Reducering av utlakning från rökgasreningsprodukt - Sysav

Reducering av
utlakning från
rökgasreningsprodukt
Rapport 1
Rötslam som reaktiv barriärskak-och
kolonnförsök
DAVID BENDZ
PETER FLYHAMMAR
Mars 2004

Förord
Detta projekt har tillkommit på uppdrag av SYSAV Utveckling och utförts inom ramen för
det danska kompetenscentrat för restproduktteknologi, C-res (www.c-res.dk). Inom C-res har
ett flertal projekt bedrivits med målsättning att i längre tidsperspektiv minska utlakningen från
rökgasreningsprodukter genom kemisk stabilisering. De metoder som studerats är forcerad
karbonatisering, fosfatstabilisering och Ferrox-processen.
I detta projekt har stabilisering av rökgasreningsprodukter (RGP) genom inblandning av rötat
och avvattnat avloppsreningsslam, s.k rötslam, studerats. Projektets målsättning har varit att
utreda möjligheterna att genom tillsats av rötslam reducera utlakningen av framförallt bly från
RGP:n. Projektets inriktning diskuterades vid ett styrgruppsmöte på Sysav den 2001-08-24.
Det bestämdes att forskningsarbetet skall vara av intresse för Sysav och branschen, vara
framåtblickande och inte begränsas av dagens tillstånd om hantering och deponering.
Projektet har fortlöpande avrapporterats i tre PM samt genom muntliga presentationer.
Projektet initierades av Jan Hartlén och utfördes vid avdelningen för Teknisk Geologi vid
Lunds Tekniska Högskola av undertecknad och Peter Flyhammar. Styrgruppen har bestått av
Jonas Ek, Raul Grönholm, Jessica Johansson, Roland Olsson och Juhani Sirviö. Projektledare
på Sysav har varit Jessica Johansson och Raul Grönholm.
LTH-studenterna Charlotta Tiberg, Matilda Johansson och Mikael Svensson har utfört stora
delar av det laborativa arbetet och jag vill rikta ett speciellt tack till dem. Triaxialförsöken
utfördes av Martin Holmgren och Per Lindh vid avdelningen för Teknisk Geologi vid Lunds
Tekniska Högskola
Malmö mars 2004
David Bendz
Projektledare, Statens Geotekniska Institut

Innehållsförteckning
1. Inledning............................................................................................................................. 4
1.1 Aktuell situation ......................................................................................................... 4
1.2 Allmänt om bly i RGP................................................................................................ 4
2. Målsättning, hypoteser och avgränsning............................................................................ 5
3. Experiment ......................................................................................................................... 6
3.1 Karakterisering av fysikaliska egenskaper................................................................. 6
3.1.1 Kornstorleksfördelning och specifik yta ............................................................ 6
3.1.2 Triaxialförsök..................................................................................................... 6
3.2 Karakterisering utlakningsegenskaper ....................................................................... 6
3.2.1 Utlakningsegenskaper RGP................................................................................ 6
3.2.2 Elementanalys .................................................................................................... 7
3.2.3 Utlakningsegenskaper RGP och rötslam............................................................ 7
4. Resultat............................................................................................................................... 9
4.1 Fysiskaliska egenskaper ............................................................................................. 9
4.2 Innehåll och utlakningsegenskaper .......................................................................... 10
4.3 Löslighet hos bly och dess beroende av pH och redox ............................................ 12
4.3.1 Buffringskapacitet ............................................................................................ 12
4.3.2 pH-beroende ..................................................................................................... 12
4.4 Effekt av inblandning av rötslam ............................................................................. 17
4.4.1 Inledande batchförsök ...................................................................................... 17
4.4.2 Kolonnförsök.................................................................................................... 17
5. Diskussion ........................................................................................................................ 21
6. Slutsats ............................................................................................................................. 22
Referenser................................................................................................................................. 23

1. Inledning
1.1 Aktuell situation
Sysavs gamla förbränningsanläggning är en rosterpanna med torr rening av rökgaserna.
Rökgasreningsprodukten (RGP) från den torra rökgasreningsprocessen består av flygaska och
kalk. Kalken tillförs i form av pulveriserad släck kalk (Ca(OH)2) under reningsprocessen för
att reagera med de sura ämnena i rökgasen och för att adsorbera tungmetaller. Ungefär 8-9 kg
kalk tillsätts per ton avfall som förbränns, detta motsvarar cirka en tredjedel av massan i den
bildade RGP:n (personlig kommunikation Jessica Johansson, SYSAV). Stoftavskiljning sker
först i en cyklon (grövre partiklar) och, efter att kalken tillsatts, även i slangfilter. Urea
tillsätts direkt i eldstaden för att reducera kväveoxider i rökgaserna.
I förbränningsanläggningen produceras årligen ca 6000 ton rökasreningsprodukter som idag
deponeras på Spillepeng avfallsdeponi utan förbehandling. Lakvattnet från deponin behandlas
i en speciell fällningsanläggning som togs i drift under år 2000. Principen för
fällningsanläggningen är att blanda det kalciumhaltiga lakvattnet från askcellen med det
alkaliska lakvattnet från biocellerna, optimera pH förhållandena och fälla ut metaller som
oxider och karbonater.
1.2 Allmänt om bly i RGP
Publicerade kemisk karakteriseringar som gjorts med avseende på totalhalter i torra och
semitorra rökgasreningsprodukter har sammanställts av bl.a Chandler et al. (1997). Generellt
gäller att sammansättningen domineras av höga halter av Si, Ca, K, Na, S, Cl, Al, Mg, Pb och
Zn.
De metaller som är av störst intresse pga av deras toxicitet och rikliga förekomst i RGP är As,
Cd, Cr, Cu, Ni, Pb och Zn. Deras löslighet är kontrollerad av pH, redox, förekomst av
komplexbildare och sorptionsfaser. Redox förhållandena påverkar vissa tungmetallers
rörlighet direkt genom reaktioner som förändrar metalljonens valens, ex Cr, eller indirekt via
redoxkänsliga anioner, som kan bilda lösta komplex och mineralfaser med tungmetaller, och
sorptionsfaser. Med undantag av de tungmetaller som kan bilda oxyanjoner, t.ex As och
Cr(VI), gäller generellt att lösligheten minskar med ökande pH och sjunkande redoxpotential.
En del tungmetaller såsom Pb, Cu, Cr, och Zn uppvisar amfotera egenskaper med ökande
löslighet vid minskande pH och dessutom hög löslighet vid mycket höga pH nivåer.
Under reducerande förhållanden och vid tillgång på svavel kan tungmetallkatjoner fällas ut
som sulfidmineral genom komplexbildning. Dessa sulfidmineral är svårlösliga i en
reducerande miljö. Ni, Zn, Cd, Pb och Cu (ordnade i stigande grad) benägenhet att bilda
svårlösliga sulfidkomplex i reducerande miljöer är väldokumenterad. Cr är däremot inte känt
för att bilda stabila sulfidföreningar.
4

Lakbarheten för Cu och Ni kan öka genom komplexbindningar med lösta organiska
substanser. Lösligheten för Cr styrs i neutrala och svagt reducerande miljöer av
krom(III)hydroxider och ökar vid både lägre och högre pH. I starkt oxiderande miljöer
oxideras krom till Cr(VI) vilket ökar lösligheten. Cr(VI) bildar oxyanjoner och lösligheten
kommer därför att stiga med ökande pH.
Höga totalhalter av Pb i kombination med dess höga löslighet i en alkalisk miljö gör att bly
förtjänar extra uppmärksamhet vid utveckling av en deponeringsstrategi för RGP. Sannolikt
härrör bly i största utsträckningen från den brännbara delen (framförallt plast) av det avfall
som tillförs förbränningsanläggningen (Brunner och Monch, 1986; Heck et al, 1992). Bly
tillhör tillsammans med Cd, Hg, As och Zn en grupp element som pga av deras relativt låga
kokpunkt i hög grad återfinns i flygaskan. I vilken form som bly förekommer är inte helt
klarlagt. Tidiga studier har funnit indikationer på att bly kan förekomma i flygaska som
(Eighmy et al., 1993): PbSO4, Pb5(PO4)3OH, Pb3O2SO4, Pb5(PO4)Cl och Pb10SiO4.
Buchholz and Landsberger (1995) studerade lakningsegenskaperna hos flygaska och utförde
sekventiell lakning på sju olika partikelklasser. De fann att vissa element gick i lösning
mycket snabbt, till dessa hör Ag, Be, Pb, Ti och Zn. När det gäller distributionen av
tungemetaller mellan olika partikelklasser fann man att förekomsten av Pb och Cd var
koncentrerad till de små partiklarna. Svarta flingor i flygaskan antogs vara brända småbitar av
papper med lättlösliga Cd och Pb utfällningar. As och Pb uppvisade den största spridningen
med avseende på olika kemiska förekomstformer. Sammansättningen och morfologin hos
partiklar av flygaska från avfallsförbränning undersöktes med elektronmikroskopi av Sandell
et al. (1996). Den specifika målsättningen var att identifiera blybärande faser samt deras
fördelning mellan olika partikelstorlekar och inom enskilda partiklar. Bly visade sig
förekomma framförallt i två olika former: som Pb-Cl rika inslag utan speciell struktur och i
lägre halt i K-Cl-Pb och Na-Cl-Pb kristaller. Dessa former kunde detekteras såväl på
partiklarnas utsida som inne i partiklarna och till skillnad mot Buchholz and Landsberger
(1995) fann man att bly förekom i alla partikelklasser.
2. Målsättning, hypoteser och avgränsning
Genom inblandning av rötslam i RGP förväntas mobiliteten för tungmetaller att nedsättas. Det
höga sulfidinnehållet i rötslam i kombination med slammets syreförbrukande egenskaper ger
en reducerande miljö, vilket gör att tungmetallkatjoner kan fällas ut som sulfidmineral.
Lösligheten för dessa mineral är låg. Rötslammet förväntas också bidra med en
sorptionsmatris. Långtidsegenskaperna beror på materialets kapacitet att upprätthålla en
reducerande miljö och RGP:s buffringsegenskaper. Oxidering eller förändrad pH nivå kan
orsaka förhöjd utlakning.
Målsättningen är att analysera effekten av inblandning av rötslam i RGP samt att utvärdera
dess potential som stabiliseringsmetod vid deponering av RGP, framförallt med avseende på
bly.
5

3. Experiment
3.1 Karakterisering av fysikaliska egenskaper
3.1.1 Kornstorleksfördelning och specifik yta
Bestämning av kornstorleksfördelning och specifik yta (BET) utfördes av Scancem Research
(2001-09-18)
3.1.2 Triaxialförsök
En delbar form användes för att packa ned den torra RGP:n direkt i latexmembranet på
triaxialcellens bottenplatta. Formen fylldes upp i små satser om cirka 50 ml och packades
försiktigt mellan varje sats. Provkropparna hade de ungefärliga måtten: diameter 49 mm och
höjd 95 mm. Provkropparna har inte varit helt planparallella vilket innebär att överytan inte
varit helt horisontell i något av försöken. Den invändiga lastcellen justerades i höjd så att den
vidrörde provkroppens topplatta. Vatten fylldes på i cellen och ett celltryck lades på med
öppna dräneringsledningar. Efter c:a fyra timmars konsolidering påbörjades skjuvningen med
en deformationshastighet på 0,015 mm/min. Skjuvningen avbröts när den axiella
deformationen överskred 16%.
3.2 Karakterisering utlakningsegenskaper
3.2.1 Utlakningsegenskaper RGP
Under perioden 2001-08-14 till 2001-08-28 togs ett RGP prov, á cirka 4 kg, från Sysavs
förbränningsanläggning per dag. Dubbla skaktest vid L/S 2 (NT ENVIR 005) gjordes på 7
prover, av de totalt 14 proverna, fördelade över perioden för att undersöka hur askans kemiska
egenskaper varierade över tiden. Samtliga 14 prov slogs sedan samman och homogeniserades
genom att ett delprov togs från vart och ett av proven och blandades. Ur det erhållna provet på
c:a 10 liter togs ett delprov på 1 liter ut för analys. På det homogeniserade provet har
totalhaltsanalys (Analytica analyspaket MG2) skaktest (NT ENVIR 005), tillgänglighetstest
(NT ENVIR 003) och pH-beroende test (enligt förslag från CEN/TC 292, 2001) utförts.
Ett utlakningsförsök genomfördes för att studera lakningsegenskapernas, framförallt
lösligheten för bly, beroende av redoxförhållandena. Ett dubbelt skaktest vid L/S 10 utfördes
i öppna bägare med magnetomrörare under olika redoxförhållanden (Exp 1.1 och 1.2).
Lakningen utfördes i en så kallad ”glove-box” för att anaeroba förhållanden skulle kunna
erhållas. Vid t=0 tillsattes 1500 ml destillerat syrefritt vatten till 150.0g RGP i de två 2 liters
bägarna och magnetomrörarna sattes igång. En syrefri miljö skapades omedelbart inne i
gloveboxen genom att stänga locket och blåsa igenom kvävgas. Under de första 24 timmarna
upprätthölls en anaerob miljö inne i gloveboxen genom att skapa ett svagt övertryck av
kvävgas inne i boxen. Efter 24 timmar öppnades gloveboxen för att aeroba förhållanden
6

skulle inställa sig. Prov på eluatet togs vid totalt 15 tillfällen under den 48 timmar långa testet.
Vid provtillfällena mättes även pH, syrehalt och redoxpotentialen.
Ett dubbelt skaktest vid L/S 10 utfördes i öppna bägare med magnetomrörare under aeroba
förhållanden. Försöket genomfördes med samma utrustning som användes i ovanstående
försök. Vid t=0 tillsattes 1500 ml destillerat syrefritt vatten till 150.0g RGP i de två 2 liters
bägarna och magnetomrörarna sattes igång. Prov på eluatet togs vid totalt 8 tillfällen under de
24 timmar som testet pågick. Vid provtillfällena mättes även pH och redoxpotentialen.
Samtliga prover analyserades med avseende på:
• Ag, Al, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, K, Li, Mg, Mn, Mo, Na, Ni, P, Pb, S, Sb, Se,
Si, Sn, Sr, V, Zn
• Cl, NO3-N, SO4
• IC, DOC
3.2.2 Elementanalys
I samband med provtagning filtrerades eluaten från laktesterna genom 0.45 µm Schleicher &
Schuell ME 25 membran filter och fördelades på två provflaskor, varav den ena
konserverades med 2 % HNO3, och förvarades i kyl innan de sändes till analys på
institutionen för växtekologi, Lunds Universitet. Följande tekniker användes:
• TOC analys för IC och DOC
• Jonkromatografi för Cl, NO3-N, och SO4-S
• ICP AES och ICP MS for Al, Ag, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, K, Li, Mg, Mn,
Mo, Na, Ni, P, Pb, S, Sb, Se, Si, Sn, Sr, V and Zn
Den utrustning som användes var: TOC analys utrustning Shimandzu, jonkromatograf Dionex
med kolonntyp AG14 och AS14A, ICP-AES instrument P-E 3000DV och ICP-MS instrument
Elan 6000.
3.2.3 Utlakningsegenskaper RGP och rötslam
Det rötslam som använts i denna studie är den rest som kvarstår efter rötning av
avloppsreningsslammet från Sjölunda avloppreningsverk i Malmö. Slammet är avvattnat och
TS-halten bestämdes vara cirka 27%. Slammet innehåller järnsulfid och om bly går in och
substituerar järn sker en stabil fastläggning av bly i form av blysulfid. Enligt en studie av
avloppsreningsslammet från Sjölunda utgörs ungefär en tredjedel av Svavelinnehållet av FeS,
motsvarande ca 2000 mg/kg TS (Flyhammar et al, 1997). Medelvärdet för Pb i de 7
utlakningsförsöken är 270 mg/kgTS vilket utgör i storleksordningen en tiondel av
sulfidinnehållet (räknat som FeS) i slammet. Med utgångspunkt från detta har skakförsök
(NT ENVIR 005) utförts med följande inblandingskvoter: 1 %, 5 %, 10 % och 20 % (räknat
7

på TS-halten) av rötslam. Eluatet filtrerades i ”glove box” under anaeroba förhållanden och
vätskefasen analyserades med avseende på Pb, Zn, Cr, Ni, Cu, Cd och DOC.
Tre stycken kolonnförsök genomfördes enligt standard NT ENVIR 002 upp till L/S 10. I
kolonnförsöken utvärderades två olika sätt att tillföra 20 mass % rötslam till RGP:n och
jämförelse gjordes med en referenskolonn bestående av ren RGP. Kolonnerna var av typ
Pharmacia XK50/30 med en innerdiameter på 50 mm. Lakvätskan utgjordes av destillerat
vatten där pH justerats till 4,0 enligt standarden. Lakvattnet pumpades med en peristaltisk
pump och flödet var för samtliga kolonner 1 ml/h. Eluatet filtrerades on-line med filter innan
uppsamling av eluatet i provflaskor. Provflaskorna var försedda med tät gummikork och hölls
avluftade via ett vattenlås för att förhindra oxidation av provet. I samband med varje
provtagning blåstes provflaskor ur med kvävgas innan de kopplades in. Vid provtagningen
mättes pH och temperatur. Proven som skulle analyseras med avseende på metaller
konserverades med 2 % HNO3 och förvarades i kyl innan de sändes till lab för analys.
Uppbyggnaden av kolonnerna sammanfattas i tabell 1 och figur 1.
Tabell 1 Kolonnuppgifter
Kolonn-Ref Kolonn-Mix Kolonn-Filter
Torrvikt RGP (g) 221,2 100,0 100,0
Torrvikt rötslam (g) - 20,0 20,0
Höjd RGP (mm) 225 120 110
Höjd rötslam (mm) -
40
Höjd glaskulor (mm) - - 25
Referens Mix Filter
Figur 1 Schematisk illustration av de tre kolonnerna
Efter försökets avslutande trycktes rötslamsfiltret ut ur den sistnämnda kolonnen ovan. Det
cylinderformade rötslamslagret skars i fyrs stycken 10 mm tjocka skivor. Proverna torkades,
maldes och på en delmängd av materialet gjordes en totalhaltsbestämning av Pb, Zn, Cr, Ni,
Cu och Cd genom uppslutning enligt SS 028150.
8
Rötslam
Glaskulor

4. Resultat
4.1 Fysiskaliska egenskaper
Löspackad i en 600 mm hög cylinder uppnås en densitet på c:a 0.44-0.48 kg/dm 3 (5 försök).
Resultatet från bestämningen av kornstorleksfördelningen redovisas i figur 2 som beskriver
distributionen av kornstorlekar (vikt %). Den specifika ytan (BET) bestämdes till 6850 m 2 /kg.
Andel korn

För att kontrollera rimligheten i dessa bestämningar plottas linjen t = c´ + σ´tanφ´ i samma
diagram som Mohrs spänningscirklar. Linjen tangerar de tre relevanta spänningscirklarna se
figur 3.
Figur 3 Resultat triaxialförsök
4.2 Innehåll och utlakningsegenskaper
I tabell 2 sammanfattas resultaten från den kemiska karakteriseringar som gjorts med
avseende på totalhalter i rötslammmet och totalhalter och lakbara halter i RGP:n. Resultat från
en tidigare karakterisering (SYSAV, 2000) har också angetts. De angivna spannen för
skaktesten representerar lakningsresultatet för de 7 dubbel proven. I skakförsöken dominerar
Pb bland tungmetallerna och uppvisar samtidigt en stor variation över tiden. Samtidigt
uppvisade dubbelproverna en stor variation med avseende på Pb. Detta indikerar att
utlakningskoncentrationerna är mycket känsliga för yttre betingelser (exponeringen för luft)
under testförfarandet och vid provberedningen (filtreringen).
10

Tabell 2 Kemisk karakterisering RGP (mg/kgTS)
Rötslam Rökgasreningsprodukt
Totalhalt Totalhalt
(SYSAV,
2000)
Totalhalt Tillgänglig
mängd
11
Skaktest,
L/S:2
intervall
(n=14)
Skaktest
L/S:2
Medel
(n=14)
Kolonn-
Laktest
L/S:2
Si 50 950 7 860 0.13-0.60 0.30
Ca 37200 268 000 256 721 42 000-100
000
71 000
Cl 224 040 173 000-
240 000
201 000
K 1290 16 727 17 900 – 31
000
24 600
Na 16 807 13 000 – 23
000
18 000
S 17 400 17 000 29 700 1074-1994 1413
P 37 400 2 488 44.7 0.006-0.12 0.069
Fe 110 000 3 672 72.1 0.001-0.13 0.031
Al 11400 13 734 3 617 0.001-1.04 0,33
Ti 7 764
As 15.8 145 151 6.6 1.03-1.41 1,20
Ba 647 701 177 62 - 223 116
Cd

4.3 Löslighet hos bly och dess beroende av pH och redox
4.3.1 Buffringskapacitet
Utlakningens pH-beroende undersöktes enligt CEN/TC292 (2001). Metoden ger samtidigt en
uppskattning av materialets buffringskapacitet på olika pH-nivåer. Eftersom testerna är
begränsade till 48 timmar deltar endast de mest reaktiva ämnena i buffringsreaktionerna. Den
totala buffringskapaciteten kan alltså vara högre. I figur 4 har uppmätt pH efter 48 timmars
skakning vid L/S 10 plottats som funktion av mängden tillsatt salpetersyra, uttryckt som mol
H + per kg torrsubstans.
pH
14
12
10
8
6
4
2
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
Figur 4 Buffringskapacitet
mol tillsat H+/kg torrsubstans
Kurvan visar ett starkt buffrande alkaliskt system som domineras av kalciumhydroxid. I ett
öppet system buffrar Ca(OH)2 vid ett pH på drygt 11 om vi antar att systemet befinner sig i
jämvikt med atomsfärisk koldioxid (log pCO2= -3.5). I ett slutet system, vilket det var fråga
om i detta fall (flaskor med lock), kommer partialtrycket av koldioxid ej vara konstant utan
sjunka något när jämvikt ställer in sig. Detta förklarar den något högre egen pH nivån på drygt
12. För att sänka pH under 12 krävs att drygt 2 mol H + /kg torrsubstans tillförs.
4.3.2 pH-beroende
Utlakningens pH-beroende för de viktigaste tungmetallerna visas i figur 5-7.
12

mg/kg
1000
100
10
1
0,1
Cd
0,01
3 4 5 6 7 8
pH
9 10 11 12 13
mg/kg
Figur 5. Utlakningens pH-beroende, för Cd, och Ni med hög löslighet vid låga pH.
mg/kg
mg/kg
10
1
0,1
3 4 5 6 7 8
pH
9 10 11 12 13
Sb
100
10
1
0,1
As
0,01
3 4 5 6 7 8
pH
9 10 11 12 13
Figur 6. Utlakningens pH-beroende för As, Mo och Sb som kan bilda oxyanjoner.
mg/kg
10
1
0,1
0,01
0,001
Cr
0,0001
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Pb pH
10000
1000
100
10
1
0,1
0,01
0,001
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
pH
Figur 7. Utlakningens pH-beroende för Cr, Cu, Pb och Zn som kan uppvisa amfotera
egenskaper,
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
10
1
Ni
0,1
3 4 5 6 7 8
pH
9 10 11 12 13
10
1
Mo
0,1
3 4 5 6 7 8
pH
9 10 11 12 13
1000
100
10
1
Cu
0,1
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Zn pH
100000
10000
1000
100
10
1
0,1
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
pH

4.3.3 Redox-beroende
Försöksuppställningen och hur randvillkoren varierats har beskrivits i kap. 4. I figur 8 visas
hur pH och redox-potential varierat under lakningsförsöket. I figuren visas tydligt hur
redoxpotentialen (Eh) snabbt sjönk till en stabil reducerande nivå på Eh=-200 mV respektive
Eh=-400 mV för de identiska försöksuppställningarna batch A och batch B. Lakförsöket
exponerades för atmosfäriskt syre vid t=24 h. Då steg redoxpotentialen mycket snabbt under
en timme och stabila oxiderande förhållanden (Eh=200 mV) inställde sig efter cirka 2
timmar. Lakvätskans pH låg initiellt vid 13,01 för både batch A och batch B. Under försökets
gång sjönk pH till en stabil nivå vid pH≈12,60 efter 24 timmar för båda uppställningarna.
Denna nivå bibehölls även efter det att försöksuppställningen exponerats för atmosfäriskt syre
vid t= 24h. pH nivån förefaller därför helt och hållet att dikteras av Ca-systemet och påverkas
ej av redoxreaktioner.
Ett liknande dubbelförsök med en 24 timmar lång aerob fas har också utförts. Resultatet från
experimentet visas i det högra diagrammet i figur 8.
Eh (mV)
300
200
100
0
-100
-200
-300
-400
-500
0 24 48 72
tid (h)
A Eh B Eh A pH B pH
Figur 8 Effekten av varierande randvillkoren på redoxförhållanden (Eh) och pH.
I figur 9- 12 nedan redovisas effekten av varierande redoxförhållanden med avseende på
lösligheten för Pb, Zn, Cu, och Cr. I diagrammen till höger visas resultaten från de aeroba
försöken.
Figur 9 visar en mycket påtaglig effekt av varierande redoxförhållanden med avseende på
blykoncentrationen. Blykoncentrationen är inledningsvis mycket hög och sjunker dramatiskt,
tillsammans med redoxpotentialen, till en nivå på c:a 2 mg/l. När försöksuppställningen
exponeras för atmosfäriskt syre stiger koncentrationen mycket snabbt och stabiliserar sig vid
strax över 90 mg/l. Även försöket med en 24 timmar lång aerob fas visar initiellt höga
blykoncentrationer vilka successivt sjunker ned till en stabil nivå strax under 90 mg/l.
Om man kan etablera en stabil syrefri miljö för den deponerade RGP:n så kommer detta att
vara mycket gynnsamt för att minimera de utlakade koncentrationerna. Men, resultaten visar
också att fastläggningsfaserna är instabila och de går snabbt i lösning vid exponering för syre.
13
12,9
12,8
12,7
12,6
12,5
12,4
pH
Eh (mV)
400
300
200
100
0
-100
-200
-300
-400
-500
0 24
tid (h)
13
12,9
12,8
12,7
12,6
12,5
12,4
C Eh D Eh C pH D pH
pH

Även koncentrationen för Cu och Cr visar samma mönster; koncentrationen sjunker med
sjunkande redox, ökar dramatiskt när försöksuppställningen exponeras för luft. En
jämviktskoncentration Cu ställer in sig på runt 0,2 mg/l efter 72 h. Krom går långsamt mot en
stabil nivå på ,04 mg/l. Koncentrationen för Zink går, oberoende av de yttre betingelserna,
mot en stabil nivå på c:a 3 mg/l efter 72 h.
Samtliga resultat som redovisas i figur 9-12 uppvisar en mycket god överensstämmelse
mellan batch A och batch B vilket gör resultaten tillförlitliga.
mg/l
180,00
160,00
140,00
120,00
100,00
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
0 24 48 72
tid (h)
Pb (Exp A) Pb (Exp B)
15
mg/l
180,00
160,00
140,00
120,00
100,00
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
0 24
tid (h)
Pb (Exp C) Pb (Exp D)
Figur 9 Effekten av varierande redoxförhållanden (Eh) på blylösligheten.
mg/l
10,0
9,0
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
0 24 48 72
tid (h)
Zn (Exp A) Zn (Exp B)
mg/l
10,0
9,0
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
0 24
tid (h)
Zn (Exp C) Zn (Exp D)
Figur 10 Effekten av varierande redoxförhållanden (Eh) på zinklösligheten.

mg/l
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
0 24 48 72
tid (h)
Cu (Exp A) Cu (Exp B)
16
mg/l
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
0 24
tid (h)
Cu (Exp C) Cu (Exp D)
Figur 11 Effekten av varierande redoxförhållanden (Eh) på kopparlösligheten.
mg/l
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
0 24 48 72
tid (h)
Cr (Exp A) Cr (Exp B)
mg/l
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
0 24
tid (h)
Cr (Exp C) Cr (Exp D)
Figur 12 Effekten av varierande redoxförhållanden (Eh) på kromlösligheten.

4.4 Effekt av inblandning av rötslam
4.4.1 Inledande batchförsök
Benägenheten hos Ni, Zn, Cd, Pb och Cu (ordnade i stigande grad) att bilda svårlösliga
sulfidkomplex i reducerande miljöer är väldokumenterad. Vid slaminblandning kan man dock
förvänta sig att lakbarheten för koppar kan öka genom komplexbindningar med lösta
organiska substanser. Ett antal skakförsök (48 timmar) vid L/S 10 genomfördes med RGP
med inblandning av 0, 1, 3, 5, 10 och 20 mass % rötslam. Resultatet redovisas i Figur 13.
Utlakad mängd (mg/kg)
1000
100
10
1
0 5 10 15 20
slamkvot (mass%)
Figur 13 Resultat från skakförsök (48 timmar) vid L/S 10 med olika andelar
slaminblandning.
Figur 13 demonstrerar att:
• Lösligheten för bly sjunker kraftigt med ökande andel slaminblandning. Vid en högre
andel slaminblandning än 10 % sker ingen signifikant ytterligare nedsättning av
blykoncentrationen.
• Lösligheten för zink påverkas ej av slaminblandning.
• Lösligheten för koppar når ett maximum vid en slaminblandning på 3-5% och sjunker
därefter med ökande slaminblandning.
4.4.2 Kolonnförsök
Eluatet från referenskolonnen och den kolonn där rötslam blandats in (Kolonn-Mix) visar en
liknande utveckling av pH, se figur 14. I kolonnen där rötslam tillsatts som ett filter vid
utflödet visar eluatet en signifikant lägre pH nivå. pH ligger här stabilt på c:a 9 vilket
indikerar att i detta fall så är det rötslammet som buffrar och påverkar pH. Som jämförelse
kan nämnas att rötslammet som användes här hade ett pH på 7,6 och den något högre nivån i
kolonnförsöket kan förklaras av påverkan från RGP:n och att laksystemet var slutet och ej i
jämnvikt med atmosfärisk koldioxid.
17
12,7
12,65
12,6
12,55
12,5
pH
Cu
Zn
Pb
pH

pH
14
13
12
11
10
9
8
7
0 1 2 3 4 5
L/S
6 7 8 9 10
pH kolonn referens pH kolonn mix pH kolonn filter
Figur 14 Resultat från kolonnförsök, pH
De övriga resultaten från kolonnförsöken redovisas i figur 15-18 där den utlakade mängden av
Pb, Zn, Cd, Cr, Cu, Ni, IC, och DOC plottats som funktion av L/S. I figurerna har också
gränsvärdena för deponering av inert avfall enligt rådets beslut (2003/33/EC) lagts in.
Gränsvärdena är angivna för tre L/S-nivåer, 0,1, 2, och 10. I diagrammen har dessa för
åskådlighetens skull bundits samman med linjer. Den utlakade mängden från
referenskolonnen av av Pb, Zn, Cd och Cr överstiger gränsvärdena för inert avfall, medan Cu
och Ni understiger dessa. Med undantag av Ni så reducerades de utlakade mängderna
signifikant som en effekt av rötslamstillsatsen. Lösligheten för Ni ökade signifikant i det fall
då rötslammet tillsattes genom inblandning, se figur 17.
För Cu, Cr, Zn, Cd, Pb (ordnade efter ökande grad av fastläggning) så reducerades de
utlakade mängderna med mellan drygt en tiopotens (Cu) upp till 5 tiopotenser (Pb). I samtliga
fall gav kolonnen där rötslam tillsats som ett filter de lägsta utlakade mängderna. Med
undantag av Cd, så är en av orsak till detta sannolikt att rötslamsfiltret buffrar vi en lägre pHnivå,
vilket är gynnsamt för dessa tungmetallers mobilitet, se figur 7.
En jämförelse med acceptanskriterierna för inert avfall visar att för samtliga tungmetaller,
med undantag av Ni, så understiger de utlakade mängderna, från kolonnen där rötslammet
utgjort ett filter, gränsvärdena för avfall som får mottas på en deponi för inert avfall. För Pb
Cd och Cr så understiger även de utlakade mängderna från kolonnen där rötslam blandats in
(Kolonn-Mix) gränsvärdena för inert avfall.
Ingen skillnad i utlakade mängder av DOC kunde iakttas från de båda kolonnerna där rötslam
tillsatts, se figur 18.
18

Cum release (mg/kg)
Cum release (mg/kg)
1000
100
10
1
0,1
0,01
0,001
Pb
Limit Pb
0,0001
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
L/S
Figur 15 Resultat från kolonnförsök, Pb och Zn. Gränsvärde för deponering av inert
avfall enligt rådets beslut (2003/33/EC) är inlagda som referens.
10
1
0,1
0,01
0,001
0,0001
0 1 2 3 4 5
L/S
6 7 8 9 10
Cd
Limit Cd
Figur 16 Resultat från kolonnförsök, Cd och Cr . Gränsvärde för deponering av inert
avfall enligt rådets beslut (2003/33/EC) är inlagda som referens.
19
Cum release (mg/kg)
Cum release (mg/kg)
1000
100
10
1
0,1
0,01
0,001
0,0001
1
0,1
0,01
0,001
0,0001
Zn
Limit Zn
0 1 2 3 4 5
L/S
6 7 8 9 10
0 1 2 3 4 5
L/S
6 7 8 9 10
Cr
Limit Cr

Utlakad mängd (mg/kg)
Cum release (mg/kg)
10
1
0,1
0,01
Cu
Limit Cu
0,001
0 1 2 3 4 5
L/S
6 7 8 9 10
Figur 17 Resultat från kolonnförsök, Cu och Ni.Gränsvärde för deponering av inert
avfall enligt rådets beslut (2003/33/EC) är inlagda som referens.
10000
1000
100
10
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
L/S
DOC Kolonn-Mix
IC Kolonn-Mix
DOC Kolonn-Filter
IC Kolonn-Filter
Figur 18 Resultat från kolonnförsök, IC och DOC
20
Cum release (mg/kg)
10
1
0,1
0,01
Ni
Limit Ni
0,001
0 1 2 3 4 5
L/S
6 7 8 9 10

5. Diskussion
Resultaten visar att man genom att tillsätta rötslam till RGP drastiskt kan minska mobiliteten
för Cu, Cr, Zn, Cd och Pb (ordnade efter stigande grad av fastläggning). Detta kan tolkas som
att det höga sulfidinnehållet i rötslam i kombination med slammets syreförbrukande
egenskaper skapar förutsättningar för en reducerande miljö där tungmetallkatjoner kan läggas
fast som sulfidmineral. Lösligheten för dessa mineral är låg. Fastläggningsmekanismerna är
dock ej kända och de kan även bero på bildning av andra mineral och adsorption.
I samtliga fall (med undantag av Ni) visade det sig effektivare att tillföra rötslam i form av ett
filter vid kolonnens utlopp jämfört med att blanda in rötslammet i RGP:n. Detta är sannolikt
en pH-effekt. Rötslammet buffrar vid en lägre nivå, där framförallt Pb och Zn är mindre
lösliga.
Resultaten visar också att lösligheten för vissa tungmetaller är mycket känslig för graden av
exponering för atmosfären. Detta gäller i synnerhet för bly och kan tolkas som att lösligheten
för bly är mycket känslig för redoxförhållanden. Även lösligheten för Cu och Cr reagerade
tydligt på varierande redoxförhållanden. Detta resultat har följande implikationer:
• Själva laktestförfarandet har stor betydelse för vilka koncentrationer som kan mätas upp.
Till exempel kan andelen luftvolym (head space) i flaskorna vid skakförsök vara av stor
betydelse.
• Om man kan etablera en stabil syrefrimiljö för den deponerade RGP:n så kommer detta att
vara mycket gynnsamt för att minimera de utlakade mängderna. Men, resultaten visar
också att fastläggningsfaserna är instabila och går snabbt i lösning vid exponering för
syre.
En alternativ tolkning är att blyets varierande löslighet styrs av karbonatsystemet och om det
det studerade systemet är öppet eller slutet. I ett öppet system kommer det att etableras
jämnvikt mellan vattenfasen och koldioxidens partialtryck i atmosfären. I ett alkaliskt system
kommer stora mängder koldioxid att lösa sig och en ökande löslighet kan i såfall förklaras av
bildandet av karbonat komplex.
21

6. Slutsats
Målsättningen i denna studie var att analysera effekten av inblandning av rötslam i RGP samt
att utvärdera dess potential som stabiliseringsmetod vid deponering av RGP, framförallt med
avseende på bly.
Experiment som utfördes på RGP visade att lösligheten för Pb, men även Cu och Cr, är
mycket känslig för graden av exponering för atmosfären. Detta betyder att om man kan
etablera en stabil syrefrimiljö för den deponerade RGP:n så kommer detta att vara mycket
gynnsamt för att minimera de utlakade mängderna. Men, resultaten visar också att
fastläggningsfaserna är instabila och de går snabbt i lösning vid exponering för syre.
För Cu, Cr, Zn, Cd och Pb (ordnade efter stigande grad av fastläggning) så reducerades de
utlakade mängderna vid kolonntest med mellan drygt en tiopotens (Cu) upp till 5 tiopotenser
(Pb) då 17% rötslam hade tillförts RGP:n. En jämförelse med acceptanskriterierna för inert
avfall visar att för samtliga tungmetaller, med undantag av Ni, så understiger de utlakade
mängderna, från kolonnen där rötslammet utgjort ett filter, gränsvärdena för avfall som får
mottas på en deponi för inert avfall. I samtliga fall gav kolonnen där rötslam tillsatts som ett
filter, de lägsta utlakade mängderna. Med undantag av Cd, så är en orsak till detta sannolikt
att rötslamsfiltret buffrar vi en lägre pH-nivå, vilket är gynnsamt för dessa tungmetallers
mobilitet.
Lösligheten för Ni påverkades negativt vid tillsats av rötslam och den utlakade mängden
ökade med en tiopotens.
Lämplig inriktning på en fortsättning av projektet kan vara :
• Utvärdering av stabiliseringsmetoden i större skala under mer fältlika förhållanden
• Studier av vilka mineralfaser som styr blyets löslighet och karbonatsystemets inverkan.
• Undersökningar av fastläggningsmekanismerna i rötslammet.
• Studier av det organiska materialets kapacitet att upprätthålla en reducerande miljö och
undersöka om den höga pH-nivån och den höga saltkoncentrationen vara hämmande för
mikroorganismerna.
22

Referenser
Buchholz, B.A., S. Landsberger, Leaching dynamics studies of municipal solid waste
incineration ash, J. Air & Waste Manage. Assoc., 45: 579-590, 1995
CEN/TC292, Characterisation of waste, Leaching behaviour tests, pH dependence, pH-static
test. Template for the preparation of CEN standard, English version 1.3, CEN/TC 292, CEN,
European committee for standardization, 2001.
Chandler, A.J., T.T Eighmy, J. Hartlén, O. Hjelmar, D.S. Kosson, S.E. Sawell, H.A. van der
Sloot, J. Vehlow, Municipal solid waste combustor residues: the international ash working
group, studies in environmental science 67, Elsevier science, Amsterdam, 1997.
Flyhammar, P., Estimation of heavy metal transformations in municipal solid waste, The
Science of the Total Environment, 198, 123-133, 1997
Sandell, J.F., G.R. Ddewey, L.L. Sutter, J.A. Willemin, Evaluation of lead-bearing phases in
municipal solid waste combustor flyash, J. Env. Eng., January, 34-40, 1996
SYSAV, Miljörapport, Malmö avfallsvärmekraftverk, Mars, 2000
Theodoratos, P., A. Moirou, A. Xenidis, I. Paspaliaris, The use of municipal sewage sludge
for the stablization of soil contaminated by mining activities, Journal of Hazardous Materials,
B77, 177-191, 2000.
Thipse, S.S., M. Schoenitz, E.L. Dreizin, Morphology and composition of the fly ash particles
produced in incineration of municipal solid waste, Fuel Processing Technology, 75, 173-184,
2002.
23