| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |
Rensning af jord med blandingsforureninger ved hjælp af termiske
jordbehandlingsanlæg
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
|
Driftsperioden |
Batch 1 |
Batch 2 |
Startdato |
09-11-00 |
12-02-01 |
14-02-01 |
Slutdato |
22-01-01 |
13-02-01 |
15-02-01 |
Driftstimer, i alt |
1.010 |
22,0 |
21,8 |
Samlet produktion |
ton |
6.500 |
195,2 |
177,5 |
Timeproduktion |
ton/t |
6,4 |
8,9 |
8,2 |
Recirkulationsgrad |
% |
- |
0 |
13 |
Samlet elforbrug |
kWh |
237.000 |
5.400 |
5.060 |
Elforbrug pr. ton |
kWh/ton |
36 |
27,7 |
28,5 |
Samlet olieforbrug |
l |
342.500 |
5.880 |
8.320 |
Olieforbrug pr. ton |
l/ton |
52,7 |
30,1 |
46,9 |
Samlet vandforbrug |
m3 |
- |
- |
84 |
Vandforbrug pr. ton |
m3/ton |
- |
- |
0,47 |
NaOH, i alt |
l |
9.000 |
- |
- |
NaOH pr. ton |
kg/ton |
0,26 |
- |
- |
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 2s lavere indhold af organiske forureninger ikke yder samme bidrag til
brændværdien som ved forbrænding af gaserne udviklet ved behandling af batch 1.
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
|
Batch 1
før behandling |
Batch 1
efter behandling |
Rensningsgrad
% |
Oliekomponenter |
|
|
|
C5-C10 kulbrinter |
15 |
< 2,5 |
> 83 |
C10-C25 kulbrinter |
2500 |
6,1 |
99,8 |
C25-C35 kulbrinter |
1400 |
< 25 |
> 98 |
Total kulbrinter |
3900 |
6,1 |
99,8 |
Tjærekomponenter |
|
|
|
Fluoranthen |
2,5 |
0,09 |
96,4 |
Benz(b+j+k)fluoranthen |
2,9 |
0,04 |
98,6 |
Benz(a)pyren |
1,6 |
0,02 |
98,8 |
Indeno(1,2,3-cd)pyren |
1 |
0,03 |
97,0 |
Dibenz(a,h)antracen |
0,23 |
< 0,01 |
> 96 |
Sum 7 PAHer |
8,5 |
0,18 |
97,9 |
Note: Koncentrationer i mg/kg/TS
Tabel 3.3:
Batch 2: Reduktion i olie/tjærekomponenter
|
Batch 2,
før behandling |
Batch 2,
efter behandling |
Rensningsgrad
% |
Oliekomponenter |
|
|
|
C5-C10 kulbrinter |
3,45 |
< 2,5 |
> 27 |
C10-C25 kulbrinter |
300 |
< 5 |
> 98 |
C25-C35 kulbrinter |
280 |
< 25 |
> 91 |
Total kulbrinter |
650 |
< 2,5 |
> 99 |
Tjærekomponenter |
|
|
|
Fluoranthen |
1,1 |
0,01 |
99,1 |
Benz(b+j+k)fluoranthen |
1,3 |
< 0,01 |
> 99 |
Benz(a)pyren |
0,76 |
< 0,01 |
> 98 |
Indeno(1,2,3-cd)pyren |
0,43 |
< 0,01 |
> 98 |
Dibenz(a,h)antracen |
0,11 |
< 0,01 |
> 91 |
Sum 7 PAHer |
4,3 |
0,01 |
99,8 |
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 PAHer er dog under Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterier på henholdsvis
0,1 og 1,5 mg/kg TS /8/.
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.
Fotos af tyndslib fremstillet af jordprøver udtaget før termisk
behandling (venstre billede) og efter termisk behandling (højre billede). En nærmere
gennemgang af de observerede forandringer er vedlagt i bilag 6.
Skala: Lodret bjælke i billedernes side er 1 mm lang. |
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 PAHer 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 PAHer 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 PAHer
|
Batch 1 |
Batch 2 |
Sod |
Pyrogen
/18/ |
Petrogen
/18/ |
Methylphenanthren (Cme-Ph) |
0,110 |
0,021 |
2600,8 |
|
|
Phenanthren (CPh) |
0,362 |
0,140 |
1663,2 |
|
|
Forhold (Cme-Ph/ CPh) |
0,30 |
0,15 |
1,6 |
ca. 0,50 |
ca. 5 |
Methylpyrener (Cme-Py) |
0,197 |
0,022 |
245,6 |
|
|
Pyren (CPy) |
0,354 |
0,123 |
1213,6 |
|
|
Forhold (Cme-Py/ CPy) |
0,56 |
0,18 |
0,20 |
ca. 0,2 |
ca. 4 |
De PAHer der er indeholdt i de to jorde efter behandling ses ud fra denne beregning
at være af pyrogen afstamning. Pyrogene PAHer findes i forbrændingsprodukter og
stenkulstjære, mens petrogene PAHer findes i mineralolier /19/.
De PAHer 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 PAHer for at være cancerogene. Dog er det sådan at PAHer
med kun tre ringe ikke er påvist at være cancerogene, mens PAHer der er opbygget
med benz(a)antracen som grundstruktur er cancerogene /20/.
Dette drejer sig om f.eks om PAHer 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
|
Batch 1, før
behandling
% |
Batch 1, efter
behandling
% |
Ler |
6,5 |
3,9 |
Silt |
14,8 |
15,8 |
Sand |
78,7 |
80,3 |
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.
Eksempler på
komprimeringskurver for prøver udtaget fra batch 1 hhv. før (øverst) og efter
behandling (nederst).
Kurven udtrykker jordens rumvægt (t/m3)som funktion af
vandindholdet (W %). |

|

|
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.
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
Jordkoncentration, batch 1 |
|
|
Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterium /8/ |
|
|
Baggrundsniveau, jord /8/ |
|
|
Eluatkoncentrationer, batch 1: |
|
- |
batchudvaskning, før termisk behandling
(L/S 2) |
|
|
- |
batchudvaskning, efter termisk behandling
(L/S 2) |
|
|
- |
kolonneudvaskning, efter termisk
behandling, start (L/S 0,12) |
|
|
- |
kolonneudvaskning, efter termisk
behandling, slut (L/S 10,38) |
|
|
Baggrundsniveau, grundvand /8/ |
|
|
Typiske perkolatkoncentrationer /9/ |
|
|
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/.
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.
På basis af de målte indhold i jord-, vand- og luftstrømme er der opstillet
massebalancer for følgende uorganiske stoffer:
 | Bly |
 | Kviksølv |
 | Natrium |
 | Zink |
Bly, kviksølv og natrium er valgt, fordi resultaterne fra analyse af jordprøverne
viser at indholdet af disse stoffer ændrer sig væsentligt gennem anlægget. Zink er
valgt som et af de stoffer, hvor indholdet ikke ændres signifikant gennem anlægget.
Massestrømmen af de 4 stoffer i de 7 markerede punkter er angivet i tabel 3.7
herunder.
Tabel 3.7:
Massestrømsanalyse
|
Bly |
Kviksølv |
Natrium |
Zink |
g/time |
g/time |
g/time |
g/time |
Input |
Jord ind
Punkt 1 |
2.700 |
11 |
1.300 |
6.800 |
Scrubbervand ind
Punkt 7 |
0,0 |
0,0 |
1.300 |
0,0 |
Luft ind til ovn
Punkt 8 |
0,0 |
0,0 |
0,0 |
0,0 |
Luft ind til efterbrænder
Punkt 9 |
0,0 |
0,0 |
0,0 |
0,0 |
Total |
2.700 |
11 |
2.700 |
6.800 |
Output |
Jord ud
Punkt 2 |
4.800 |
0,48 |
2.900 |
6.100 |
Overskudsvand ud
Punkt 5 |
0,2 |
0,0 |
0,0 |
0,3 |
Røggas ud
Punkt 6 |
0,1 |
16 |
0,1 |
0,1 |
Total |
4.800 |
16 |
2.900 |
6.100 |
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.
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
Batch og tid |
Median
(mg/kgTS) |
Gennemsnit
(ln(mg/kg TS)) |
Spredning
(ln(mg/kg TS)) |
Stigning
(%) |
Batch 1 før |
300 |
5,90 |
0,63 |
|
Batch 1 efter |
555 |
6,30 |
0,14 |
85 |
Batch 2 før |
26 |
3,33 |
0,35 |
|
Batch 2 efter |
47 |
3,84 |
0,34 |
81 |
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.
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top
| |
|