| Indhold |

Miljøprojekt nr. 705, 2002; Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening

Rensning af jord med blandingsforureninger ved hjælp af termiske jordbehandlingsanlæg

Indholdsfortegnelse

Forord

Miljøstyrelsen og Miljøkontrollen har i samarbejde med RGS90 Jordrens udført et kontrolleret fuld-skala forsøg med termisk behandling af jord med blandingsforureninger. Forsøget er udført på et semi-mobilt anlæg til termisk desorption.

Projektet omhandler en række forsøg til afprøvning af et semi-mobilt anlæg til termisk rensning af forurenet jord under Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram. Anlægget er drevet af RGS 90 Jordrens og forsøget er udført og afrapporteret af RAMBØLL.

Projektarbejdet har været ledet af en styregruppe bestående af:

Berit Haahr Hansen, Miljøkontrollen (formand)
Annette Bech Nielsen, Miljøkontrollen
Bjørn Jensen, DHI Vand & Miljø (faglig sekretær)
Sandie Andersen, RGS 90 Jordrens
Frank Laursen, RGS90 Jordrens
Inger Asp Fuglsang, Miljøstyrelsen.

Projektet er igangsat i foråret 2001.

Sammenfatning og konklusioner

Et anlæg til termisk jordbehandling har i perioden november 2000 til marts 2001 været opstillet hos RGS90 Jordrens. Miljøstyrelsen og Miljøkontrollen har i samarbejde med RGS90 Jordrens udført et kontrolleret forsøg som har til hensigt at dokumentere metodens effektivitet, at belyse forandringer i jorden som følge af behandlingen samt at foretage en miljømæssig og økonomisk vurdering af rensningsmetoden.

Anlægget har i driftsperioden behandlet jord forurenet med tjære og tungtkogende olieprodukter. Anlægget er baseret på termisk desorption, hvor jorden kortvarigt opvarmes i en rotérovn til 550-600 ^oC. De udviklede dampe af olie/tjærestoffer destrueres i en efterbrænder og røggas herfra renses i en gasscrubber før udledning. Anlægget er dimensioneret til en kapacitet på ca. 15 ton pr. time, men har i produktionsperioden udvist en kapacitet på 8-9 ton pr. time.

Forsøget er udført som to døgnkørsler med anlægget. Ved første døgnkørsel er behandlet en tungmetalforurenet fyldjord mens der ved anden døgnkørsel er behandlet en lerjord fra intakte jordlag. Begge jordtyper er forurenet med både olie- og tjæreprodukter.

Jordprøver udtaget både før og efter behandling af jorden er undersøgt for indhold af olie- og tjærestoffer samt tungmetaller. Der er udført udvaskningstest på prøver af den tungmetalforurenede fyldjord mhb. på at belyse mulighederne for at genanvende den behandlede jord, ligesom en række kemiske og fysiske parametre er undersøgt for at beskrive generelle forandringer af jordens karakteristika.

Anlæggets produktionskapacitet og ressourceforbrug er registreret i forbindelse med begge døgnkørsler.

Rensningen for olie- og tjærestoffer i det termiske jordbehandlingsanlæg er meget effektiv. Der er ved de to forsøgskørsler konstateret rensningsgrader større end 96% for alle de undersøgte stoffer. Effektiviteten er i begge forsøgskørsler størst overfor olieprodukter, hvor reduktionen af total kulbrinter er større end 99%. Overfor tjærestoffer er der i lerjorden fra intakte jordlag fjernet mere end 99% (målt på enkeltkomponenter), mens rensningsgraden i den muldholdige fyldjord er lidt lavere. I begge jordtyper efterlades der spor af fluoranthen ved behandlingen (<0,1 mg/kg TS).

Ved termisk behandling af jord med kviksølvforbindelser fordamper disse. Kviksølvdampene passerer uhindret gennem røggasrensningerne og det undersøgte anlægget kan, selv ved behandling af jord med meget lavt kviksølvindhold, ikke overholde de opstillede emissionskrav.

Den termiske behandling har en markant effekt på jordens fysisk-kemiske egenskaber. Efter behandling fremstår jorden sortfarvet og grynet, og mikroskopiering af jordprøver viser en gennemgribende tilsodning af alle partikler i jordmatricen.

Screening-analyser af den behandlede jords indhold af upolære stoffer bekræfter den dannede sods pyrogene oprindelse, og indikerer samtidigt, at den dannede sod primært skal tilskrives aflejring af forbrændingsrester af ovnens fyringsolie, og kun sekundært pyrolyse af jordens indhold af organisk stof.

Selvom jordens indhold af carbonatsalte er uforandret observeres en stigning i jordens pH-værdi. Jordens evne til at binde kationer (CEC) reduceres, hvilket dog antageligt skyldes, at CEC-målingerne forstyrres af det lag af sod, som omslutter jordpartiklerne.

Den generelle udvaskning af tungmetaller fra jorden falder markant som følge af behandlingen. Undtaget herfra er udvaskningen af arsen, som tredobles. Arsen adskiller sig fra øvrige tungmetaller ved overvejende at forekomme som anioner, hvis opløselighed stiger med pH-værdien. Reduktionen i tilgængeligheden af øvrige tungmetaller skal antageligvis henføres til det lag af sod, som omslutter jordpartiklerne, og som kan reducerer hastigheden af ionbytningsprocesserne ved partikeloverfladen. Længerevarende udvaskning af behandlet jord i en kolonne viser fortsat faldende udvaskning af tungmetaller, hvorfor reduktionen anses at være blivende inden for de tidshorisonter, som kan modelleres med denne type tests.

Forbruget af fyringsolie er stort ved termisk behandling. Der er i dette forsøg observeret et olieforbrug på 30 l pr. ton behandlet fyldjord og 47 l pr. ton behandlet lerjord. For hele driftsperioden på 3 mdr. er målt et olieforbrug på 53 l pr. ton jord, inklusive forbruget i forbindelse med indkøring og periodisk opstart og nedlukning. Energiforbruget pr. døgn modsvarer årsforbruget for to danske én-familieshuse.

Omkostningerne ved termisk behandling på det aktuelle anlæg ligger i størrelsesordenen 775 kr/ton. Heraf udgør energi- og vandforbruget ca. 300 kr/ton. Behandlingsomkostningerne for lerjord er ca. 80 kr højere end for sandet fyldjord. Den behandlede jord har næppe for nærværende nogen egentlig markedsværdi, som kan styrke konkurrenceevnen for termisk jordbehandling.

Blandingsforurenet jord er således ikke "rent" efter termisk behandling. Der er imidlertid observeret en markant reduktion i indhold af carcinogene PAH-forbindelser og en generel reduktion i frigivelsen af tungmetaller. Metoden anses derfor velegnet til behandling af jord forurenet med såvel tungmetaller som tjæreforbindelser i det omfang der foreligger kontrollerede anvendelsesmuligheder, f.eks. i vejanlæg o.lign., hvor arealanvendelsen ikke er følsom.

Summary and Conclusions

A facility for off-site treatment of contaminated soil by Low Temperature Thermal Desorption (LTTD) has been tested in the period January-March 2001. The test has been performed by the Danish EPA and the Environmental Protection Department of the City of Copenhagen in cooperation with the company RGS90 Jordrens.

The tests have basically been performed as 24 hrs continuous runs, where different types of soils have been treated. Prior to the test runs, the soil has been sieved through a 40 mm rotary screen in order to remove rocks and to create a homogenous batch of soil for the test.

Two soil types have been tested. Batch no. 1 is a clayish fill soil with a pronounced content of organic matter, whereas batch no. 2 is a clayish soil containing less organic matter. Batch no. 1 is regarded to be a typical representative of surplus soil from rural construction works, and is contaminated with heavy metals as well as tar and oil components. Batch no. 2 is solely contaminated with tar and oil components.

Before and after treatment of the two batches, a large number of soil samples have been taken. Soil characteristics have been measured through sieve tests and compacting testing. The analytical programme comprises general chemical soil parameters such as TOC, carbonate content, pH and CEC, as well as environmental screening for heavy metals, tar components and mineral oils. Changes in the leaching of heavy metals from the soils have been studied through batch-tests and column-test.

Economic and environmental performance of the facility has been investigated during the test runs by monitoring the consumption of oil, electricity and water, and through sampling and analysis of flue-gas and discharge water.

The cost of low temperature thermal desorption treatment has in the test runs been in the magnitude of 100 EUR pr. ton, of which fuel oil consumption has been approx. 35%. It should be noted that the oil consumption during the test has varied with up to 50%, depending on moisture and organic contaminant contents in the treated soil.

1. Indledning

Fra byområder fremkommer årligt store mængder overskudsjord fra bygge- og anlægsprojekter. Overskudsjorden er oftest forurenet i mere eller mindre grad. Store dele af overskudsjorden er forurenet med flere forureningskomponenter dvs. blandingsforureninger. Denne jordforurening er oftest opstået ved enten spild eller atmosfærisk nedfald. Forureningen af jorden fra disse arealer er derfor ofte sammensat af både olie/tjærekomponenter og tungmetaller.

Ved udvikling af rensningsmetoder er det ønskeligt, at der lægges vægt på at der skal indføres renere teknologi for at undgå affald og for at fremme genanvendelse/nyttiggørelse af slutproduktet. Forudsætningen herfor er at der på markedet er veldokumenterede og kommercielt tilgængelige rensningsteknikker til rådighed, som kan nedbringe jordens indhold af olie/tjæreprodukter, og som kan stabilisere jordens øvrige indhold af miljøfremmede stoffer, herunder i særdeleshed frigivelsen af tungmetaller.

RGS90 Jordrens har i perioden november 2000 til april 2001 haft et semi-mobilt termisk jordbehandlingsanlæg opstillet på sine arealer i København. Anlægget ejes af det franske selskab Tradeco.

Miljøkontrollen og Miljøstyrelsen har i samarbejde med RGS90 gennemført et kontrolleret fuld-skala forsøg med anlægget, hvor metodens rensningseffekt, miljøbelastning og økonomi er undersøgt.

1.1 Formål og strategi

Det bærende element i undersøgelsen af selve jordbehandlingen er registrering af udvalgte nøgleparametre før og efter jordbehandling. Undersøgelsens konklusioner er valideret ved at underkaste måleresultaterne statistiske tests.

Vurdering af de miljømæssige forhold omkring behandlingsmetoden tager metodisk afsæt i Banestyrelsens LIFE-projekt "Miljørigtig oprensning af jord og grundvand" /1/.

1.2 Læsevejledning

Omstændighederne ved de gennemførte forsøg er beskrevet i kapitel 2. Det termiske jordbehandlingsanlægs indretning og funktion er beskrevet i afsnit 2.1, den behandlede jord er beskrevet i afsnit 2.2 og en samlet oversigt over det gennemførte prøvetagnings- og analyseprogram fremgår af afsnit 2.3.

Resultater vedrørende rensningseffekt og andre forandringer af den behandlede jord er præsenteret i kapitel 3, afsnit 3.1 til 3.3. I afsnit 3.4 og 3.5 er præsenteret øvrige registreringer af massestrømme og ressourceforbrug ved behandlingen.

En miljøvurdering af den termiske jordbehandling fremgår af kapitel 4 og kapitel 5 indeholder en oversigt over de økonomiske ressourcer anvendt ved behandlingen.

Undersøgelsens konklusioner sammenfattes og diskuteres i kapitel 6.

Bilagsmaterialet omfatter beskrivelser af anlæggets indretning og drift, samt rapporter om udførte tests og analyser, som har resulteret i egentlige vurderinger eller grafisk fremstillede data . Øvrige resultater af kemiske analyser er opsummeret på tabelform i bilag 4.

2. Fuld-skala forsøg med termisk jordbehandling

2.1 Termisk jordbehandlingsanlæg

Til behandling af jord forurenet med olie og tjærestoffer er benyttet et semi-mobilt termisk jordbehandlingsanlæg, der behandler jorden ved termisk desorption. Princippet i anlægget er at jorden opvarmes til ca. 550° C i en rotérovn, hvorved de flygtige forureningskomponenter fordamper. Den dannede røggas, indeholdende de fordampede stoffer, renses efterfølgende først i røggasfiltre og efterfølgende i en efterbrænder. Røggassen vaskes i en røggasscrubber før udledning.

Anlægget er dimensioneret til at behandle 10-15 ton jord pr. time med et indgangsvandindhold på ca. 10%

I figur 2.1 er vist en principskitse af anlægget. Et detaljeret procesdiagram fremgår af den miljøtekniske beskrivelse af anlægget, som er vedlagt som bilag 2

Se her!

Figur 2.1:
Principskitse for termisk jordbehandlingsanlæg. Nummereringen henfører til prøveudtagningsstederne (se afsnit 2.3)

Forud for behandling sigtes den forurenede jord over et 40 mm sold, hvorved sten og evt. bygningsaffald frasorteres. Forurenet jord kan ved indfødning om nødvendigt blandes med recirkuleret behandlet jord for at nedbringe forureningsgraden og/eller vandindholdet. Jorden fødes derpå via en skruetransportør direkte ind i rotérovnen.

Rotérovnen opvarmes i den forreste del indirekte med røggasser fra anlæggets efterbrænder. Ved den indirekte opvarmning fordamper vand og letfordampelige stoffer fra jorden, og nogle af de letfordampelige stoffer nedbrydes.

Den bageste del af rotérovnen er direkte opvarmet af en oliebrænder. Under ovnens rotation omrøres og opvarmes den forurenede jord kortvarigt til en temperatur på ca. 550° C, hvorved tjærestoffer og andre tungere kulbrinter desorberer og fordamper. Grundet iltunderskuddet i ovnen vil der foruden fordampningen ske pyrolyse af organisk materiale.

Ved pyrolyse nedbrydes organisk materiale under iltfrie forhold til gasformige komponenter (bl.a. CO, H₂, CH₄ og andre kulbrinter), små mængder væske og et fast restprodukt (koks) indeholdende bundet kulstof og aske /2/.

Jordens temperatur kan under behandling justeres ved ændring af gennemføringshastigheden og/eller justering af rotérovnens brænder. Den optimale temperatur afhænger blandt andet af forureningens sammensætning, idet temperaturen skal overstige kogepunktet for enhver af de indeholdte, forurenende stoffer for at sikre fordampning. Ved tilstedeværelse af tungmetaller i jorden vil høje temperaturer kunne bevirke fordampning af disse, hvilket kan komplicere den efterfølgende røggasrensning.

Efter varmebehandlingen forlader jorden rotérovnen gennem en ventilanordning for at forhindre luftindtrængning. Den behandlede jord køles derpå med vand fra vådprocessen. Samtidig sker en fugtning for at begrænse støvgener, inden jorden forlader anlægget med en temperatur på ca. 80° C.

Røggasser og fordampede stoffer frigjort i rotérovnen køles via et rørsystem til under 200° C og ledes derpå gennem et posefilter, hvor støv filtreres fra og recirkuleres til rotérovnen. For at begrænse dioxindannelse i røggassen er der stillet krav om, at røggastemperaturen inden posefiltret skal være under 200° C /3/. Efter passage af posefiltret opvarmes røggasser og fordampede stoffer i en varmeveksler og afbrændes i en oliefyret efterbrænder ved 850-1100° C.

Ved forbrænding er der i efterforbrændingszonen, hvor temperaturen er relativ lav, risiko for dioxindannelse ved såkaldt de novo syntese. De novo syntese af dioxiner sker overvejende i forbindelse med oxidativ nedbrydning af chlorholdige organiske strukturer /4/. For at forhindre de novo syntese af furaner og dioxiner stilles krav om, at efterbrændertemperaturen holdes over 1050° C, med mindre det er dokumenteret, at den indfødede jord ikke indeholder dioxin eller stoffer, der kan ligge til grund for dioxindannelse. I tilfælde heraf holdes temperaturen på minimum 850° C /3/ Dannelse af furaner og dioxiner søges desuden forhindret ved at filtrere rotérovnens røggasser før indføring i efterbrænderen, idet furaner og dioxiner dannes på blandt andet sodpartikler /4/. Tillige bratkøles røggasserne fra efterbrænderen.

Efterbrænderens afgas varmeveksles med indgangsgassen og anvendes herefter til opvarmning i rotérovnens forreste del. Inden udledning passerer røggasserne scrubber 1, hvor sure komponenter som HCl, HF og SO₂-forbindelser udskilles under tilsætning af NaOH i vandig opløsning. Vandet genanvendes til køling og fugtning af den behandlede jord.

I forbindelse med køling af den behandlede jord frigives vanddamp. Da der kan være rester af forureningskomponenter heri, passerer dampen scrubber 2 inden udledning. Vandet fra scrubber 2 recirkuleres til scrubberen efter passage af sandfilter. Eventuelt overskudsvand som følge af kondensering i scrubberen, opsamles og bortskaffes som spildevand.

2.2 Behandlede jordtyper

Der er i de to forsøgskørsler behandlet to forskellige jordtyper forurenet med blandingsforurening. Jorden er udvalgt blandt de jordpartier som over en periode er indvejet til jordrensning hos RGS 90 Jordrens. Den ene jordtype, benævnt batch 1, er en typisk fyldjord fra byområder mens den anden, benævnt batch 2, er en lerjord fra intakte jordlag med et lavt indhold af organisk stof.

Kornstørrelsesfordelingen i de to jordtyper er opsummeret i tabel 2.1. Det fremgår, at batch 2 har et højere indhold af ler og et lavere indhold af sand end batch 1. Batch 2 vil ved geoteknisk prøvebeskrivelse karakteriseres som en sandet moræneler. Kornkurver for de to jordtyper er vedlagt i bilag 5.

Tabel 2.1:
Kornstørrelsesfordeling af den ubehandlede jord

For begge jorde er en række jordbundsparametre blevet bestemt. Resultatet er opsummeret i tabel 2.2.

Tabel 2.2:
Jordbundsanalyser af den ubehandlede jord

Indholdet af organisk kulstof i batch 1 er noget højere end i batch 2, svarende til fyldjordens indhold af plantefragmenter og humusstoffer. Fraset et let forhøjet indhold af carbonat ses der herudover ikke markante forskelle i de to jordtypers karakteristika.

Kationsbytningskapaciteten (CEC) er et udtryk for, hvor mange kationer jorden er i stand til at binde på partikeloverfladen. CEC afhænger af indholdet af organisk kulstof i jorden og til dels fraktionen af ler /16/.

Jorden i de to batches er forurenet både med olie- og tjærekomponenter. I tabel 2.3 kan ses niveauet for forureningerne. Her er angivet medianværdier for alle komponenter.

Tabel 2.3:
Koncentrationsmedianer for oliestoffer og tjærekomponenter

Note: Koncentrationer i mg/kg TS

Batch 1 er kraftigst forurenet både med hensyn til olie- og tjærekomponenter. Begge batches klassificeres som klasse 4-jord med hensyn til oliekomponenter i henhold til de sjællandske amters vejledning i håndtering af forurenet jord /6/.

Jorden i batch 1 er foruden olie og tjære også forurenet med tungmetaller, koncentrationsniveauet for disse er angivet som medianværdier i tabel 2.4. Jorden i batch 2 er ikke tungmetalforurenet /7/, koncentrationer målt i batch 2 er ligeledes angivet i tabel 2.4.

Tabel 2.4:
Koncentrationsmedianer for tungmetaller

Note: Koncentrationer i mg/kg TS

Til sammenligning er i tabel 2.4 angivet kriterierne for Klasse 1-jord på Sjælland og Lolland/Falster /6/. Disse ses for batch 1 at være overskredet for tungmetallerne: Bly, cadmium, kviksølv og zink. Med anvendelse af disse kriterier, er jorden i batch 1 en klasse 3-jord mht. til tungmetaller /6/.

Batch 1 er altså en blandingsforurening med olie- og tjærekomponenter i klasse 4 og tungmetaller i klasse 3 i henhold til Sjællandsvejledningen. Batch 2 er hovedsageligt forurenet med oliekomponenter, og klassificeres herudfra som klasse 4 i henhold til Sjællandsvejledningen.

2.3 Undersøgelsesprogram

Undersøgelsesprogrammet er generelt tilrettelagt med henblik på at dokumentere forandringer i jordens forureningsgrad, tungmetalbinding og geotekniske egenskaber i forbindelse med den termiske behandling. Disse forandringer dokumenteres ved analyse af et antal prøver, som er tilstrækkeligt stort til at opnå statistisk signifikans i undersøgelsens konklusioner.

Undersøgelserne er udført i to omgange. De første undersøgelser fandt sted i februar/marts 2001 og supplerende undersøgelser er udført i oktober/november 2001.

Til brug for en miljøvurdering af rensningsteknikken er tillige registreret forbrug af el, olie, vand mv. under forløbet af de to døgn, hvor de to batches er behandlet. Endvidere er der i forbindelse med behandlingen analyseret prøver af spildevand og røggas fra anlægget.

Prøver er udtaget forskellige steder i anlægget. Prøveudtagningsstederne er markeret og nummeret på principskitsen i figur 2.1.

Tabel 2.5:
Oversigt over prøveudtagningsssteder

2.3.1 Undersøgelseprogram: Batch 1, fyldjord

Undersøgelser af forandringer i tungmetalindhold og –frigivelse er koncentreret omkring batch 1, som jf. forrige afsnit, fremstår som en blandingsforurenet fyldjord. Analyse af prøver udtaget i forbindelse med termisk behandling af batch 1 fremgår af tabel 2.6.

Tabel 2.6:
Oversigt over analyseprogram, batch 1, fyldjord

I forbindelse med behandlingen af batch 1 er der tillige udført emissionskontrol af anlæggets luftafkast. Kontrollen omfatter tungmetallerne Pb, Cd og Hg samt gasserne CO, CO₂, NOx, SO₂ og HCl. Emissionskontrol omfatter også dioxin-analyse af røggasprøve.

Anlæggets forbrug af el, vand og fyringsolie er registreret i forbindelse med behandlingen af batch 1.

Af fire jordprøver udtaget hhv. før og efter behandling af jorden er fremstillet tyndslib til mikroskopiering. Tyndslibene er fremstillet med henblik på at fremkomme med en kvalitativ beskrivelse af eventuelle forandringer af jordens mikrostruktur ved den termiske behandling.

2.3.2 Undersøgelseprogram: Batch 2, lerjord

Forsøg med termisk behandling af lerjord fra intakte jordlag (batch 2) er udført med henblik på at dokumentere anlæggets ydeevne overfor en jordart, som forventeligt frembyder større problemer, både hvad angår den mekaniske håndtering af jorden og hvad angår rensningseffekt.

Undersøgelsesprogrammet som er gennemført i forbindelse med denne forsøgskørsel, omfatter derfor alene prøveudtagning med henblik på analyse for indhold af olieprodukter, tjærestoffer og chromatografering af færdigvare, som angivet i tabel 2.6. Udover dette er batch 2 analyseret for tungmetalindhold, for at følge processens påvirkning på indhold af disse.

Herudover er forbruget af el, fyringsolie og vand registreret som under behandlingen af batch 1.

2.3.3 Resultatbearbejdning

Undersøgelsens konklusioner understøttes af statistisk analyse af de fremkomne resultater. For hver enkelt af de målte parametre undersøges det, hvorvidt en observeret ændring som følge af den termiske behandling kan antages at være signifikant, eller hvorvidt den kan tilskrives tilfældige variationer i prøvematerialet.

Den statistiske fordeling af de enkelte sæt af målinger fastlægges på grundlag af optegning af histogrammer, beregning af middelværdi, spredning og medianværdier samt generel vurdering af variablens fysisk-kemiske afhængighed og størrelsesforhold.

Herefter foretages statistiske tests, hvor samhørende sæt af værdier målt hhv. før og efter termisk behandling sammenlignes. Testen resulterer i en sandsynlighed (p-værdi) som udtrykker risikoen for fejlagtigt at konkludere, at to sæt af data tilhører samme fordeling; dvs. risikoen for fejlagtigt at konkludere, at den pågældende måleparameter ikke påvirkes af den termiske behandling.

Statistisk resultatbearbejdning og detaljeret metodebeskrivelse fremgår af bilag 2.

3. Undersøgelsesresultater

3.1 Ressourceforbrug ved behandlingen

Forbruget af energi, vand og hjælpestoffer ved den termiske behandling er opgjort i tabel 3.1. Opgørelsen hviler på data for hele anlæggets driftsperiode og på data registreret i forbindelse med de to forsøgskørsler udført i forbindelse med denne undersøgelse.

Tabel 3.1:
Forbrug af energi, vand og hjælpestoffer

Note: -: Ikke oplyst

Af opgørelsen fremgår at der i hele driftsperioden har været en lav produktivitet, hvilket resulterer i et forholdsvist stort energiforbrug pr. produceret ton. Afvigelsen skyldes formentlig at energiforbruget ved opstart og nedlukning af anlægget i forbindelse med service o.lign. er indregnet i opgørelsen for hele driftsperioden. Der har ikke været start og stop ved udførelsen af forsøgskørslerne.

I perioden 12-13. februar 2001 var forsøgskørslen uproblematisk mens kørslen i perioden 14-15. februar 2001 var mere problemfyldt. Problemerne bestod først og fremmest i at få den mere klæbrige lerjord til at flyde fra fødekasse til den snegl, som transporterer jorden ind i rotérovnen. Problemerne blev imødegået ved at recirkulere behandlet jord til fødekassen, hvorved jordens flydeevne forbedres.

Det bemærkes, at olieforbruget ved behandling af batch 2 er ca. 50% større end ved behandling af batch 1. Merforbruget er overvejende sket i anlæggets efterbrænder, hvor batch 2’s lavere indhold af organiske forureninger ikke yder samme bidrag til brændværdien som ved forbrænding af gaserne udviklet ved behandling af batch 1.

3.2 Rensning for olie og tjærestoffer

Indholdet af olie- og tjærekomponenter er blevet kraftigt reduceret under den termiske behandling. I tabel 3.2 og tabel 3.3 ses mediankoncentrationer før og efter behandling. Rensningsgraden angivet i procent, beregnet ud fra mediankoncentrationerne. Samtlige analyseresultater er opsummeret i bilag 4a og 4b.

Tabel 3.2:
Batch 1: Reduktion i olie/tjærekomponenter

Note: Koncentrationer i mg/kg/TS

Tabel 3.3:
Batch 2: Reduktion i olie/tjærekomponenter

Note: Koncentrationer i mg/kg TS

Det ses, at batch 2 ikke indeholder målelige koncentrationer af oliekomponenter efter behandlingen, mens batch 1 har et lavt indhold af C₁₀-C₂₅ kulbrinter. Denne koncentration er under Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterier /8/. Batch 2 indeholder kun målelige koncentrationer af tjærekomponenten fluoranthen, mens batch 1 indeholder målelige koncentrationer af næsten samtlige tjærekomponenter. Koncentrationerne af benz(a)pyren og summen af de 7 målte PAH’er er dog under Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterier på henholdsvis 0,1 og 1,5 mg/kg TS /8/.

3.3 Behandlingens Generelle effekt på jorden

Ved en umiddelbar visuel vurdering af den termisk behandlede jord bemærkes to forhold; for det første sker en markant ændring af jordens farve, som efter behandling fremtræder helt sort. For det andet observeres en tilsyneladende stigning i kornstørrelsen, idet den behandlede jord ved visuel vurdering synes grynet eller groft sandet.

Mikroskopiering af tyndslib fremstillet af prøver udtaget før og efter termisk behandling af jorden er gengivet i figur 3.1. På billedet til venstre ses den tjæreforurenede jord før behandling. Tjæren er indlejret i jordmatricen som sorte "dråber" ved overfladen af de større silt- og sandpartikler. På billedet til højre ses jorden efter termisk rensning. Alle jordpartikler ses nu helt omsluttet af sod, som også visse steder ses at være trængt helt ind i mineralernes gitterstruktur. Der ses derimod ingen tegn på forandring af selve lermineralernes struktur og ingen tegn på dannelse af større amorfe aggregater.

Figur 3.1:
Mikroskopiering af tyndslib

Den konstaterede tilsodning af den behandlede jord er søgt karakteriseret ved full scan GC-MS analyse af prøver fra både batch 1 og batch 2. Til sammenligning er en dieselsod standard analyseret parallelt med prøverne. Chromatogrammer fra disse analyser er gengivet i bilag 10.

GC MS-analyserne viser, at jordprøver fra begge batches indeholder PAH’er efter behandlingen. Benz(a)pyren findes i begge batches i en koncentration på ca. 0,050 mg/kg TS, dette svarer til ren jord i klasse 1 i henhold til Sjællandsvejledningen /6/. Generelt har jorden fra batch 1 et højre indhold af de 3 til 4 ringede PAH’er der er blevet bestemt i analysen. På chromatogrammet for sod-standarden ses en pukkel af mange toppe i intervallet fra 14-22 minutter, en lignende pukkel er at finde på chromatogrammet for batch 1 prøven. For batch 2 ses i dette interval en del markante toppe, dog er intensiteten ikke så høj at de fremkommer som en pukkel. Det kunne tyde på, at der i de to jordprøver findes stoffer lignende de, der findes i dieselsod.

Gustafsson & Gschwend /18/ beskriver, at man ud fra forholdet mellem methylphenanthren og phenanthren samt mellem methylpyren og pyren kan afgøre om oprindelsen af PAH i jord/sediment er petrogen eller pyrogen. I tabel 3.4 er disse forhold beregnet for såvel de behandlede jordpartier som for den undersøgte dieselsod standard.

Tabel 3.4:
Beregning af forhold mellem methylerede og umethylerede PAH’er

De PAH’er der er indeholdt i de to jorde efter behandling ses ud fra denne beregning at være af pyrogen afstamning. Pyrogene PAH’er findes i forbrændingsprodukter og stenkulstjære, mens petrogene PAH’er findes i mineralolier /19/. De PAH’er der er tilbage i jorden er da enten rester af tjære der var i jorden inden behandling eller måske mere sandsynligt er de dannet ved pyrogene processer under behandlingen af jorden.

I det undersøgte anlæg anvendes fyringsolie som brændselskilde i rotérovnen, og den observerede soddannelse anses derfor at skyldes ufuldstændig forbrænding heraf. Denne konklusion understøttes af det forhold, at der ved forsøgskørsler udført af RGS90 på et gasfyret anlæg opstillet i udlandet, ikke visuelt observeres samme tilsodning af den behandlede jord.

Generelt anses PAH’er for at være cancerogene. Dog er det sådan at PAH’er med kun tre ringe ikke er påvist at være cancerogene, mens PAH’er der er opbygget med benz(a)antracen som grundstruktur er cancerogene /20/. Dette drejer sig om f.eks om PAH’er som benz(a)pyren. Både benz(a)antracen og benz(a)pyren er ved GC-MS analyserne påvist i jorden efter behandling.

Som det fremgår af resultaterne af de udførte GC-MS analyser (bilag 10), er indholdet af disse kritiske PAH-forbindelser fortsat meget lavt i den behandlede jord, den omtalte soddannelse til trods.

Undersøgelse af ændringer i kornstørrelsesfordelingen i batch 1 understøtter den visuelle vurdering af et mere grovkornet materiale. Kornstørrelsesfordeling før og efter termisk behandling af batch 1 er opsummeret i tabel 3.5. Jordens indhold af lerpartikler er tilsyneladende reduceret signifikant som følge af termisk behandling. Da der ved mikroskopiering af tyndslib ikke er truffet tegn på egentlige forandringer i mineralstrukturen, kan den observerede stigning i jordens kornstørrelse eventuelt tilskrives det forhold, at lermineralerne er blevet omsluttet af sod. Denne belægning af partiklerne kan have påvirket resultaterne af kornkurvemålingerne, idet disse målinger for de mindste fraktioner foretages ved vandig opslemning af jorden, hvorefter jordpartiklernes sedimentationshastighed måles som udtryk for kornstørrelsesfordelingen. Det må forventes, at partikler dækket af sodkomponenter med lav polaritet vil flokkulere i vandig opslemning, hvorved den målte kornstørrelsesfordeling forskydes mod større partikler.

Tabel 3.5:
Kornstørrelse før og efter termisk behandling

Jordens geotekniske karakteristika er undersøgt ved udførelse af et antal komprimeringsforsøg på prøver udtaget før og efter termisk behandling. Eksempler på typiske resultater er illustreret i figur 3.2.

Figur 3.2:
Komprimeringsforsøg

Jordens grundlæggende geotekniske egenskaber forandres mærkbart som følge af den termiske behandling. Den behandlede jord kan komprimeres til en højere rumvægt, men jordens vandindhold er blevet mere kritisk, idet kurveforløbet er blevet stejlere, således at jordens rumvægt reduceres hurtigere, når vandindholdet bevæges bort fra det optimale. De geotekniske analyser er gengivet i fuldt omfang i bilag 5.

Jordbundskemiske forandringer som følge af termisk behandling er undersøgt ved analyse af prøver af batch 1, udtaget hhv. før og efter behandling. Resultaterne er illustreret i figur 3.3.

Se her!

Figur 3.3:
Jordbundskemiske forandringer

Reduktion i indhold af totalt organisk kulstof kan dels tilskrives afdampning af tjærestoffer (ca. 30% af reduktionen) og dels pyrolyse af organiske humusstoffer. En signifikant stigning i jordens pH-værdi synes ikke at være relateret direkte til jordens carbonatindhold, som er uforandret efter behandling. Faldet i kationbytningskapacitet (CEC) er markant og kan givetvis relateres til den observerede forøgelse af kornstørrelsen og reduktion i jordens indhold af organisk stof. Hastigheden af ionbytningsprocesserne ved partiklernes overflade må samtidigt forventes at være reduceret som følge af den observerede sodsværtning af jordmatricen.

3.4 Effekt på tilgængelighed af tungmetaller

Udvaskning af tungmetaller fra fyldjorden, batch 1, er undersøgt før og efter termisk behandling af jorden. Udvaskningen er bestemt ved batch-udvaskningstest, som angivet i bilag 4. Resultaterne er illustreret i søjlediagrammet, figur 3.4.

Udvaskningstest viser en forøgelse af arsen-udvaskning fra jorden som følge af den termiske behandling. Arsen adskiller sig fra de øvrige tungmetaller ved overvejende at optræde som anioner, hvis mobilitet øges med stigende pH /9/. Derimod ses udvaskningen af alle øvrige tungmetaller at være reduceret signifikant.

Den observerede reduktion i tungmetaludvaskningen kan delvist tilskrives pH-stigningen i jorden, men kan også ses i sammenhæng med de øvrige forandringer, jorden undergår ved termisk behandling. Tilgængeligheden af de metaller, som er sorberet til partikeloverfladen i jordmatricen, kan være nedsat som følge af den gennemgribende sodsværtning. Hertil kommer en måleteknisk usikkerhed ved undersøgelsen, idet eluatprøverne fra udvaskningsforsøgene vil indeholde en del kolloidt materiale, hvori tungmetaller vil være bundet. Det er muligt, at den termiske behandling medfører sammenkitning af kolloider, som således ikke længere vil udvaskes til det eluat, som undersøges for indhold af tungmetaller.

Figur 3.4:
Batch 1: udvaskning af tungmetaller ved batchforsøg

For at kunne vurdere den observerede generelle reduktion af udvaskningen af tungmetaller nærmere, er der udført et kolonneudvaskningsforsøg på en jordprøve fra batch 1, som er udtaget efter termisk behandling. Den undersøgte prøve (B1-2-26) er karakteriseret ved et relativt højt indhold af tungmetaller blandt de prøver, som under forsøget er udtaget af den behandlede jord. Prøvens indhold af tungmetaller og dens frigivelse af tungmetaller ved batchudvaskningsforsøg fremgår af oversigten over analysedata, bilag 4. Kolonneudvaskningsforsøget er ført frem til et væske/faststof-forhold på 10 l eluat pr. kg jordprøve. L/S 10 svarer til, at kolonneudvaskningsforsøget modellerer stoffrigivelsen fra jorden over en periode på ca. 180 år, såfremt jorden udlægges i en fyldlagstykkelse på 1 m og udvaskes af en nedbør på 100 mm/år. Kolonneudvaskningsforsøgets udførelse og resultater er beskrevet i detaljer i bilag 11.

Under kolonneforsøget er udtaget i alt 7 eluatprøver. Udvikling i pH og ledningsevne under forsøget fremgår af figur 3.5.

Figur 3.5:
Batch 1: pH og ledningsevne i eluat fra kolonneforsøg

Under udvaskningstesten ses en indledende stigning i pH-værdien, som efterfølgende gradvist atter stabiliseres. Det indledende fald i ledningsevne afspejler udvaskning af chlorid, som under behandlingen er tilsat jorden. Der blev ved bestemmelsen af pH i batch 1 efter behandling målt en værdi omkring 9,1 i jorden. Til sammenligning bemærkes det, at der ved det efterfølgende kolonneforsøg blev målt en pH-værdi i området omkring 7,5 i eluatet. Den konstaterede stigning i jordens pH-værdi som følge af den termiske behandling ses således ikke at give anledning til en tilsvarende høj pH-værdi i eluatet fra kolonneforsøget.

Udvaskning af udvalgte tungmetaller under kolonneforsøget er præsenteret i figur 3.6 og 3.7.

Figur 3.6:
Batch 1: udvaskning af tungmetaller ved kolonneforsøg - I

Mens udvaskningen af cadmium, nikkel og bly relativt hurtigt falder, ses en vedvarende frigivelse af arsen fra jorden. Under kolonneudvaskningsforøget er faktisk konstateret en svagt stigende arsenkoncentrationen i eluatet (se bilag 11).

Figur 3.7:
Batch 1: udvaskning af tungmetaller ved kolonneforsøg - II

Tilsvarende resultaterne præsenteret i figur 3.6, ses i figur 3.7 et relativt hurtigt fald i udvaskningen af kobber, mangan og zink (faldende eluatkoncentrationer), mens udvaskningen af barium fra jorden er stabil og og eluatkoncentrationerne svagt stigende. Forøget udvaskning af barium under kolonneforsøget kan eventuelt tilskrives ionbytning med calcium, som tilsættes med elueringsvæsken i form af CaCl₂.

Kolonneudvaskningsforsøget bekræfter således det billede, som aftegnes af de indledende batchudvaskningsforsøg, som er udført på prøver af den termisk behandlede jord. Der er observeret et umiddelbart fald i udvaskningen af tungemetaller som f.eks. bly, zink og kobber, og denne effekt synes at være vedvarende over den tidsperiode, som simuleres ved kolonneudvaskningsforsøget.

Omvendt øges tilgængeligheden af arsen, en effekt som faktisk forøges i løbet af den tidsperiode, som kolonneforsøget simulerer. Da arsen således reagerer markant anderledes på behandlingen, er i tabel 3.6 fremdraget en række nøgletal, som sammenholdes med arsenkoncentrationer i hhv. jord og eluater, observeret hhv. før og efter termisk behandling.

Tabel 3.6:
Oversigt over observerede arsen-koncentrationer

Effekten af den termiske behandling illustreres af tallene i tabel 3.6: Jorden i batch 1 er som udgangspunkt ikke karakteriseret som arsen-forurenet, idet jordkoncentrationen overholder gældende kvalitetskriterier. Efter termisk behandling ses en stigende udvaskningen af arsen, som bringer eluatkoncentrationer for såvel batchudvaskning som kolonneforsøg op i nærheden af de koncentrationer, som observeres i perkolat fra f.eks. slaggedeponering /9/.

3.5 Massestrømsanalyse

I forbindelse med undersøgelsen er der målt for en række stoffer i de forskellige strømme ind og ud af anlægget. Stederne i anlægget, hvor der sker massetransport ud eller ind i anlægget, er markeret på figur 2.1. På figuren er endvidere markeret to steder (punkt 3 og 4), som er benyttet til massestrømsanalyse internt i anlægget.

Massestrømmen af de 4 stoffer i de 7 markerede punkter er angivet i tabel 3.7 herunder.

Tabel 3.7:
Massestrømsanalyse

Det ses af tabellen, at der er god overensstemmelse mellem input og output af stofferne kviksølv, natrium og zink, mens der er ikke er balance for bly.

Kviksølv overføres i anlægget næsten fuldstændigt fra jordfasen til gasfasen. Det vurderes, at der er forholdsvis stor fejlmargin ved den opstillede massestrømsbalance for kviksølv, fordi overførslen bl.a. vil være meget afhængig af den aktuelle temperatur i anlægget, og fordi indholdet i røggassen er bestemt ved få målinger.

Natriumindholdet i jorden fordobles gennem anlægget, fordi der tilsættes natriumhydroxid til scrubbervandet for at neutralisere sure komponenter i røggassen.

Zink ændres som ventet ikke gennem anlægget.

Indholdet af bly i jorden fordobles gennem anlægget. Stigningen i blykoncentrationen er markant og statistisk signifikant. En mulig årsag kan være adsorption af bly eller blyholdige partikler til anlæggets konstruktionsmaterialer, som efterfølgende frigiver bly i perioder, hvor der behandles jord med et lavere indhold af bly. Denne mulige forklaring modsiges imidlertid af det forhold, at der i perioden op til testkørslen blev behandlet jord med et lavt indhold af tungmetaller.

3.5.1 Bly

Som følge af den stigning der blev set i blykoncentrationen under behandlingen i anlægget er det valgt at se nærmere på analyserne af bly i de to batches før og efter behandlingen. Mediankoncentrationer for bly er angivet i tabel 3.8.

Tabel 3.8:
Koncentrationsmedianer for bly før og efter behandling

Koncentrationen i batch 1 er steget fra 300 mg/kg TS til 555 mg/kg TS, en stigning på 255 mg/kg TS hvilket svarer til 85 % af den oprindelige koncentration. Koncentrationen i batch 2 er steget fra 26 mg/kg TS til 47 mg/kg TS, en stigning på 21 mg/kg TS svarende til 81 %. Den procentvise stigning ses at være ca. den samme.

I fald koncentrationsforøgelsen skulle henføres til bly-afsmitning i anlægget eller bly-tilførsel fra f.eks. det anvendte brændsel, skulle mængdeforøgelsen være af samme størrelsesorden, hvilket ikke er tilfældet.

Det må derfor konkluderes, at den observerede stigning i jordens blykoncentration som følge af termisk behandling nærmere skal tilskrives et analyseteknisk problem. Forholdet er diskuteret indgående i en ekstern resultatvurdering, vedlagt som bilag 12.

4. Miljøvurdering af termisk jordbehandling

4.1 Miljøpåvirkninger ved jordbehandlingen

4.1.1 Beskrivelse af metode

Jordbehandling medfører en række miljøpåvirkninger som enten kan karakteri-seres som miljøbelastninger eller miljøgevinster.

Miljøbelastningerne ved den termiske behandling fremkommer i forbindelse med forbrug af energiressourcer til opvarmning og håndtering af jorden, og forbrug af en række hjælpestoffer såsom vand og natriumhydroxid. Jordbehandlingen giver derudover anledning til emission af stoffer til luften, i spildevand og med den behandlede jord.

Formålet med jordbehandlingen er at rense jorden for indhold af oliekomponenter med særlig fokus på indholdet af tung olie og tjære, som udgør en fraktion, som er svær at fjerne ved andre jordbehandlingsmetoder. Oprensningen af forureningen i jorden medfører miljøgevinster idet den rensede jord udgør en mindre risiko og har større anvendelse end den ubehandlede jord.

Ressourceforbruget og emissionerne i forbindelse med jordbehandlingen er i det følgende vurderet for at give et indtryk af miljøbelastningerne ved metoden. Miljøbelastningerne er holdt op mod miljøgevinsterne ved jordbehandlingen for på denne måde at give et indtryk af, hvor meget der vindes ved jordbehandlingen.

Som udgangspunkt for sammenligningen er Banestyrelsens LIFE-model /1/ valgt. LIFE-modellen er opbygget så der kan udføres miljøvurdering på forskellige niveauer svarende til datakendskabet i de forskellige faser i et afværgeprojekt. Modellen kan håndtere afværgeprojekter baseret både på in situ-oprensning og på afgravning med on site- eller ex-site-oprensning.

Det er i nærværende rapport valgt at foretage både en overordnet miljøopgørelse og en detaljeret miljøopgørelse.

Den overordnede opgørelse er tænkt benyttet til indledende miljøvurderinger, hvor datamaterialet og overblikket over materialeforbrug og emissioner er begrænset. Fordelen ved denne opgørelse er, at den opgives i faktiske mængder, som det er nemt at forholde sig til.

Banestyrelsens LIFE-model /1/ er baseret på UMIP-modellen /11/ til livscyklusvurdering af produkter men er tilpasset miljøvurdering af afværgeprojekter overfor jord- og grundvandsforureninger. UMIP-modellen vurderes generelt at være grundig og gennemprøvet. Tilpasningen af livscyklusvurderingen fra at kunne anvendes på produkter til at kunne anvendes på afværgeprojekter vurderes ikke at have ændret væsentligt på modellens grundighed. Generelt vurderes opgørelsen af miljøbelastninger i LIFE-modellen derfor at være både grundig og dækkende for de vigtigste processer i afværgeprojektets livscyklus.

Perspektiverne omkring miljøgevinster er udviklet i forbindelse med LIFE-projektet og har således ikke været igennem den samme validering, som opgørelsen af miljøbelastninger har været i forbindelse med UMIP-modellen. Det skal dertil bemærkes, at opgørelsen og værditildelingen af miljøgevinsterne er en vanskelig proces, hvilket blandt andet bunder i, at miljøgevinsterne i mindre grad er kvantificerbare.

Opgørelsen af miljøgevinster i LIFE-modellen i den detaljerede miljøopgørelse er baseret på en "omvendt udledningsbetragtning", forstået således, at gevinsten i forbindelse med oprensning af en forurening opgøres tilsvarende udledning af den samme forurening, men med modsat fortegn. Opgørelsen baseres således på kvantificerbare størrelser, mens ikke-kvantificerbare forhold som f.eks. den psykiske og sociale påvirkning af ejer og naboer til en forurenet grund ikke inkluderes. Modellen inkluderer endvidere ikke på nuværende tidspunkt muligheden for hensyntagen til, om forureningen f.eks. findes i områder med særlige drikkevandsinteresser. En afgørende fordel ved LIFE-modellen er dog, at det er muligt at foretage en konsekvent vurdering af miljøgevinster. Det vurderes, at opgørelsen af miljøgevinster i LIFE-modellen er et godt kompromis som giver en tilstrækkeligt god og dækkende vurdering af miljøgevinsterne i forbindelse med afværgeprojekter og jordrensningsteknologier.

Èn af ulemperne ved LIFE-modellen er, at den som standard kun indeholder beskrivelser af et begrænset antal afværgemetoder, således at brugeren selv skal indlægge data, såfremt andre afværgemetoder skal vurderes. Da det kan være krævende at indhente repræsentative data og efterfølgende indlægge dataene i modellen, vil miljøvurdering af alternative afværgemetoder (som termisk desorption) være mere krævende at miljøvurdere og resultaterne kan blive behæftet med relativ stor usikkerhed.

4.2 Overordnet opgørelse af miljøpåvirkninger

Tabel 4.1:
Ressourceforbrug i forbindelse med termisk jordbehandling

Den overordnede opgørelse af miljøbelastningerne ved den termiske jordbehandling er angivet i tabel 4.2.

Det er valgt at foretage miljøvurderingen ud fra en antagelse om, at anlægget er fast placeret i Danmark og har en lang levetid, således at miljøbelastninger i forbindelse med etablering og demontering er uden betydning. Transport af forurenet jord til anlægget og transport af behandlet jord fra anlægget er ligeledes holdt ude af miljøvurderingen. Da anlægget primært består af stål, som i høj grad vil kunne genanvendes ved enden af anlæggets levetid, vurderes miljøbelastninger i forbindelse med konstruktion af anlægget ligeledes at være ubetydelige i den samlede miljøvurdering. Miljøvurdering omhandler derfor udelukkende driftsperioden.

Tabel 4.2:
Overordnet opgørelse af miljøbelastninger ved termisk jordbehandling

Døgnforbruget af olie til drift af anlægget svarer nogenlunde til det årlige olieforbrug for 4 danske én-familiehuse (baseret på 2.000 kg/år/hus /12/).

El-forbruget på anlægget pr. døgn svarer knap til det årlige elforbrug for 2 danske én-familiehuse (baseret på 4.500 kWh/år/hus /12/).

Vandforbruget på anlægget pr. døgn svarer nogenlunde til det årlige vandforbrug for 2 danskere (baseret på 50 m³/år/person /13/).

Den overordnede opgørelse af miljøgevinsterne ved den termiske jordbehandling er angivet i tabel 4.3.

Tabel 4.3:
Overordnet opgørelse af miljøgevinster

Miljøgevinsterne ved jordbehandlingen er reduceret humantoksisk effekt i jorden og reduceret risiko for udvaskning af farlige stoffer til grundvand og recipienter med deraf følgende reduceret human- og økotoksiske effekter i disse medier.

4.3 Detaljeret opgørelse af miljøpåvirkninger

Der er foretaget en detaljeret miljøopgørelse ved hjælp af EDB-programmet til LIFE-modellen. Det skal bemærkes, at resultaterne opnået med modellen altid vil være behæftet med betydelig usikkerhed, fordi de benyttede baggrundsdata og beregningsformler sjældent er specifikke for det udstyr, der i dette tilfælde benyttes ved jordbehandlingen.

4.3.1 Normaliserede miljøbelastninger

De normaliserede miljøbelastninger i forbindelse med drift er opgjort i figur 4.1 og 4.2. Miljøbelastningerne er normaliseret på baggrund af enten 1 danskers årlige miljøbelastning i 1995 eller 1 verdensborgers årlige miljøbelastning i 1990.

Se her!

Figur 4.1:
Normaliserede miljøeffekter

Miljøbelastningerne er opgivet for behandling af 1.000 ton jord.

Det ses af figur 4.1 og 4.2, at miljøbelastningerne ved behandling af 1000 ton jord kan henføres til et stort forbrug af olie. Endvidere er der et stort forbrug af elektricitet. Dette energiforbrug bidrager i høj grad til drivhuseffekt, syreregn, fotokemisk ozondannelse, næringsstofbelastning samt tæring på oliereserverne. Endvidere bidrager forbruget til toksiske effekter overfor mennesker og miljøet.

Se her!

Figur 4.2:
Normaliseret ressourceforbrug

Det ses af figur 4.1, at de fleste af de nævnte bidrag overstiger 1 personækvivalent. Hver personækvivalent angiver den gennemsnitlige verdensborgers forbrug i 1990/95. Således angiver en miljøbelastning på 17 PE drivhuseffekt, at der ved behandlingen af 1.000 ton jord bidrages med, hvad der svarer til 17 personers årlige bidrag til drivhuseffekt. Et ressourceforbrug på 67 PE ved jordbehandlingen angiver, at der ved behandlingen af 1.000 ton jord forbruges, hvad der svarer til 67 gennemsnitsverdensborgeres årlige forbrug af olie.

4.3.2 Vægtede miljøbelastninger

De vægtede miljøbelastninger i forbindelse med drift er opgjort i figur 4.3 og 4.4. De normaliserede miljøeffekter er vægtet på baggrund af gældende lovgivning i 2000, mens de normaliserede ressourceforbrug er vægtet på baggrund af de i 1990 opgjorte forsyningshorisonter for de vurderede ressourcer.

Se her!

Figur 4.3:
Vægtede miljøeffekter

Det ses af figur 4.3, at de fleste af de nævnte bidrag overstiger 1 vægtet personækvivalent. Hver vægtede personækvivalent angiver, at der ved jordbehandlingen forbruges 1 verdensborgers rettigheder til pågældende miljøbelastning. Således angiver en miljøbelastning på 22 PEM drivhuseffekt, at der ved behandlingen af 1.000 ton jord forbruges 22 personers rettigheder til at foretage sig handlinger, som bidrager til drivhuseffekt. Et ressourceforbrug på 1,6 PR olie ved jordbehandlingen angiver, at 1,6 verdensborgere og deres efterkommeres ret til forbrug af olie er opbrugt.

Se her!

Figur 4.4:
Vægtet ressourceforbrug

4.4 Sammenligning med alternative jordbehandlingsmetoder

4.4.1 Biologisk jordbehandling

Biologisk jordbehandling foretages flere steder i Danmark. Det er derfor nærliggende at sammenligne miljøpåvirkningerne og renseeffekten ved denne metode med den termiske jordbehandling.

Biologisk rensning vurderes dog ikke at være ideel til behandling af jord med højt indhold af tunge olie- og tjærekomponenter, idet disse stoffer nedbrydes meget langsomt. Blandt andet er den observerede halveringstid ved en række feltforsøg med biologisk nedbrydning af PAH-forbindelser med 4 eller flere ringe i overfladejord angivet til mere end 200 dage /14, 15/. Oprensningstiden må derfor påregnes at vare over en længere årrække Den tidsmæssige faktor (kombineret med omkostninger til pladskrævende opbevaring) vurderes derfor at være en betydelig barriere mod at benytte biologisk rensning til jord med højt indhold af tunge olie- og tjærekomponenter.

Som følge af at blandt andet de tungeste og dermed mest carcinogene PAH-forbindelser nedbrydes langsommest, vil der under den biologiske nedbrydning, i modsætning til den termiske oprensning, ske en forskydning af indholdet af PAH-forbindelser mod en stigende andel af carcinogene stoffer. En væsentlig nedbringning af totalindholdet af olie- og tjærekomponenter er således ikke nødvendigvis ensbetydende med en væsentligt nedbringning af risikoen i forbindelse med eksponering for jorden.

Da biologisk oprensning forventes at være et ressourcelet alternativ til den termiske jordbehandling, bør metoden ikke afvises af tekniske hensyn alene. Det er derfor valgt at foretage en miljøvurdering af biologisk oprensning.

Miljøpåvirkningerne ved biologisk jordbehandling er opgivet i tabel 4.4. De angivne værdier er vurderet på baggrund af data leveret af RGS90 Jordrens og Bioteknisk Jordrens SOILREM. Der er ikke leveret data for vandforbrug, hvorfor dette er skønnet. Vandforbruget afhænger stærkt af nedbørsmængden i sommerhalvåret, men er skønnet til i størrelsesordenen 1 m³ pr. ton jord.

Begge jordbehandlere har primært opgivet data for behandling af dieselforurenet jord. Det er vurderet, at antallet af jordvendinger er den primære forskel på biologisk behandling af jord med dieselolie og jord med højt indhold af tunge olie- og tjærekomponenter. De opgivne data er derfor ekstrapoleret til at dække jord med højt indhold af tunge olie- og tjærekomponenter ved at gange det opgivne forbrug med en faktor 4-5 svarende til, at behandlingstiden er skønnet at være 4-5 gange længere for jord med højt indhold af tunge olie- og tjærekomponenter sammenlignet med dieselforurenet jord.

Det er valgt at holde transport af forurenet jord til anlægget og transport af behandlet jord fra anlægget ude af miljøvurderingen. En overordnet miljøopgørelse er vist i tabel 4.4 og 4.5.

Tabel 4.4:
Overordnet opgørelse af miljøbelastninger ved biologisk rensning

Tabel 4.5:
Overordnet opgørelse af miljøgevinsterne ved biologisk rensning

Note: Det er forudsat, at der ikke dannes persistente, sundhedsskadelige nedbrydningsprodukter

4.4.2 Termisk desorption

K.K. Miljøteknik har sammen med Dansk Jordrens mulighed for at benytte et semimobilt, termisk jordbehandlingsanlæg, som i funktion svarer til det undersøgte. Anlægget hører hjemme i Tyskland. Da anlægsopbygningen er en anelse anderledes, og brændslet er naturgas/butan og ikke olie, er det nærliggende at sammenligne de to anlæg til termisk desorption. De leverede data for anlægget, som K.K. Miljøteknik og Dansk Jordrens har adgang til, stammer fra Miljøgodkendelsen til anlægget. Der er derfor benyttet data fra miljøgodkendelserne, selvom de ikke nødvendigvis harmonerer med faktiske driftsdata.

Det fremgår ikke klart, hvorvidt røggassen fra anlægget renses for sure og vandopløselige gasser. Miljøgodkendelsen indeholder ingen oplysninger om, hvorvidt der findes en scrubber på anlægget.

Det er valgt at foretage miljøvurderingen ud fra en antagelse om at anlægget er fast placeret i Danmark og har en lang levetid, således at miljøbelastninger i forbindelse med etablering og demontering er uden betydning. Transport af forurenet jord til anlægget og transport af behandlet jord fra anlægget er ligeledes holdt ud af miljøvurderingen. Da anlægget primært består af stål, som i høj grad vil kunne genanvendes ved enden af anlæggets levetid, vurderes miljøbelastninger i forbindelse med produktion af anlægget ligeledes at være ubetydelige i den samlede miljøvurdering. Miljøvurdering omhandler derfor udelukkende driftsperioden.

Miljøpåvirkningerne ved termisk jordbehandling på det alternative anlæg er opgivet i tabel 4.6 og 4.7.

Tabel 4.6:
Overordnet opgørelse af miljøbelastninger ved alternativ termisk behandling

Tabel 4.7:
Overordnet opgørelse af miljøgevinster ved alternativ termisk behandling

På baggrund af de tilgængelige anlægsbeskrivelser vurderes det, at miljøpåvirkningerne ved de 2 anlæg til termisk desorption ikke afviger betydeligt. Den væsentligste forskel på de 2 anlæg er brændslet, idet det alternative anlæg fyres med naturgas eller butangas i stedet for olie. Erfaringsmæssigt giver gasfyring færre emissioner til luften end oliefyring, hvorfor det alternative anlæg sandsynligvis giver anledning til mindre luftforurening.

Der er ingen oplysninger om røggasrensning fra det gasfyrede anlæg, hvorfor en sammenligning af luftemissionerne fra de to anlæg ikke er mulig. På samme måde foreligger der heller oplysninger om dette anlægs produktion af spildevand og filterslam, som dog må antages at ligge i samme størrelsesorden som produktionen på det undersøgte anlæg.

4.4.3 Kontrolleret deponering

Deponering er ikke en alternativ jordbehandlingsmetode, men udgør en bortskaffelsesmetode, som er eneste alternativ såfremt termisk desorption og biologisk rensning ikke vurderes ønskelig. Det er derfor nærliggende at sammenligne miljøpåvirkningerne ved deponering med miljøpåvirkningerne ved den undersøgte metode.

Det er valgt at holde transport af forurenet jord til anlægget og transport af behandlet jord fra anlægget ude af miljøvurderingen. En overordnet miljøopgørelse er vist i tabel 4.8 og 4.9.

Tabel 4.8:
Overordnet opgørelse af miljøbelastninger ved deponering

Tabel 4.8:
Overordnet opgørelse af miljøgevinster ved deponering

Bortset fra at der bliver genereret 1 ton "farligt affald" er miljøbelastningerne ubetydelige. Det "farlige affald" er den betragtede forurenede jord, som i livscyklusmæssig sammenhæng kan betegnes som "farligt affald". Det skal dertil bemærkes, at indholdet af miljøfremmede stoffer i den betragtede jord dog ikke er på et niveau, så jorden ifølge affaldsbekendtgørelsen skal karakteriseres som "farligt affald".

Såfremt jorden udlægges på en vandtæt membran medfører deponeringen miljøgevinster i form af reduceret udvaskning til grundvand og recipienter.

4.4.4 Vurdering af miljøpåvirkninger ved jordbehandlingsmetoderne

De to metoder til termisk desorption vurderes at medføre tilnærmelsesvis de samme miljøpåvirkninger. Miljøbelastningerne fra den termiske desorption er som anden termisk behandling af forurenet jord meget ressourcekrævende særligt med hensyn til energiressourcerne olie, gas og eventuelt elektricitet. Endvidere anvendes meget vand til behandlingen. Således kan døgnforbruget af energi og vand måles til samme størrelsesorden som det årlige forbrug for en familie i én-familiehus.

Ved den biologiske rensning er miljøbelastningerne overvejende relateret til forbrug af olie. Biologisk rensning er en lavteknologisk metode, som medfører væsentligt lavere miljøbelastninger end termisk behandling. Miljøbelastningerne ved metoden er dog ikke ubetydelige, hvilket ikke mindst skyldes, at de meget langsomt nedbrydelige stoffer i den aktuelle jordforurening betyder, at behandlingstiden og antallet af jordhåndteringer bliver relativt stort, sammenlignet med biologisk rensning af letnedbrydelige stoffer.

Deponering involverer ingen rensning af jorden, hvorfor miljøgevinsterne ved denne "metode" er mindre end ved jordbehandlingsmetoderne. Da ressourceforbruget ved deponering er ubetydeligt er miljøbelastningerne ligeledes ubetydelige. Den deponerede jord må dog betragtes som "farligt affald", hvoraf der genereres ét ton pr. ton forurenet jord. På langt sigt er deponering af stærkt forurenet jord derfor ikke en miljømæssig attraktiv løsning.

Den opstillede miljøvurdering åbner, som det fremgår af det ovenstående, ikke mulighed for éntydigt at udpege den miljømæssigt bedste metode til behandling af blandingsforurenet jord.

En snæver vurdering af de miljømæssige omkostninger ved behandling af jorden fører til den konklusion, at kontrolleret deponering fremtræder mest favorabel, men de berørte arealer vil have stærkt begrænsede anvendelsesmuligheder og de deponerede materialer vil frembyde en bestandig miljørisiko for omgivelserne.

En generel sammenligning af termisk contra biologisk behandling af blandingsforurenet jord besværliggøres yderligere af det forhold, at det grundlæggende fører til to forskellige produkter med forskellige begrænsninger i anvendelsesmulighederne.

5. Økonomisk vurdering af termisk jordbehandling

Omkostningerne ved termisk jordbehandling er beskrevet med afsæt i talmateriale stillet til rådighed af RGS90 Jordrens, som har formidlet driften af anlægget.

Økonomiske nøgletal (excl. moms) for den termiske behandling fremgår af tabel 5.1.

Tabel 5.1:
Økonomiske nøgletal

Det registrerede omkostningsniveau er i god overensstemmelse med amerikanske erfaringer med termisk behandling. En erfaringsopsamling udført i år 2000 af US EPA angiver et omkostningsinterval på mellem 50 og 250 USD/ton, hvor de laveste omkostninger vedrører behandling af meget store jordmængder (relativt lave anlægsomkostninger) og de højeste omkostningsniveauer registreres ved behandling af små jordmængder eller jorde forurenet med chlorerede forbindelser (eksempelvis PCB), som stiller særlige krav til indretningen af røggasrensningen /21/.

Med afsæt i forbruget af energi og vand i driftperioden kan omkostningerne hertil overslagsmæssigt opgøres til ca. 300 kr/ton behandlet jord og udgør dermed i størrelsesordnen 35-40% af de samlede omkostninger ved behandlingen.

Tabel 5.2:
Overslag over udgifter til olie, el og vand

Det bemærkes at prisen på fyringsolie i vinterhalvåret 2000-2001 er faldet med 700 kr pr. 1.000 liter. Dette prisudsving betyder en ændring af behandlingsprisen med ca. 40 kr/ton. Det bemærkes endvidere, at olieforbruget ved behandling af lerjorden i batch 2 er ca. 50% højere end for batch 1. Behandlingsprisen kan altså svinge med yderligere ca. 80 kr/ton, afhængig af jordtype, vandindhold og jordens indhold af brændbare, organiske forureninger.

6. Konklusioner

6.1 Ressourceforbrug og ydeevne

Anlæggets drift og ydeevne er undersøgt for to jordtyper: En fyldjord bestående af ler, sand og muld samt en jord fra intakte aflejringer karakteriseret som sandet moræneler.

Der er ved afviklingen af de to forsøgskørsler konstateret et merforbrug af fyringsolie på ca. 50% ved behandling af lerjord. Merforbruget skyldes for det første, at der ved behandling af lerjorden er recirkuleret behandlet jord for at få jorden til at flyde gennem fødearrangementet. Hertil kommer antageligvis, at lerjordens tendens til at klumpe betyder en langsommere varmeoverførsel ind i jorden.

Anlæggets produktivitet er derimod ikke påvirket nævneværdigt af den ændrede jordtype. Produktiviteten har ved begge forsøgskørsler ligget i størrelsesordnen 8-9 ton pr. time.

6.2 Behandlingens effekt på jordens forureningsgrad

For begge jordtyper har anlægget vist rensningsgrader på mere end 96% for såvel olie- som tjærekomponenter, og begge jordtyper overholder efter termisk behandling de gældende jordkvalitetskriterier.

Indholdet af tungmetaller før og efter behandling er undersøgt i den forurenede fyldjord. Indholdet af kviksølv reduceres med godt 95% som følge af afdampning.

Undersøgelser af jordens indhold af tungmetaller før og efter behandling viser en tilsyneladende markant stigning i indholdet af bly. Det har ikke været muligt at identificere årsagen til denne stigning, men det anses for sandsynligt, at en den observerede stigning kan tilskrives et uhensigtsmæssigt valg af oplukningsmetode for de udførte analyser. Medvirkende årsager kan være afsmitning af bly fra selve behandlingsanlægget og/eller afsmitning fra det anvendte prøvetagningsudstyr.

Frigivelse af tungmetaller fra fyldjorden er undersøgt ved udvaskningstest udført på prøver udtaget både før og efter termisk behandling.

Udvaskningen af arsen forøges næsten med en faktor 3 som følge af behandlingen. Den forøgede arsen-udvaskning skyldes antageligvis en observeret stigning i den behandlede jords pH-værdi.

Udvaskningen af alle øvrige tungmetaller reduceres signifikant ved den termiske behandling. Effekten er størst på udvaskningen af zink, som reduceres med 97%, mens effekten er mindst for cadmium, hvor udvaskningen reduceres med 37%. Reduktionen i udvaskningen af disse tungmetaller skal forventeligt tilskrives forandringerne i jordens struktur, hvor den termiske behandling medfører tilsodning og sammenkitning af jordpartiklerne, hvilket reducerer stofudvekslingen mellem væske og partikeloverflade. Udvaskningen over en længere tidshorisont er søgt modelleret ved et kolonneudvaskningsforsøg. Dette forsøg indikerer, at reduktionen i tungmetaludvaskningen er, om ikke permanent, så i det mindste blivende over længere tid.

6.3 Behandlingens generelle effekt på jorden

Den termiske behandling har en markant effekt på jordens udseende og fysiske struktur.

Der er observeret en gennemgribende sodsværtning af partiklerne i jordmatricen og analyser af jordens kornstørrelsesfordeling viser et fald i jordens indhold af fine ler- og siltpartikler. Der er ved mikroskopiering ikke observeret forandringer i lerpartiklernes mineralstruktur hvorfor ændringerne i kornstørrelsesfordelingen antageligvis skyldes, at sodsværtningen muliggør aggregatdannelse mellem de ellers negativt ladede lerpartikler.

Der måles et fald i jordens evne til at binde positive ioner, idet kationbytningskapaciteten, CEC, reduceres signifikant. At udvaskningen af tungmetaller fra jorden til trods herfor falder kan derfor tilskrives den gennemgribende sodsværtning, som må forventes at nedsætte den hastighed, hvormed ionbytningen på partikeloverfladen finder sted.

Jordens geotekniske egenskaber forandres ikke grundlæggende som følge af den termiske behandling. Der ses en stigning i den komprimerede jords rumvægt, men samtidig synes jordens evne til at binde vand at blive reduceret.

6.4 Miljøvurdering af termisk desorption

Miljøbelastningerne ved den termiske desorption primært forbundet til et meget stort energiforbrug, som dels medfører tæring på ressourcerne af olie, gas og kul, dels i høj grad bidrager til en række globale og regionale miljøeffekter, som f.eks. drivhuseffekt.

Set fra et miljømæssigt perspektiv må det generelt for termisk behandling af forurenet jord anbefales, at metoderne kun tages i anvendelse, når der er en åbenlys samfundsmæssig gevinst ved det, dvs. når der er tale om forurenet jord, som ikke kan behandles på mere ressourcebesparende vis, og når oprensningsresultatet samtidig er så godt, at den behandlede jord reelt får en brugbar anvendelse.

De her gennemførte forsøg med termisk jordbehandling har dog resulteret i et, udfra et anvendelsesmæssigt synspunkt, veldefineret og homogent produkt, hvor indholdet af carcinogene PAH-forbindelser er nedbragt væsentligt og hvor frigivelsen af tungmetaller til porevandet generelt er reduceret. Den termisk behandlede jord må derfor anses for velegnet til visse anlægstekniske formål, hvor anvendelsen sker under velkontrollerede forhold, og hvor den efterfølgende arealanvendelse ikke er sensitiv.

6.5 Økonomisk vurdering af termisk desorption

Jordrensning ved termisk desorption er for dette anlæg kalkuleret til et omkostningsniveau i størrelsesordenen 775 kr. pr. ton.

Der er i driftsperioden registreret et forbrug af fyringsolie svarende til en omkostning på ca. 250 kr pr. ton. Det bemærkes, at olieforbruget under forsøgskørslerne har varieret med ca. 50% afhængigt af behandlet jordtype, ligesom prisen på fyringsolie i driftsperioden har varieret med ca. 15%. Behandlingsprisen på anlægget vil derfor være meget følsom overfor jordtype, vandindhold og de aktuelle energipriser.

Om end mulighederne for at genanvende den tungmetalforurenede fyldjord forbedres ved den termiske behandling, skønnes jorden ikke at have fået en egentlig kommerciel værdi. En markant reduktion i udvaskningen af visse tungmetaller modsvares af en stigning i arsen-udvaskningen, og jorden skal fortsat behandles som såkaldt kategori 3-jord jf. Miljøstyrelsens bekendtgørelse om genanvendelse af jord og restprodukter.

7. Referencer

Bilag 1:
Prøveudtagning: Omfang, metoder og analyseprogram

Se her!

Prøvenummerering:

Sagnummer-batchnr.-prøvestednr.-løbenummer
Eksempel: 1512001-B1-1-10 (Prøve nr. 10 af batch nr. 1 før termisk behandling)

Rapport:

Skema med prøvenummer, prøveudtagningstidspunkt og bemærkninger. Aflæsning af vand, el olie og ovennævnte massestrømme.

Prøveopbevaring:

Proctorposer m. 10 kg prøve opbevares i container på pladsen (nøgle hos Hovedstadens Jordrens)
Red cap-glas, TS poser mv. markeret med kursiv efterlades og håndteres efterfølgende af Hovedstadens Jordrens
Øvrigt prøvemateriale afleveres i Teknikerbyen

Husk sikkerhedssko, hjelm, handsker og åndedrætsværn med partikelfilter (til brug ved udtagning af filterstøv)

Oversigt over prøve- og analyseprogram

   
Analysemetoder

Bilag 2:
Metodebeskrivelse og resultater af statistisk databehandling

Der er for de indsamlede data udført statistiske tests for om forskellige variable kan antages at være ens før og efter behandlingen i jordbehandlingsanlægget.

Fordeling

For at dette er muligt, er det vigtigt at tage stilling til, hvilken fordeling data tilhører. Denne vurdering er foretaget på baggrund af optegning af histogrammer, beregning af middelværdi, spredning og medianværdier samt generel vurdering af variablen.

I tabel 1 kan ses, hvilke fordelinger de undersøgte variable forventes at tilhøre, her enten normal- eller logaritmisk normalfordeling. Desuden er angivet, hvorledes middel i de målte tal vil blive angivet.

Variable i normalfordelingen vil blive beskrevet ved hjælp af gennemsnittet for målingerne, mens variable i lognormalfordelingen vil blive beskrevet ved hjælp af medianværdien for målingerne. Årsagen til at medianværdien angives her er, at et gennemsnit i enheden ln(mg/kg TS) ikke er let at anvende som sammenligningsgrundlag.

Tabel 1:
Angivelse af antaget fordeling.

Hypotese

De udførte statistiske test tester hypotesen: Forskellen mellem gennemsnits-koncentration før behandling og efter behandling antages at være 0 under hensyntagen til spredning.

Resultatet af et sådant test er en p-værdi. Er p-værdien under 5% må hypotesen forkastes, hvilket svarer til, at forskellen mellem før og efter behandlingen ikke antages at være 0. Det vil sige, at de to testede gennemsnitskoncentrationer ikke kan antages ens. Er p-værdien over 5% må hypotesen accepteres og forskellen mellem før og efter behandling kan antages at være 0.

Resultater

Resultatet af sådanne tests ses i de nedenstående tabeller. I tabellerne er angivet navn på testet variabel, tidspunkt, batch nummer, antal prøver, angivelse af middel enten i for af gennemsnit eller medianværdi og gennemsnit i logaritmisk normalfordeling, spredning og p-værdi fremkommet ved test af den ovenstående hypotese.

Der er enten testet om en variabel kan antages at være ens til to tidspunktet eller i to batches. Dette fremgår af anden kolonne i tabellerne.

Tabel 2:
Olie- og tjærekomponenter, Batch 1

1: Før behandling
2: Efter behandling

   
Tabel 3:
Olie- og tjærekomponenter, Batch 2

1: Før behandling
2: Efter behandling

  
Tabel 4:
Tungmetaller, Batch 1

1: Før behandling
2: Efter behandling

  
Tabel 5:
Tungmetaller, Batch 2