 4 defineres som kraftigt forurenet jord, der som udgangspunkt vil blive anvist til rensning jf. de i vejledningen nævnte principper, med mindre jorden kan håndteres efter genanvendelsesbekendtgørelsen.

I Miljøstyrelsens bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000 om genanvendelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsarbejder, inddeles materialerne i tre kategorier på grundlag af såvel faststofindhold som udvaskningsegenskaber (for uorganiske komponenter). Grænseværdierne for inddeling i de forskellige kategorier er vist i tabel 4.20. Det skal bemærkes, at jord, som ønskes genanvendt efter bekendtgørelsen, kun må være forurenet med de i tabel 4.20 viste komponenter. For at blive håndteret i henhold til denne bekendtgørelse skal vejopfejet enten betragtes som jord eller optages som restprodukt i bekendtgørelsens bilag 1. Optagelse af en affaldsstrøm i bilag 1 forudsætter en grundlæggende miljømæssig karakterisering. Dette projekt kan sammen med Hjelmar et al. (1998) ses som et væsentligt bidrag til en sådan generel karakterisering af vejopfej.

For de enkelte kategorier i bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000 gælder følgende:

Kategori 1

Restprodukter og jord i kategori 1 må uden tilladelse genanvendes til bygge- og anlægsarbejder omfattet af bekendtgørelsen, medmindre andet følger af miljøbeskyttelsesloven og den øvrige lovgivning.

Kategori 2

Restprodukter og jord i kategori 2 må uden tilladelse genanvendes til bygge- og anlægsarbejder (veje, stier, pladser, ledningsgrave, ramper, støjvolde, fundamenter og gulve) under nærmere specificerede krav til overdækning og maksimal tykkelse.

Kategori 3

Restprodukter og jord i kategori 3 må uden tilladelse genanvendes til bygge- og anlægsarbejder (veje, stier, ledningsgrave, fundamenter og gulve) under nærmere specificerede krav til overdækning og maksimal tykkelse (mere restriktive end kravene til kategori 2).

Hvis vejopfejet ikke umiddelbart kan genanvendes, må det behandles og/eller deponeres. Da den danske implementering af EU’s Rådsbeslutning vedrørende opstilling af kriterier og procedurer for modtagelse af affald på deponeringsanlæg (CEC, 2003) er endnu ikke gennemført, er de generelle EU-krav til deponering på deponier for inert affald, visse typer ikke-farligt affald og farligt affald vist i tabel 4.21.

Tabel 4.19

Grænseværdier for stofindhold i henhold de sjællandske amters klassificering af forurenet jord. Alle talværdier er mg/kg tørstof.

Tabel 4.20

Kriterier for inddeling af restprodukter og jord i kategorier i henhold til Bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000 (Miljøstyrelsen, 2000). Udvaskningskriterierne er omregnet fra koncentrationer til udvaskede stofmængder ved L/S = 2 l/kg.

Tabel 4.21

De generelle EU-acceptkriterier (stofudvaskning ved L/S = 2 l/kg bestemt ved EN 12457-1) for modtagelse af affald på forskellige kategorier af deponeringsenheder i henhold til Rådsbeslutningen (2003/33/EC).

I Rådsbeslutningen 2003/33/EC stilles også krav til det maksimale faststofindhold af visse organiske stofgrupper i affald, som skal modtages på et deponeringsanlæg for inert affald. Disse krav er:

TOC:                            < 3 % (w/w)

BTEX:                          < 6 mg/kg

PCB (7 congenere):             < 1 mg/kg

Mineralolie (C10-C40):      < 500 mg/kg

Derudover skal de enkelte medlemslande selv sætte krav til indholdet af PAH

4.5.2 Sammenligning af resultaterne for vejopfej med kvalitetskriterier

En sammenligning af resultaterne af analysering af vejopfejet for sporelementer efter oplukning i henhold til DS 259 (tabel 4.11) med kriterierne i tabel 4.19 viser, at vejopfej kan forventes at overskride de sjællandske amters kriterier for klasse 1-jord for indhold af Cd, Cu, Pb og Zn samt at ligge lige på grænsen af kriteriet for Hg. Indholdene af alle de sporelementer, for hvilke der foreligger analyser, overholder dog kriterierne for jord af klasse 2. Der er ikke analyseret for Cr(VI) og Sn. En sammenligning af de i tabel 4.12 fundne indhold af kulbrinter med kriterierne i tabel 4.19 viser, at vejopfejets indhold af såvel let olie, tung olie og totalkulbrinter langt overskrider kriterierne for både klasse 1-jord, klasse 2-jord og klasse 3-jord. Tilsvarende ses det af tabel 4.13 og 4.19, at vejopfejets indhold af total-PAH (sum 7 MST), benz(a)pyren og dibenz(a,h)antracen alle overskrider kriterierne for klasse 1-jord, men ikke for klasse 2-jord. De kriterieværdier, som er overskredet eller tangeret af resultaterne for prøver af vejopfej fra mindst én af de tre årstider, er markeret med fed skrift i tabel 4.19.

En sammenligning af resultaterne i tabel 4.10 (indhold af sporelementer efter oplukning i henhold til DS 259) og tabel 4.16 (resultater af udvaskningstests ved L/S = 2 l/kg) med kriterierne for genanvendelse i henhold til bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000 viser, at kriterierne for faststofindhold i kategori 1 (jordkvalitetskriterierne) må forventes at kunne blive overskredet af vejopfej for Cd og Pb. Den højeste værdi af TOC målt i vejopfej i 1995 tangerer grænseværdien for kategori 1. Det ses endvidere, at vejopfej fra vinterperioden vil overskride kriterierne (kategori 1 og 2) for udvaskning af natrium og klorid, givetvis på grund af anvendelsen af natriumklorid til glatførebekæmpelse. Desuden vil de udvaskede mængder af Cu, Ni, Pb og Zn kunne overskride kriterierne for kategori 1 og 2. De kriterieværdier, som er overskredet eller tangeret af resultaterne for prøver af vejopfej fra mindst én af de tre årstider, er markeret med fed skrift i tabel 4.20. Det må i øvrigt konstateres, at vejopfej i øjeblikket næppe vil kunne håndteres som jord i henhold til bekendtgørelse nr. 655 af 27. juni 2000, da vejopfejet er forurenet med andre stoffer end de i tabel 4.20 viste, herunder kulbrinter og PAH.

En sammenligning af resultaterne i tabel 4.16 (resultater af udvaskningstests ved L/S = 2 l/kg) med EU-kriterierne for modtagelse af affald til deponering i tabel 4.21 viser, at kun udvaskningskriteriet for Cu for deponeringsenheder for inert affald er lettere overskredet (markeret med fed i tabel 4.21). Det skal dog bemærkes, at kriterierne ikke var kendt, da udvaskningstestene blev udført, og der er derfor ikke testet og analyseret for alle de komponenter, der er opstillet kriterier for. Som det ses ovenfor, stilles der i Rådsbeslutningen 2003/33/EC også krav til indholdet af visse organiske komponenter, og det fremgår ved sammenligning med de målte værdier af totalkulbrinter i vejopfej (1100 – 1500 mg/kg) i tabel 4.12, at kriteriet for modtagelse på en deponeringsenhed for inert affald (500 mg/kg) er væsentligt overskredet. Rådsbeslutningens kriterier for modtagelse på en deponeringsenhed for ikke-farligt affald, som kan modtage stabilt, ikke-reaktivt farligt affald (modsvarer i nogen grad en dansk deponeringsenhed for mineralsk affald), kan ikke forventes overskredet af vejopfej. Selv om der i Rådsbeslutningen ikke stilles krav til indhold og/eller udvaskning af organiske stoffer for ikke-farligt affald, kan sådanne krav godt tænkes at indgå i den danske implementering af denne. Af tabel 4.8 fremgår det, at vejopfejets indhold af TOC er 1,7 – 3,0 % (w/w), og det vil derfor netop kunne tangere Rådsbeslutningens grænseværdi på 3 % (w/w) for deponering på en enhed for inert affald. Det vil ikke kunne overholde det stadig eksisterende krav på 0,5 % (w/w) for deponering på en enhed for mineralsk affald i henhold til Miljøstyrelsens bekendtgørelse nr. 650 af 29. juni 2001 om deponeringsanlæg.

Af ovenstående fremgår det, at vejopfej under de gældende bestemmelser ikke uden forbehandling/rensning kan forventes at kunne nyttiggøres i henhold til amternes vejledning for håndtering af jord på Sjælland eller i henhold til Miljøstyrelsens bekendtgørelse om genanvendelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsarbejder. Vejopfejet vil sandsynligvis opfylde EU-kravene til modtagelse på en deponeringsenhed for ikke-farligt affald, som kan modtage stabilt, ikke-reaktivt farligt affald. Med mindre kravet til indhold af TOC i affald til deponering på enheder for mineralsk affald ændres i forbindelse med implementeringen af Rådsbeslutning 2003/33/EC, vil vejopfej ikke umiddelbart kunne deponeres på sådanne enheder.

I tabel 4.22 er de forskellige kriterier for faststofindhold i jord og/eller affald til nyttiggørelse eller deponering opsummeret sammen med minimums- og maximumsværdier for stofindhold fundet i vejopfej i denne undersøgelse. Kriterieværdier, der er overskredet af maximumsindholdet af en given komponent, er fremhævet med fed skrift.

Tabel 4.22

Grænseværdier for stofindhold i henhold de sjællandske amters klassificering af forurenet jord og bekendtgørelsen om genanvendelse af restprodukter og jord (BEK 655) samt EU’s Rådsbeslutning 2003/33/EF (deponier for inert affald) sammen med værdier fundet i vejopfej i denne undersøgelse. Alle sporelementer er bestemt efter oplukning i henhold til DS 259.

*:     Baseret på måling på kun én prøve

**:   Inklusive målinger fra undersøgelsen i 1995.

I tabel 4.23 ses en opsummering af de forskellige kriterier for stofudvaskning i EU-reglerne for deponering og i den danske bekendtgørelse om genanvendelse af restprodukter og jord sammen med resultaterne af udvaskningstestene foretaget på vejopfej i forbindelse med dette projekt og den tidligere undersøgelse fra 1995 (Hjelmar et al., 1998). Udvaskningsresultaterne stammer fra batchtests, men resultaterne fra kolonneudvaskningstestene i denne undersøgelse er anført i parentes i det omfang de ligger udenfor variationsintervallet for resultaterne fra batchtesten. De danske kriterier for nyttiggørelse referer alene til batchtesten, mens EU-kriterierne for deponering i princippet kan være relateret til resultater af både batch- og kolonnetests. Kriterieværdier, der er overskredet af maximumsindholdet af en given komponent, er fremhævet med fed skrift.

Tabel 4.23

Grænseværdier for stofudvaskning ved deponering af affald i henhold EU’s Rådsbeslutning 2003/33/EF og ved nyttiggørelse af restprodukter og jord i henhold til Genanvendelsesbekendtgørelsen (BEK 655 af 27 juni 2000 sammen med udvaskningsresultater for vejopfej (ved L/S = 2 l/kg) fundet ved denne undersøgelse og undersøgelsen fra 1995. De fleste resultater stammer fra batchudvaskningstests, men kolonneudvaskningsresultater (også ved L/S = 2 l/kg) er vist i parentes, når disse ligger udenfor variationsintervallet for batchudvaskningstesten.

Fodnoter

^[1] En komponent i et udvaskningssystem siges at være opløselighedskontrolleret, hvis dens koncentration i eluatet er styret af andre komponenter i eluatet eller af et mineral i faststoffasen via et opløselighedsprodukt. Eksempelvis vil sulfat i eluater fra nogle restprodukter ofte i starten af udvaskningsforløbet være opløselighedskontrolleret på grund af tilstedeværelsen af gips (CaSO₄, 2 H₂O).

^[2] En komponent i et udvaskningssystem siges at være tilgængelighedskontrolleret, hvis dens koncentration i eluatet ikke er opløselighedskontrolleret, men derimod primært kontrolleret af tilgængeligheden/tilstedeværelsen samt de fysiske forhold i systemet. Klorid er et eksempel på en komponent, som i eluater fra mange restprodukter er tilgængelighedskontrolleret. Tilgængelighedskontrollerede komponenter udvaskes ofte forholdsvis hurtigt i starten af et udvaskningsforløb.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 November 2006, © Miljøstyrelsen.