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

Rensning af jord med blandingsforureninger ved hjælp af termiske jordbehandlingsanlæg

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.