1. Summary Indledning Baggrund Forsøgenes formål...8

Transkript

1 PSO F&U 6514 Side: 1/73 1. Summary Indledning Baggrund Forsøgenes formål Procesidé Metode Materiale Størrelse af kolonne Projektets gennemførelse De enkelte forsøgsserier i laboratorieskala Batch forsøg med APC restprodukter fra AF Sortering/separation af hydratkalk i restprodukt fra AF Resultat af laboratorieforsøg med restprodukt fra Amagerforbrænding Laboratorieforsøg med bioaske udvaskning og separation Batchforsøg med vask af bioaske Resultat af batchforsøg med halmaske Resultat af batchforsøg med træflisaske Bench skala forsøg med fluidisering af bioasker Gennemførelse af fluidiseringsforsøg Halmaske Træflisaske Laboratorieforsøg med Aske/slagge fra I/S Vestforbrænding Batchforsøg med APC restprodukt fra VF Bench skala forsøg med flyveaske/slagge fra I/S Vestforbrænding Forsøg med mangandioxid stabilisering Forsøg med fluidiseringshastigheder på halmasker Opbygning af hovedforsøgsanlæg Hovedtræk i operation af forsøgsopstillingen Forsøgenes udførsel Resultat af forsøg med sortering af Halmaske Resultat af slæmningen, opløselige salte contra tørstofindhold Resultat af sorteringsforsøgene fordeling af metaller og salte mellem opløst og tørstof...38

2 PSO F&U 6514 Side: 2/73 9. Forøgelse af metaludvaskning fra halmaske ved ph justering Forsøg med vask af halmaske med ph justering Fluidiseret sortering af ph justeret halmaske Fluidiseringshastigheder på restprodukter fra Amagerforbrænding Forsøgsresultater Diskussion af resultaterne fra forsøgene med APC restprodukter fra AF Vandrensning Rensning af vandet i en MetClean proces Konklusion Halmaske Træflisaske Restprodukter fra semitør røggasrensning på I/S Amagerforbrænding Restprodukterne fra den våde røggasrensning fra I/S Vestforbrænding Vandrensning Anbefalinger Bioasker Semitørre restprodukt Aske/slagge fra Vestforbrænding Bilag 1 Laboratorieforsøgene med bioasker Bilag 2 Laboratorieforsøg med Vestforbrænding aske/slagger Bilag 3 Fluidiseringsforsøg med halmaske Bilag 4 Forsøg med ph reguleret vask og sorterings med halmaske Bilag 5 Resultaterne af den fluidiserede sortering af Amagerforbrændings restprodukt...73

3 PSO F&U 6514 Side: 3/73 1. Summary Ashes from the combustion of bio mass and residuals from air pollution control processes (APC) in connection with incineration of waste, constitute an environmental problem because of the high content of heavy metals. Preliminary laboratory studies have indicated that the bioashes by fluidisation could be separated in a coarse part with a low content of heavy metals and a fine part with a high content of heavy metals. Furthermore, the water used for fluidisation dissolves parts of the ashes. This study aims to demonstrate whether this process could be established in pilot scale with continuous flow, and whether this could reduce the content of heavy metals sufficiently in the coarse part in order for this part of the ash to be deposited on an ordinary landfill or reused as a fertilizer. The pilot test plant was installed on Avedøreværket. Ashes from the combustion of bio mass were fluidised / separated by means of neutral water as well as water at a low ph. The result showed that even though the separation came out successfully, the content of cadmium in the coarse part was still too high, i.e. the ash could not be reused as fertiliser. At the low ph, the content of heavy metals came to an almost acceptable level for reuse, however, this process is consuming too much acid for lowering the ph, to make the process realistic in economic terms. Furthermore the concentration of cadmium in the fine and coarse fractions were not sufficiently different to make the separation interesting. Similar results were obtained with the ash from the APC process. The ash can be washed and separated into a coarse and a fine part, but the content of heavy metals especially cadmium can not be reduced sufficiently to make it possible to reuse the material on arable land. In ashes from the semi-dry APC process a surplus of calcium hydroxide is added in order to remove chlorine and sulphur from the flue gas. The residuals will have a content of calcium hydroxide of approximately 15 20%, that make up the major part of the finest particles. By fluidising and sorting the calcium hydroxide out of the residuals it can be recirculated to the APC process. Experiments in the pilot plant shows that the residual from the semi-dry APC process can be fluidised and separated, resulting in a fine grained part with content of calcium hydroxide at 50%. With this amount of calcium hydroxide in the fine grained residuals it is economic feasible to use the process.

4 PSO F&U 6514 Side: 4/73 The content of heavy metals dissolved in water from the various processes has been removed in the MetClean process, making discharge to a sea recipient possible.

5 PSO F&U 6514 Side: 5/73 2. Indledning I september 2002 indledte Energi E2 A/S, I/S Vestforbrænding (VF), I/S Amagerforbrænding (AF), DHI og Krüger A/S et samarbejde med støtte fra Elkraft System, nu Energinet.dk en undersøgelse af mulighederne for at behandle bioaske og restprodukter fra affaldsforbrændingernes røggasrensning APC (Air Polution Control) med henblik på genanvendelse eller stabilisering således at en sikker deponering er mulig. Disse forsøg er gennemført på Avedøreværket i REA bygningen til blok 2 (røggasrensning), der siden 2001 har stillet den nødvendige plads til rådighed. Forsøgene, som omtales Askepot, er i praksis gennemført af DHI og Krüger A/S. Krüger har forestået forsøgene med sortering medens DHI har forestået forsøgene med stabilisering. Denne rapport beskriver sorteringsforsøgene, mens en rapport over stabiliseringsforsøgene er udarbejdet af DHI.

6 PSO F&U 6514 Side: 6/73 3. Baggrund De danske elværker anvender på flere af deres små kraftvarmeværker og på Avedøre 2 forskellige typer biobrændsler, som halm og træflis. Det forventes at andelen af megawatt el og varme der produceres på biobrændsler med tiden vil øges da denne brændselsform betegnes CO 2 neutral. Asken fra forbrænding af biobrændslerne indeholder flere salte og tungmetaller der kan være miljøbelastende. Med den forventelige øgede brug af biobrændsler vil problemerne med disponeringen af aske fra disse anlæg derfor blive forøget tilsvarende. Røggasrensning i forbindelse med affaldsforbrænding giver også anledning til store mængder af restprodukter fra røggasrensningen i form af aske og slam fra rensningen fra røggas spildevandsrensningen, APC-restprodukter. Med et indhold af bl.a. tungmetaller giver disse restprodukter anledning til store vanskeligheder i forbindelse med sluthåndteringen/deponering i Danmark. På nuværende tidspunkt deponeres restprodukterne fra I/S Amagerforbrænding og I/S Vestforbrænding m.fl. i Norge medens restprodukterne fra andre affaldsanlæg deponeres i Tyskland. Affaldsforbrændingerne har gennem en årrække arbejdet med udvikling af forskellige metoder til at stabilisere disse restprodukter, således at en deponering kan foregå miljøstabilt. Ved nærværende undersøgelser er VKI-processen (CO 2 -stabilisering) blevet finpudset og optimeret. Karakteristisk for begge typer affaldsprodukter er, at de indeholder tungmetaller, der hindrer genbrug eller besværliggør en miljømæssig forsvarlig deponering. For bioaskernes vedkommende er det primært indholdet af cadmium der forhindrer en hel eller delvis udspredning på markerne. Samtidig findes en betydelig mængde kalium-, kalcium- og fosfatsalte bundet i bioaskerne, der helt eller delvist er ønskelige på markerne til gødningsformål. For restprodukterne fra affaldsforbrænding er det generelt problematisk med tungmetallerne. Det er både kationerne (bl.a. Cd, Pb og Cu) og de aniondannende metaller, (krom, molybdæn og antimon) der volder problemer i forbindelse med deponering. Også i disse restprodukter findes der salte, der kan opløses og potentielt vil kunne genanvendes, f.eks. kalciumklorid. Væsentligst er dog det betydelige indhold af overskudshydratkalk i restprodukterne, især fra den semitørre røggasrensning der er nødvendig for at opnå en tilstrækkelig rensning af røggassen. Dette overskudskalk kan muligvis genanvendes i selve røggasrensningen, således at forbruget af frisk hydratkalk kan reduceres.

7 PSO F&U 6514 Side: 7/73 Et eventuelt genbrug af begge typer restprodukter forudsætter, at der sker en opkoncentrering af de genanvendelige fraktioner samt en frasortering af de ikke genanvendelige fraktioner. Desuden skal der ske en adskillelse af tungmetallerne fra de genanvendelige salte.

8 PSO F&U 6514 Side: 8/73 4. Forsøgenes formål Det samlede formål med et har været at øge genanvendelsesgraden af askerne og restprodukterne, samt at gøre de restprodukter der ikke kan genanvendes, miljømæssigt langtidsstabile. I bilag til ansøgningen om støtte til projektet var de overordnede mål formuleret som: størst mulig frasortering af overskudshydratkalken fra semitørt restprodukt og vurdering af mulighederne for genbrug at opløse mest muligt af restprodukternes indhold af KCl hhv. CaCl 2 og vurdere mulighederne for genanvendelse at minimere den restproduktmængde, der skal deponeres, genindfyres, stabiliseres eller på anden vis underkastes en fordyrende sluthåndtering at stabilisere restprodukterne i et omfang så de kan genbruges eller deponeres uden senere miljøproblemer selektivt at binde frigivne tungmetaller på en måde der muliggør genudvinding, dersom mængderne af metaller er tilstrækkeligt store at reducere mængderne af de problematiske stoffer i slutprodukterne, så de kan slutdeponeres under betryggende forhold og eventuelt genbruges til specialformål at udvaske de mest mobiliserbare tungmetaller fra restprodukterne, herunder specielt cadmium fra bioasken For at opfylde foranstående overordnede mål er der ved et undersøgt mulighederne for at: 1. Reducere restproduktmængderne med de opløselige salte og bringe dem i en genanvendelig form. (Krüger) 2. Sortere restprodukterne efter kornstørrelser for derved at skabe mulighed for genbrug af den størst mulige fraktion til udspredning på marker samt genbruge overskudshydratkalk i røggasrensningen. (Krüger) 3. Udvaske den størst mulige mængde af de mobiliserbare tungmetaller og overføre dem til et mere stabilt restprodukt, for herigennem at øge genanvendelighedsgraden af restprodukterne og vaskevandet samt at øge langtidsstabiliteten af de restprodukter der skal slutdeponeres. (Krüger og DHI) 4. Videreudvikle/færdigudvikle en proces til langtidsstabilisering af restprodukterne, især produkterne fra affaldsforbrændingen med henblik på at kunne producere et langtids- og deponeringsstabilt slutprodukt. (DHI) I denne rapport behandles punkt 1-3 vedrørende fluidiseret sortering af asker og restprodukter samt mulighederne for at rense vaskevandet for tungmetaller idet en forrensning af spildevandet fra forsøgsanlæggene var en del af Københavns amts miljøgodkendelse af forsøgsanlæggene.

9 PSO F&U 6514 Side: 9/73 5. Procesidé Ved opslæmning og efterfølgende fluidisering skal de opløselige metaller og salte opløses og resten sorteres efter kornstørrelse. Den genanvendelige del af asken og restprodukterne oparbejdes og gøres velegnede til genbrug. 5.1 Metode Med en opadrettet vandstrøm i en kolonne med en passende vandhastighed kan et inert materiale holdes i suspension, dels ved den vertikale kraft der påvirker hvert enkelt korn efter størrelsen af tværsnitsarealet (Stokes lov), dels ved kornenes gensidige påvirkning af hinanden ved sammenstød (og dels ved, at der ved fluidiseringen, er plads nok til at vandet kan passere mellem kornene, ekspansionen), se figur 1. Løftekraft afhængig af R 2 korn Der skal være plads til vandet Tyngdekraft afhængig af R 3 Figur 1. De kræfter der er involveret i fluidiseringen. Som den nedadrettede kraft fungerer tyngden, der er bestemt af kornets massen. Den samlede masse af kornet er bestemt af massefylden og kornstørrelsen dvs. radius i tredje potens. Samspillet mellem den opadrettede kraft, og den nedadrettede tyngdekraft vil bevirke, at de største og dermed tungeste korn i en ligevægtssituation vil befinde sig i bunden af fluid bed kolonnen, mens de mindste og letteste korn vil findes øverst i kolonnen. 5.2 Materiale Askerne og restprodukterne har kornstørrelser, der svarer til finkornet sand, silt og ler med massefylder på typisk mellem 2 og 3 g/cm 3. I askerne fra biobrændsler vil der desuden findes ikke forbrændt halm/træflis med mindre vægtfylde, typisk mindre end 1.

10 PSO F&U 6514 Side: 10/73 Principielt vil der derfor ved en ligevægt i en fluid bed kolonne dannes en kornfordeling med de største og tungeste korn nederst, og de finere korn højere oppe og øverst de lette korn. Fluidiseringen vil, hvor det passerer mellem de fluidiserede korn medføre en vis ekspansion af askerne, for at vandet skal kunne passere. Tilsættes der derfor løbende nyt materiale, skal der hele tiden fjernes en tilsvarende mængde, ellers vil der ske et overflow. Dette overflow kan benyttes i fordelingsprocessen. Med en given kornstørrelse og et given flow i kolonnen kan denne kun indeholde en given mængde fluidiseret materiale. Ved tilsætning af nyt materiale skal der derfor, for at opretholde en ligevægt af materiale fjernes en tilsvarende mængde som det der tilsættes enten ovenud af kolonnen, som de fineste korn eller ud gennem et bundudtag som de groveste korn. Udtages der en passende mængde materialer i bunden af en kolonne, svarende omtrent til mængden af de groveste korn, en mængde materiale i et højere niveau, samt tillades resten af de fineste korn, at forlade kolonnen ved overflow, vil der kunne etableres en ligevægt/kornstørrelse separation af det tilførte materiale. Dette er dog under forudsætning af at opholdstiden i kolonnen er tilstrækkelig til, at der kan opnås en tilstrækkelig fluidiseringsligevægt i kornstørrelserne. Mængden af materiale, der skal udtages i de forskellige niveauer, er alene bestemt af sammensætningen af materialerne og valget af de kornstørrelser, der ønskes efter sorteringen. 5.3 Størrelse af kolonne Nedenfor findes formler til beregning af ekspansionen og dermed kolonnestørrelse/ den nødvendige afstande mellem indføring af slam og udtag af sorteret granulat som funktion af kornstørrelsesfordelingen, vandhastighed, vægtfylde og diameter, samt et teoretisk beregnet eksempel, hvor der er anvendt de fluidiseringshastigheder, der foreløbigt må forventes anvendt. Ekspansionen: E = (1-p 0 )/(1-p) Porøsitet: p 3 /(1-p) 0,8 = 130 x (ν 0,8 /g) x (ρ w /(ρ p - ρ w )) x (v 1,2 /d 1,8 ) Hastigheder: Mindstehastighed for at fluidisere materialet: 1,2 v min = p 3 /(1-p) / (ρ w /(ρ p - ρ w )) / (ν 0,8 /d 1,8 ) x (g/130) Maksimale fluidiseringshastighed: v max = 1/10 x ((g/ν) x (ρ w /(ρ p - ρ w ))) 0,8 x d 1,4

11 PSO F&U 6514 Side: 11/73 p 0 p d ν g ρ w ρ p- v - porøsitet før fluidisering - porøsitet efter fluidisering - kornenes diameter - viskositeten - tyngdeaccelrationenen - massefylde af vand - massefylde af korn - vandets hastighed Korndiamter mm v min m/h v max m/h v beregning m/h Porøsitet Ekspansion Finsilt 0,005 0, ,5 0,964 8 Mellem silt 0,01 0, , Mellem silt 0,01 0, , Grov silt 0,05 1, ,937 4,8 Finsand 0,1 5, ,874 2,4 Tabel 1 Teoretisk beregnet sammenhæng mellem kornstørrelse og ekspansion ved forskellige typiske hastigheder beregnet under forudsætning af ensformige kornstørrelser. Minimumshastigheden udtrykker den vandhastighed der mindst skal til for at fluidisere materialet, medens maksimumshastigheden udtrykker den hastighed hvor alt materialet vil følge vandstrømmen. Ekspansionen udtrykker i princippet, hvor langt der er mellem kornene ved en bestemt hastighed og dermed behovet for kolonnehøjder. Antages det eksempelvis at ekspansionen er 5, vil dette betyde, at der med 1 m materiale i bunden af en kolonne ved stilstand kræves en 5 m høj kolonne, for at denne skal kunne indeholde det expanderede materiale. Teoretisk kan expansionen i en kolonne let bestemmes, og dermed kan højder og afstande mellem ind og ud etc. fastlægges. I praksis er det derimod ikke let. Kornstørrelsesfordelingen af askerne og restprodukterne er ikke simple, og er som regel ubekendt og samtidig varierer de meget. Samtidig er antallet af alle de relevante vand- og materialestrømmene ind og ud af kolonnen meget stort og de kan alle indbyrdes varieres. Det vil derfor i praksis være vanskeligt at bestemme den optimale kolonne selvom de teoretiske beregninger kan hjælpe til fastlæggelse af udgangspositionen. Ved fastlæggelsen af udformningen af en sorteringskolonne skal det erindres at der skal opnås en tilstand af ligevægt mellem: 1. tilført/fjernet materiale i toppen

12 PSO F&U 6514 Side: 12/73 2. tilført/udtaget materiale i bunden 3. kornstørrelsesfordelingen af det tilførte, udtagne og det blivende materiale 4. fluidiseringshastigheden 5. expansionen af materialet og, at hver af disse delelementer kan justeres i en kompliceret indre afhængighed.

13 PSO F&U 6514 Side: 13/73 6. Projektets gennemførelse Det samlede projekt incl. de forudgående indledende undersøgelser omfatter i henhold til den oprindelige projektbeskrivelse: Fase 0 - Forsøg i laboratorieskala med hydratkalk fra AF og bioasker fra Slagelse (halm) og Junkers (træflis). Undersøgelse af mulighederne for sortering. Disse forsøg er udført forud for nærværende projekt. resultaterne er dog indarbejdet i denne rapport. Fase 1 - Opbygning af anlæg til sortering og stabilisering Fase 2 - Indledende sorteringsforsøg og kontrol af tidligere stabiliseringsforsøg. Fase 3 - Forsøg med optimering af vask og sortering på bioasker samt indledende forsøg med af sorteringen af restprodukter. Optimering af stabiliseringsprocessen på affaldsforbrændingernes restprodukter herunder forsøg med en et-trins proces. Indledende forsøg med stabilisering af bioasker efter sortering Fase 4 - Optimering af sortering/vask af APC restprodukter. Forsøg med stabilisering af bioasker. Fase 5 - Rapportering og skitse til anlæg. Projektet har for Krügers del omfattet alle de udførte vaske og sorteringsforsøg nævnt i ovenstående. Projektet er gennemført i 5 adskilte faser, men disse er undervejs revideret af styregruppen efter behov, dog således, at alle aspekter, der er anført i projektoplægget er behandlet. I nærværende rapport er behandlet resultaterne af disse forsøg, hvor de enkelte forsøgsresultater er søgt samlet efter de anvendte forsøgsanlæg. Mere detaljerede beskrivelser af forsøg og resultater for flere af faserne findes i foreløbige og tidligere statusrapporter til et, og som, om nødvendigt, kan rekvireres. I rapporten er resultatet af følgende forsøg behandlet: Laboratorie- og bench skala forsøg med restprodukter, halm og træflisaske samt Laboratorie- og bench skala forsøg med semitørre restprodukter (AF) Laboratorie- og bench skala forsøg med APC restprodukter fra den våde proces (Vestforbrænding) Opbygning af forsøgsanlæg på Avedøreværket Optimering af sorteringen af restprodukter med jævnt fordelt kornstørrelser, primært baseret på halmaske

14 PSO F&U 6514 Side: 14/73 ph-reguleret frigivelse af metaller fra halmaske under fluidisering/sortering Forsøg med sortering af semitørre APC produkter (Amagerforbrænding)

15 PSO F&U 6514 Side: 15/73 7. De enkelte forsøgsserier i laboratorieskala Ved forsøg i laboratorieskala forstås dels forskellige typer batch forsøg med såvel bioasker som APC restprodukter af alle typer og dels bench skala forsøg i en lille fluidiseringskolonne med bioasker og APC restprodukter. 7.1 Batch forsøg med APC restprodukter fra AF I den indledende fase blev APC restprodukter fra den semitørre proces på AF undersøgt ved laboratorietest udført hos DHI i samarbejde med Krüger. Formålet med denne undersøgelse var at bestemme det relative indhold af hydratkalkindhold som funktion af sedimentationstiden og dermed kornstørrelsesfordelingen. Ved disse forsøg blev APC restproduktet forsigtigt rystet i et smalt bægerglas efterfulgt af en sedimentering og prøveudtagning. Efter henstand/sedimentering i henholdsvis 30, 60, 120, 180 og 240 sek. blev den ikke bundfældede del forsigtigt udtaget og prøven bestående af vand og slam blev titreret for at bestemme indholdet af hydratkalk Sortering/separation af hydratkalk i restprodukt fra AF Der er i disse forsøg anvendt et typisk restprodukt fra AF, fra før Restproduktet stammer fra en tidligere forsøgsserie med stabilisering udført på Vestforbrænding. Der er anvendt en tilfældig gammel prøve, som kan være undergået kemiske ændringer. Under omrystning blev 50 g restprodukt opslæmmet i vand i en 1-liter plastflaske ved et forhold mellem faststof (S) og væske (L) L/S = 20. Det anvendte L/S forhold giver visuelt en næsten uhindret sedimentation. Mindre L/S-forhold giver en tydeligt ringere sedimentation. Opslæmningen blev hurtigt overført til et 1-liters slankt, cylindrisk måleglas og henstod til sedimentatering. Efter en passende tid blev de øverste 800 ml forsigtig dekanteret fra. Den fradekanterede væske blev filtreret og i det fraseparerede og uvaskede faststof blev tørstofindholdet bestemt. Resultaterne af tørstofbestemmelser-ne viste, at de anvendte sedimentationstider gav en rimelig spredning i mængden af faststof i overfasen i forhold til bundfaldsfasen. De fradekanterede væsker fra sedimentationsforsøgene blev efterfølgende titreret med saltsyre. Ud over selve sedimentationsprøverne blev følgende prøver titreret:

16 PSO F&U 6514 Side: 16/73 en prøve af filtrat kaldet Filtrat fra filtrering af 50 g AF-restprodukt opslæmmet i 1 l vand. (Resultatet af denne titrering bruges efterfølgende til korrektion for opløst alkalinitet.) en prøve kaldet Ca(OH) 2 af 5 g ren hydratkalk opslæmmet i 1 l vand en prøve kaldet 30 s genopsl. af genopslemmet tørstof fra tørringsforsøget ved sedimentationstiden 30 sekunder (se ovenfor) en blindprøve kaldet Total af 50 g AF-restprodukt opslæmmet i 1 l vand Resultat af laboratorieforsøg med restprodukt fra Amagerforbrænding Kvaliteten af det frasedimenterede faststof stiger ved stigende sedimentationstid. Det skal dog bemærkes, at der ved titreringen ikke kun titreres alkalinitet svarende til det angivne tørstofindhold, men også alkalinitet i form af opløst tørstof. Den opløste alkalinitet antages at være ens for alle prøver, idet prøverne er behandlet ens med hensynt til omrystning etc., med undtagelse af forskellige sedimentationstider inden fradekantering. Der vil naturligvis på grund af inhomogenitet være mindre variationer i de afvejede 50 g prøver. Variationen skønnes dog af underordnet betydning. Det antages derfor, at resultatet af titrering af Filtrat er repræsentativ for opløst alkalinitet ved opslemning af den aktuelle prøve. Korrigeres de enkelte sedimentationsprøvers syreforbrug ved alle ph-værdier for Filtrat -prøvens syreforbrug ved de samme ph-værdier fås et bedre mål for det titrerede tørstofs alkalinitet og dermed kvalitet. En afbildning af prøvernes korrigerede kvalitet fremgår af figur 2 og viser at: ph 8.00 Total 30 s s 120 s s 240 s 2.00 Ca(OH)2 30 s genopsl meq/g Figur 2 Resultat af titrering af forskellige fradekanterede prøver ved sedimentering af AF-restprodukter. Den tørrede og genopslemmede prøve har en kvalitet, der er ringere end den frisk titrerede 30 s prøve, hvilket antyder karbonatisering ved tørring af prøven Totalprøven har den ringeste kvalitet Kvaliteten stiger ved stigende sedimentationstider 240 s prøven har en kvalitet tæt på ren hydratkalk

17 PSO F&U 6514 Side: 17/73 Som det er anført ovenfor sker der tilsyneladende en karbonatisering under tørringen af prøverne og den efterfølgende genopslæmning. Dette betyder, at det faktiske indhold af aktivt hydratkalk i de oprindelige prøver er lidt større end det målte, hvilket gør, at muligheden for at genanvendelse er undervurderet en smule i forsøgene. Samtidig hermed understreges det, at materialerne bør oparbejdes hurtigst muligt efter, at det er produceret i absorberen, samt, at en efterfølgende begrænsning af vandindholdet i det genanvendelige materiale ikke baseres på en tørring. Med udgangspunkt i det fundne indhold af hydratkalk i det fraskilte tørstof ved forskellige sedimentationstider, er det i tabel 2 angivet, hvor stor en procentdel af den oprindelige restproduktmængde, der kan genfindes i den fradekanterede prøve. Prøve Hydratkalk g Ts/kg bundfældet produkt Genanvendelse, % af samlede mængde restprodukt 240 s s s s s Tabel 2 Beregnet genanvendelse af hydratkalk for en proces med recirkulation af fluidiseringsvæsken (intet tab af opløst hydratkalk). Forsøgene er udført på en prøve indeholdende 17,2 % hydratkalk (13% CaO). Forsøgene viser, at op til 70 % af restproduktets hydratkalkindhold frasepareres, når der også opereres med en fiktiv recirkulation af sedimentationsvæsken; dog vil en øget genanvendelsesandel medføre en relativt højere recirkulation af ikke-aktivt tørstof (flyveaskeandel). En mere uddybende beskrivelse findes i den tidligere udarbejdede rapport for fase Laboratorieforsøg med bioaske udvaskning og separation Forsøg med bioaskerne i laboratorieskala blev udført i Krügers forsøgs container. Formålet med bioaskeforsøgene var primært at se, om det var muligt, at opnå en sortering og sekundært, at undersøge hvor meget, der kunne udvaskes af materialerne. Forsøgene med bioasker blev gennemført på 2 principielt forskellige slags råmaterialer dels halmaske fra Slagelse fjernvarmeværk og dels træflisaske fra Junkers træflisanlæg.

18 PSO F&U 6514 Side: 18/73 Figur 3 Batchforsøg med halmaske I første del blev aske og vand blandet i et antal bægerglas i forholdet 300 g aske til 600 ml vand, se figur 3. Prøverne blev opslæmmet ved langsom omrøring og ph reguleret til forskellige niveauer. Efter opnåelse af stabil ph blev prøverne udtaget, filtreret og analyseret for indhold af metaller i opløsningen og slammet. Herved opnås et overblik over den potentielle udvaskning af restprodukterne. De opløste tungmetaller kan efterfølgende fjernes fra væskefasen i en MetClean granulatproducerende proces. Den anden del af forsøgene, benchskala forsøgene, omfattede et fluidiseringsforsøg i en lille kolonne, se billedet i figur 4. Asken i kolonnen blev fluidiseret med stigende vandstrøm og vand samt det opslæmmede aske blev opsamlet. Ved lave vandhastigheder er det de fineste korn, der følger med vandstrømmen, voksende med den trinvist øgede fluidiseringshastighed. Disse prøver blev ligeledes filtreret, og vand og askeindhold blev analyseret hver for sig. Figur 4. Forsøgskolonne til bench skala forsøg Batchforsøg med vask af bioaske Ved batchforsøgene blev det undersøgt, om der indenfor en passende opholdstid og ved forskellige ph-værdier kunne opnås en passende opløsning/udvaskning af især K og Cd fra halm- og træflisaske. Forsøgene blev gennemført således:

19 PSO F&U 6514 Side: 19/73 0,1 kg materiale blev afvejet og tørret for tørstofbestemmelse. 4 prøver af 0,5 kg tørstof blev tilsat 1 l vand (L/S = 2) halmaskeprøverne blev tilsat 8 ml, 5 ml, 1 ml og 0 ml 30% HCl, mens prøverne med træflisaske blev tilsat 261 ml, 212 ml, 154 ml og 0 ml 30% HCl prøverne blev forsigtigt omrørt i ca. 60 min herefter henstod prøverne til sedimentering vandet blev fradekanteret og filtreret med 0,45 µm filter en ubehandlet prøve samt alle vand- og tørstofprøver fra forsøgene blev analyseret for indhold af Cd og K samt flere andre metaller og salte Resultat af batchforsøg med halmaske Det væsentligste for en mulig genanvendelse af halmasken er indholdet af tilgængeligt kalium i væskefasen, idet det er forudsat, at væskefasen kan renses for de utilsigtede tungmetaller. I figur 5 er vist fordelingen af kalium fra de 4 forsøg med halmaske som funktion af vaskevandets ph. Af figuren fremgår at mængden af opløst Kalium nærmest er uafhængig af ph, hvilket også var at forvente Opløst Tørstof Total minus målt mg K total ,8 7,7 ph 8 8,4 Figur 5. Samlede indhold af kalium i væske og restprodukt i forsøget. (500 g ts. + 1 L vand) Generelt følger udviklingen for de øvrige makrosalte udviklingen i indhold af kalium. Af hensyn til en samlet gødningsvurdering af vaskevandet må indholdet af kalcium og fosfor også vurderes. Kalciumindholdet er omkring 0,3 g/l og indholdet af fosfor omkring 0,5 g/l. Hvorvidt fosforindholdet forbliver højt efter en tungmetalrensning, behandles i afsnit 10. I restprodukterne vil der efter oplukning/vask efterlades almindelige mineraler, så som kvarts (SiO 2 ), feltspat/plakioklas (K,Na,Ca)Ai x Si y O z, kalk og lermineraler (f.eks. KAl 2 ((OH,F) 2 AlSi 3 O 10 )) samt gips (CaSO 4 ). En del af disse mineraler stammer fra den jord, der følger med halmen ved forbrændingen. Desuden dannes der ved glasifisering under forbrændingen mineraler, der svarer til vulkanske bjergarter.

20 PSO F&U 6514 Side: 20/73 Blandt makroionerne er der derfor tale om en blanding af de mobile opløselige salte og de imobile grundstoffer i de uopløselige mineraler. En betydelig del af halmasken er således blevet opløst, ca % herunder specielt K, men omkring 25-40% af askens indhold af K er fastere bundet og ikke umiddelbart opløseligt. Tech-wise A/S, gennemførte omtrent samtidigt/lidt før en tilsvarende række opløsningsforsøg. Her blev der opnået et tilsvarende resultat, at omkring 65% af halmasken kan opløses ved et L/S forhold på 2:1. For tungmetallernes vedkommende er interessen koncentreret omkring cadmium. I figur 6 er vist det beregnede totale indhold af Cd i opløsning og i resttørstoffet. På grund af den høje detektionsgrænse har det været nødvendigt at beregne restindholdet af Cd i tørstoffet udfra det samlede indhold og indholdet i væskefasen. mg Cd total Opløst målt TS beregnet TS Figur 6. Indhold af cadmium i væskeog tørstoffasen ved forskellige ph ,8 7,7 8 8,4 ph Af figur 6 fremgår, at indholdet af opløst Cd falder med stigende ph, der er mindre Cd desorberet. Også her kan der sammenlignes med Tech-wise A/S tilsvarende undersøgelser. I disse forsøg er der bevidst anvendt højere ph for at reducere udvaskningen af især Cd. Der er således opløst væsentligt mindre Cd ved de anvendte ph-værdier på omkring 8,5 10, mens indholdet af Cd i filterkagen, på ca. 20 mg/kg TS, er i samme størrelsesorden i nærværende forsøg, når der tages i betragtning at lidt over 50% af materialet opløses. I bilag 1 er vist de samlede analyser for et større antal metaller samt de data der er anvendt til fremstilling af ovenstående figurer. Der opløses/desorberes betydelige mængder B, Ba, Mo og Sr, samt Zn ved lavet ph. Disse metaller/grundstoffer optræder på nær Mo som kationer og bør i store træk følge de samme regler som Cd, blot med forskudte sammenhænge med ph. Mo, der optræder som anionen molybdat, følger andre regler, med størst desorption ved høje ph og mindst ved lave ph, dvs. under ph = 5,5. Samme udvikling har kro-

21 PSO F&U 6514 Side: 21/73 mat, der dog i nærværende undersøgelse er under den forhøjede detektionsgrænse. I øvrigt gælder tilsvarende desorptionsafhængighed af ph for As og V. Samlet set opfører metallerne sig som forventet. En mere indgående analyse viser dog, at metalindholdet i den oprindelige askeprøve er større end i restindholdet og opløst indhold efter opløsningsforsøgene. Differencen tilskrives dels analyseusikkerheder og usikkerheder i opgørelse af tørstofmængder i restasken Resultat af batchforsøg med træflisaske Generelt adskiller træflisasken sig en del fra halmasken. De samlede analyseresultater fremgår også af bilag 1. I træflisasken er der i forhold til halmasken et relativt lavt indhold af kalium. Indholdet af kalcium og dermed alkaliniteten er derimod væsentlig højere end i halmasken. I forhold til halmasken er ph i træflisasken derfor højere og syreforbruget ved ph regulering tilsvarende højere. Indholdet af magnesium i træflisasken er ligeledes højere end i halmasken. Denne anderledens sammensætning giver sig til udtryk i, at asken ikke opløses eller opslæmmes så let. Under tilsætning af vand danner metallerne hydroxider ved de høje ph værdier. For at få asken opslæmmet/opløst skal der derfor tilsættes lidt mere vand, eller der kan tilsættes syre for at sænke ph og reducere hydroxidslamdannelsen for de almindelige salte, især Mg. Ved lavt ph forbliver en del CaSO 4 uopløst, så det kan være nødvendigt, at asken opløses ved en totrinsproces. Ligesom for halmasken skal der specielt fokuseres på gødningsværdien, herunder primært indholdet af kalium. Det skal dog erindres, at et kalkindhold på g/l kan have en positiv indflydelse på jordstrukturen. I modsætning til i halmasken er fosforindholdet i træflisasken lavt, under 10 mg/l og har derfor ingen gødningsværdi. Ved de i forsøgene anvendte ph variationer, er indholdet af opløste salte generelt rimeligt konstante, kun med begrænsede variationer. Kun i en enkelt prøve, med et meget højt ph, er der et meget lavt indhold af Ca og Mg samt et meget højt indhold af svovl. Ved dette ph niveau danner næsten alle metaller hydroxider herunder kalcium og magnesium. Der er en tydelig sammenhæng mellem ph, mængden af opløste salte og hvilke salte, der er opløst. I figur 7 er vist det samlede indhold af kalium og fordelingen mellem faststof fasen og væskefasen fra forsøgene med træflisaske fra Junkers træflisforbrændingsanlæg.

22 PSO F&U 6514 Side: 22/ Opløst Tørstof T0-0 minus målt mg K total Figur 7. Fordeling af kalium (K) ved forskellige ph værdier ,5 8,2 ph 8,8 13,3 I restprodukterne efterlades der efter oplukning/vask almindelige mineraler, så som kvarts (SiO 2 ), gips (CaSO 4 ) feltspat/plakioklas (K,Na,Ca)Ai x Si y O z, kalk (CaCO 3 ) og lermineraler (eks. KAl 2 ((OH,F) 2 AlSi 3 O 10 )). En del af disse mineraler skyldes den jord der følger med træasken ind i forbrændingen. Desuden dannes der ved glasifisering under forbrændingen mineraler der svarer til vulkanske bjergarter. Omkring % af træflisasken kan opløses, altså lidt mindre en for halmaskens vedkommende. Det er dog kun omkring 50% af askens indhold af K, som kan opløses. For tungmetallernes vedkommende er det især indholdet af cadmium i træflisasken, der har betydning for genanvendelsen. Ved måling af cadmiumindholdet i rest træflisaske var der valgt en for høj detektionsgrænse, hvorfor kun totalindholdet i asken samt opløst Cd i vaskevandet er kendt. Tørstofindholdet er derfor beregnet som forskellen mellem totalindhold og opløst cadmium. Af figur 8 fremgår at indholdet af opløst Cd falder med stigende ph. 4 3,5 Opløst beregnet tørstofindhold mg Cd total 3 2,5 2 1,5 1 0,5 Figur 8. Det samlede indhold af Cd i forsøgene. Cadmium- indholdet i tørstoffet er under detektionsgrænsen hvorfor indholdet er beregnet som totalindholdet i den originale aske minus det målte opløste indhold. 0 5,5 8,2 ph 8,8 13,3 Nærværende resultater udviser en yderligere forskydning med desorption ved lidt højere ph, men forskydningerne ligger dog indenfor 1 2 ph grader. For-

23 PSO F&U 6514 Side: 23/73 skydningen er dog ikke så stor som for halmasken, men for træflisasken er indholdet af klorid lavere, omkring ca. 40 g/l mod ca. 80 g/l. Samlet set må det forventes, at ph skal sænkes til under 6,5 for at opnå en effektiv opløsning/desorption af Cd. 7.3 Bench skala forsøg med fluidisering af bioasker Der er gennemført 2 forsøg med sortering af henholdsvis halmaske og træflisaske i en lille ø75 mm kolonne Gennemførelse af fluidiseringsforsøg Ved fluidiseringsforsøgene blev der anvendt: 1. en lille ø75 mm kolonne 2. en doseringspumpe der ydede mellem 15 og 110 l/h 3. en trykudligningsbeholder 4. en beholder til sedimentation og en beholder til råvand Fluidiseringsforsøgene skulle vise, om der er en effekt af at kornstørrelsessortere asken i en fluid bed. Ved forsøgsopstillingen er der derfor primært fokuseret på de fysiske parametre og ikke de mulige ph justeringer. Forsøgene med bioasker blev gennemført som beskrevet i det følgende og med en forsøgsopstilling som illustreret i figur g ts blev afvejet og tilsat vand svarende til et L/S på 2:1 Pumpen til indpumpning af vand blev indstillet til den laveste ydelse Al væske og slam blev opsamlet indtil væsken var rimelig klar Vandhastigheden blev forøget og væske og aske blev samlet i ny beholder Og så fremdeles indtil det maximale flow blev nået postevand 100 l l Figur 9. Skitse af forsøgsopstilling til fluidiseringsforsøg. Kolonnen er ø75 mm og 1m høj. Prøverne blev sedimenteredet, dekanteret og vejet, og ph blev målt. Vandprøver og sedimentprøver blev analyseret

24 PSO F&U 6514 Side: 24/ Halmaske Som allerede anført under batchforsøgene findes et mere detaileret datamateriale i bilag. Det afgørende for en mulig genanvendelse af halmasken er, at der er forskel i metalindholdet afhængig af fluidiseringshastigheden/kornstørrelsen. Da den begrænsende faktor for genanvendelse er askens indhold af cadmium er der fokuseret herpå. I figur 10 er afbildet indholdet af Cd i den delmængde af asken der fulgte med ud med den anførte vandhastighed. De opnåede data viser at indholdet af zink kan være endog meget højt, hvorfor også indholdet af zink er afbildet i figur 10. Zn i mg/kg ts Zn i asken Cd i asken 4,1 19,8 29,7 rest Figur 10. Indhold af zink og cadmium i halmaske afhængig af fluidiseringshastighed. De 3 første søjler repræsenterer det der er fluidiseret ovenud af kolonnen. Den sidste søjle er det der blev tilbage efter sidste fluidiseringsforsøg Fluidiseringshastighed Af figur 10 fremgår, at koncentrationen af de 2 metaller er højest ved de lave fluidiseringshastigheder, dvs. at de fineste korn indeholder meget cadmium og zink Cd i mg/kg ts Restasken efter fluidisering ved den højeste hastighed indeholder dog stadig så meget cadmium, at indholdet er højere end tilladt ved genudspredning Træflisaske Indholdet af metaller i træflisasken er generelt lavere end i halmasken, hvorfor det i forbindelse med kornstørrelsessorteringen af træflisasken kun er indholdet af cadmium i de forskellige kornfraktioner, der har interesse. I figur 11 er vist resultaterne af forsøget med træflisaske Cd i mg/kg ts ,3 11,0 26,4 rest Fluidiseringshastighed Figur 11. Cadmiumindholdet i træflisasken afhængig af fluidiseringshastigheden. De 3 første søjler er aske fluidiseret ovenud meden sden sidste er restindholdet efter forsøgene. I forbindelse med

25 PSO F&U 6514 Side: 25/73 forsøgene blev restasken efter forsøgene desværre ikke analyseret. Det i figuren anførte cadmiumindhold er derfor et beregnet indhold, og er derfor behæftet med en større usikkerhed end de øvrige indhold. Som det fremgår af figur 11 er cadmiumindholdet omtrent det samme i de to fineste fraktioner. Under forsøgene blev der benyttet flere hastigheder end anført, men da materialemængderne ved de enkelte hastigheder var meget små, var det nødvendigt at samle to prøver til en. Især var indholdet meget lille ved 17 m/t hvilket antyder, at mængden af den tilsvarende kornstørrelse er begrænset. Samleprøven med de to højeste hastigheder viser et reduceret indhold af cadmium i forhold til i de fineste korn, men indholdet er dog stadigt højt. Det beregnede indhold i restasken er under det indhold, der kan tillades genudspredt. Indholdet må dog tages med et vist forbehold på grund af usikkerhederne ved beregningen af indholdet. 7.4 Laboratorieforsøg med Aske/slagge fra I/S Vestforbrænding De efterfølgende forsøg har vist, at der er en rimelig overensstemmelse mellem forsøgsresultater med vask og sortering af halmaske i laboratorieforsøgene og de efterfølgende storskala forsøg. Det besluttedes derfor, kun at underkaste aske/slaggerne fra Vestforbrænding en tilsvarende undersøgelse. Det var med denne undersøgelse hensigten, at kortlægge, hvilke muligheder der er, for at genbruge en del af AF s APC restprodukter, eller i hvilket omfang behovet for deponering kan reduceres. Disse laboratorieforsøg blev gennemført efter samme principper, som de der blev anvendt ved de indledende forsøg med bioasker, såvel batch- som bench skala forsøgene. Forsøgene blev suppleret med et indledende forsøg med mangandioxid stabilisering af restprodukterne, lidt i stil med de principper, der generelt er omhandlet og patenteret i Krügers jern - MetClean patent, hvilket tillige er de samme principper der anvendes i Ferrox processen Batchforsøg med APC restprodukt fra VF Batchforsøgene med APC restprodukter fra VF blev gennemført ved: 3 prøver af 0,3 kg tørstof blev tilsat hver 600 ml vand svarende til et L/S forhold på 2. Til hver prøve blev der tilsat 30% HCl over flere døgn i portioner af 5 10 ml pr. gang for at regulere ph i prøven Hver prøve blev forsigtigt omrørt i hele tilsætningsperioden, der dog var så lang at en mindre del af væsken fordampede.

26 PSO F&U 6514 Side: 26/73 Herefter blev prøven filtreret gennem et 0,45 µm filter Prøverne blev analyseret for et større antal metaller og salte. I tabel 3 er anført de væsentligste forsøgsparametre i forbindelse med batchforsøgene. Tabel 3. Væsentlige forsøgsparametre i batch forsøgene med APC restprodukt fra VF ph 8,0 7,0 4,92 HCl ml Slam g vand ml I tabel 4 er anført udvalgte resultater af batchforsøgene. I forhold til batchforsøgene med bioaske er det i forbindelse med APC restproduktforsøgene (VF) valgt at medtage flere data i nærværende rapport. I forbindelse med bioaskerne var den primære interesse forholdene omkring kalium og cadmium. For APC restprodukterne er interessefeltet bredere. Opløseligheden af de forskellige metaller i en så sammensat væske som den, der opstår ved vask af APC restprodukter, er meget kompleks og kan ikke i detaljer beskrives med udgangspunkt i nærværende data. Hertil er datamængden for lille ligesom det heller ikke var hensigten med nærværende forsøg. Resultaterne må blot tages til efterretning. Tabel 4. Resultat af ph reguleret vask af APC restprodukter fra I/S Vestforbrænding (VF) ph 8 7 4,92 Ca g/l 18,3 20,8 32,4 K g/l 16,7 15,4 13,7 S mg/l Cl g/l 60, P mg/l 0,569 3,58 0,105 Cd mg/l 13,7 24,6 3,62 Cr µg/l <30 <30 6,15 Cu µg/l < Hg µg/l <0,02 <0,02 <0,02 Mo µg/l ,3 37 Ni µg/l 46, Sb µg/l Pb mg/l 6,99 32,1 4,97 Zn mg/l 3, Her kan det være relevant at anføre visse generelle betragtninger om opløselighed af metaller, dels til en forklaring af ovenstående resultater og dels til forklaring af de resultater, der er opnået i forbindelse med ph reguleret vask af halmasken. Vaskevandet er meget komplekst sammensat og vil indeholde de fleste af følgende anioner: hydroxid, karbonat, sulfat, sulfit, sulfid og fosfat samt alle de forskellige aniondannende metaller.

27 PSO F&U 6514 Side: 27/73 Opløselighedsprodukterne for de forskellige metal anion salte er forskellige og som oftest meget ph afhængige. Eksempelvis hydroxid fældes de fleste kation metaller med stigende ph. Modsat med de fleste metalkarbonater. Også sulfid dannelsen er meget ph afhængig, idet flere kation sulfider som kobber og bly sulfider er tungt opløselige i sure væsker, men ikke i basiske. Ved at tage et udgangspunkt i heri kan ovenstående resultater potentielt forklares ud fra denne ramme. Af tabel 4 fremgår at indholdet af bl.a. bly og kobber er lavt ved ph 5 og 8, men ikke ved ph 7. Tilsvarende med cadmium, men mindre signifikant. Derimod stiger indholdet af zink med faldende ph. Ved lavt ph fælder alle metallerne med sulfid, men stærkest for kobber og bly. Er sulfid begrænset vil kun de metaller, der bindes bedst udfælde og f.eks. zink vil ikke fældes og cadmium vil blive delvist udkonkurreret. Ved ph 7 er sulfid fældningen begrænset og hydroxidfældningen mindre udpræget, hvorfor der generelt forekommer høje værdier for alle salte. Ved ph 8 er hydroxidfældningen af bly, kobber og zink fremskreden medens dette ikke gælder for cadmium. Derimod er sulfidfældningen for dette metal gunstig og konkurrencen lille. Hertil skal tillægges den ligeledes ph afhængige adsorption/desorption, hvor kationer generelt er adsorberet ved høje ph og desorberet ved lave. For anionerne er adsorption/desorptionssammenhængen lige modsat jf. bl.a. molybdæn. Da de aniondannende metaller ligeledes indgår som andre anioner i forskellige metal anioner i ph afhængige udfældninger, kan dette muligvis forklare indholdet af bl.a. fosfor med maximum omkring ph 7 og lavere indhold ved ph 5 og 8, samt et stigende indhold af antimon med faldende ph. Element m/h ph 4,92 Ca g/kg TS 147,2 K g/kg TS 7,3 S g/kg TS 61,8 P g/kg TS 5,1 As mg/kg TS 122 Cd mg/kg TS 118 Cr mg/kg TS 636 Cu mg/kg TS 943 Hg mg/kg TS 0,201 Mo mg/kg TS 20 Ni mg/kg TS 85,2 Pb g/kg TS 5,96 Zn g/kg TS 9,66

28 PSO F&U 6514 Side: 28/73 Tabel 5. Restindholdet i tørstoffet efter vask med ph regulering til ph 4,92. I/S Vestforbrænding Som det ses af tabel 5, kan der ikke ved ph reduktion opnås et tilstrækkeligt lavt indhold af metaller på restproduktet. Derimod kan der opnås en begrænset reduktion i tørstofindholdet ved opløsning af enkelte af makrosaltene eksempelvis kalciumklorid Bench skala forsøg med flyveaske/slagge fra I/S Vestforbrænding Ca. 2,5 kg APC restprodukt fra VF blev tilsat den lille ø75 mm og ca 1 m høje bench skala forsøgskolonne. Fra en beholder, hvor der tidligere var tilsat og omrørt restprodukter, for at opnå en vis sammenlignelig start saltkoncentration i forsøgsvæsken, blev der med voksende kapacitet pumpet vand til kolonnens bund. Fra overløbet opsamledes væske og det restprodukt der blev revet med af den aktuelle vandstrøm. I tabel 6 er anført de opnåede indhold i de forskellige kornstørrelser. Ved de laveste vandstrømme er det de fineste korn der rives med, og med voksende vandhastighed en voksende kornstørrelse, jf. kapitel 5.3 med de teoretiske beregningsforudsætninger. Element m/h <5,5 <9,5 <21,6 Rest Ca g/kg TS 228,7 224,4 220,8 167,2 K g/kg TS 4,0 4,0 4,4 5,4 S g/kg TS 76,6 64,3 54,1 45,2 P g/kg TS 4,9 5,2 5,5 4,8 As mg/kg TS ,4 Cd mg/kg TS Cr mg/kg TS Cu mg/kg TS Hg mg/kg TS 0,73 0,495 0,361 0,169 Mo mg/kg TS 19,4 19,1 22,3 17,3 Ni mg/kg TS 75,2 80,2 90,5 100 Pb g/kg TS 9,53 8,9 7,93 6,14 Zn g/kg TS 32 28, ,7 Tabel 6. Indhold af metaller i tørstoffet som funktion af fluidiseringshastighed. Som vertikale hastigheder blev valgt det hastighedsområde, der blev anvendt i forsøgene med halmasken på Avedøreværket, se senere. Det viste sig at VF s restprodukt indeholdt kornstørrelser, der ikke blev fluidiseret under forsøget, hvorfor rest indholdet i tabellen ikke er sorteret tilstrækkeligt. Der kan være lommer med finere materialer indlejret i det ikke fluidiserede rest. Af tabel 6 fremgår det, at der er en tydelig effekt af en sortering, men at denne effekt er utilstrækkelig. Denne effekt vil dog formodentlig blive væsentlig større, hvis enten de groveste korn der ikke fluidiseres forud fjernes eller ved at sorteringen todeles med 2 forskellige fluidiserings/sorterings-hastigheder.

29 PSO F&U 6514 Side: 29/73 Muligvis kan der således opnås et vist genbrug af de groveste korn, således at de kan overføres til slaggerne og modnes som disse. Denne forbedring kan formodentlig også opnås ved en mekanisk frasortering af de groveste korn Forsøg med mangandioxid stabilisering Da ovenstående forsøg med vask, ph justering og sortering ikke gav resultater der umiddelbart er positive blev der gennemført et forsøg der skulle undersøge mulighederne for at overføre MetClean manganprocessens principper til stabilisering af VF s restprodukter. Ved en samtidig tilsætning af Mn(II) og Mn(VII) i en batch, kan MetClean manganprocessens mulige konsekvenser delvist illustreres. I nedenstående tabel 7 er angivet indholdet i vandet efter tilsætning af 100 ml 3,3% KMnO 4 og 100 ml 10% MnSO 4 til 300 g restprodukt slæmmet i 600 ml vand. Tabel 7. Indhold af metaller og salte opløst i vandet efter tilsæt-ning af KMnO 4 og MnSO 4. Anden kolonne i tabellen angiver mængden af opløste salte i vandet efter afdræning af slammet efterfulgt af fornyet tilsætning af vand svarende til L/S forholdet 2. Forsøg 3 1 vask Ca g/l 0,885 2,83 K g/l 10,56 2,29 S g/l 3,03 0,56 Cl g/l 18,5 8,21 P µg/l 89,9 78,5 Cd µg/l <200 9,63 Cr µg/l Cu µg/l 5,71 7,32 Hg µg/l 0,981 <0,02 Mo µg/l Ni µg/l <3 12,4 Sb µg/l 0, Pb mg/l 3,81 0,029 Zn mg/l 1,44 <0,02 Som det fremgår af tabel 7, er indholdet af kationer i vandet lavt, specielt efter første vask. Indholdet af anioner er som anført meget højt, men da der ikke er sket en ph regulering er ph meget højt i vandet, (ph=11,15) hvorfor alle de aniondannende metaller vil være opløst pga. desorption/opløsning. En kombineret ph regulering og mangantilsætning vil antagelig kunne nedbringe indholdet af de fleste aniondannende metaller, men hvorvidt det er muligt at opnå positive resultater især for krom bør undersøges nærmere.

30 PSO F&U 6514 Side: 30/73 8. Forsøg med fluidiseringshastigheder på halmasker 8.1 Opbygning af hovedforsøgsanlæg På grundlag af resultaterne fra de indledende forsøg blev det besluttet at fortsætte med forsøg i større skala. På Avedøreværket i REA bygningen for blok 2 blev der derfor etableret et forsøgsanlæg, som illustreret i figur 12. Nyt vand Proces 1 Bioaske eller RGA 3 m 3 1 Askeslemmetank vand L 3 /h Kolonne til vask og sortering 0,5 m 2 0,5 m Vand+ askefraktion vand Vand+askefraktion MetClean vandrensning Sedimentationstank 3 Sedimentationstank A 4 5 Mellem fraktion lagertank lagertank vand Grove fraktion a Pumpesump d med overløbsvand uden aske Recirkuleret vand b c Fine fraktion lagertank Sandfilter B Recirkuleringstank C pumpesump Efterpoleringsfilter ph = 7,8 KMnO 4 MnSO 4 MetClean granulat Brunsten MnO 2 Figur 12. Principiel opstilling af pilot forsøgsanlæg ved Askepot forsøgene 1. 3 m 3 opslæmningstank for halmaske med system til opsprætning af big back sække. (1) Under forsøgene med APC restprodukter anvendtes slæmmetanken i stabiliseringsanlægget. 2. ø500 mm fluidiseringskolonne/sorteringskolonne (2) 3. sedimentationstank for overløbet fra kolonnen (3) med efterfølgende slamlagertank for den fine fraktion (c) 4. sedimentationstank for en mellemfraktion (4) udtaget umiddelbart under lameller anbragt i kolonnens overløb, efterfulgt af en slamlagertank for denne fraktion (b) 5. kombineret sedimentationstank og lagertank for bundudtaget. (a) 6. opsamlingstank for overskudsvand/overløb fra lagertanke og mellemsedimentationstank (d) 7. recirkuleringstank. (A) 8. lille MetClean kolonne med kemikaliedosering (5) 9. tank(e) for opsamling af overskudsvand fra processen inden overpumpning til MetClean processen (B) 10. opsamlingstank for forbehandlet udløb fra processen (ikke med på tegningen) 11. Slampumpe, fluidiseringspumpe drænpumper og pumpe til MetClean anlæg

31 PSO F&U 6514 Side: 31/ Sandfilter / efterpolering for afløbsvand (C) Selve sorteringskolonnen er opbygget som vist figur 13 og som beskrevet nedenfor: 1. nederst en bundsektion med 5 aktive dyser til tilledning af fluidiseringsvandstrømmen 2. et bundudtag umiddelbart over fluidiseringsdyserne til udtag af de groveste fraktioner 3. et nedre mellemstykke af kolonnen ca. 2,5 m højt. (Under forsøgene med halmaske med en vindussektion af acryl og under APC restproduktforsøgene af et ubrudt kolonne stykke mellem bund og slam ind mellemstykket) 4. en 0,5 m sektion i kolonnens midte til tilførsel af det slæmmede aske/restprodukt 5. et øvre ca. 2,5 m mellemstykke 6. en overløbssektion med både overløb for den fine fraktion og aftapning for mellem fraktionen. Ud fine Lamelseparator 1,0 m Ud mellem. 2,0 m Ind slam 0,5 m 1,5 m 0,5 m Figur 13. Skitse af forsøgskolonne Ud grove 0,5 m Ind fluidisering Hovedtræk i operation af forsøgsopstillingen Vand til fluidisering tilføres med en almindelig centrifugalpumpe, der reguleres vha. ventiler til kolonnens bunddyser ( ind ). Umiddelbart herover udtages det

32 PSO F&U 6514 Side: 32/73 groveste materiale og vand ( ud grove ) reguleret vha. ventiler og begrænsede slangediametre. Det opslæmmede slam pumpes til kolonnens midtersektion af en regulerbar slangepumpe ( ind slam ). Øverst i kolonnen under en lamelseparator udtages endnu en delmængde ud mellem. Overflowet ud af kolonnen benævnes ud øvre. Figur 14. Opslæmning af halmaske i slæmmetank Nedenfor er anført en liste over væsentlige fluidiseringsparametre: recirkulering/ind for neden i kolonnen nedre udtag flowet i kolonnen mellem bundudtag og slamtilsætning ind ud grov = fluidisering 1 tilførsel af slæmmet materiale ca. midt i kolonnen flowet i kolonnen over slamtilsætningen Ind ud grov + ind slam = Fluidisering 2 ud mellem overløb/ud øvre Overløbet fra kolonnen ( ud fine ) føres til en stor sedimentationstank, og overløbet fra denne føres til recirkuleringstanken. Det sedimenterede materiale tages ud i bunden og føres til lagertank. Overskudsvandet fra denne lagertank samles i en lille pumpesump. Ud mellem føres til egen sedimentationstank og overløbet herfra til ovennævnte pumpesump. Bundudtaget i denne sedimentationstank til egen lagertank og overskudsvand herfra føres ligeledes til pumpesump. Bundudtaget direkte til egen lagertank og overskud til pumpesump.

33 PSO F&U 6514 Side: 33/73 Figur 15. Forsøgsanlægget på Avedøreværket Som anført samles alle overskudsstrømme i denne pumpesump, hvorfra det pumpes til den fine fraktions sedimentationstank. Herved samles alle flow i overløbet fra den fine sedimentationstank, hvorfra det løber til recirkuleringstanken. Fra recirkuleringstanken tages recirkuleringsflowet til kolonnen ( ind ). Overskudsvandet i recirkuleringstanken svarende i mængde til slam ind løber i et overløb til lagertank(e) førend behandling i et MetClean anlæg. Vandet forbehandles i en MetClean proces hvorefter det opsamles i en ny pumpesump og overpumpes til det samlede anlægs spildevandstank. Herfra pumpes vandet til Avedøreværkets interne spildevandsanlæg. 8.2 Forsøgenes udførsel Der er i alt udført 9 fluidiseringsforsøg med halmaske, heraf 6 uden ph regulering af den slæmmede aske og 3 forsøg med en ph regulering af den slæmmede aske. Disse forsøg er udført med varierende kombinationer af de relevante ind og ud flow, jvf. Nedenstående. De målte kapaciteter fremgår af tabel 8. Recirkulering dvs. kapaciteten af indpumpningen i kolonnens bund, mellem bunddyser og bundudtag Udtaget af grove aske i kolonnens bund Fluidiseringshastighed 1 i nederste kolonnedel svarende til recirkuleringen minus bundudtaget Ind fra slæmmetank ca. midt i kolonnen Fluidiseringshastighed 2 fluidiseringshastighed 1 plus slamindpumpningen

34 PSO F&U 6514 Side: 34/73 Mellemudtag er udtaget under lamel separator Ud øvre afløb er overløbet i kolonnen Forsøg nr ud øvre afløb ind i fine lagertank ind i mellem lager Mellem udtag Fluidiseringshastighed ind fra slæmmetank Fluidiseringshastighed Udtaget af grove Recirkulering Tabel 8. Anvendte kapaciteter i L/h. Forsøg 1 6 er uden ph regulering, forsøg 7 9 er med ph regulering (se senere). Forsøgene har vist at det er forholdet mellem de nederste 5 kapaciteter der de vigtigste for styringen af sorteringen, hvilket indgår i vurderingen af alle fluidiseringsresultater. Udover ovenstående flow i kolonnen skal nedenstående relevante flow anføres: Ind mellemlager, dvs. bundaftapning i mellem bundfældetanken. Differensen mellem ud mellem og ind mellemlager er overløb mellem sedimentation. Ind fine lagertank dvs. ud i bunden af den store sedimentationstank. Overløb fra fine, mellem og grove lagertank svarer til indløbene i disse lagertanke, når tankene er fyldte. Alle overløb fra lagertanke plus overløb fra mellem sedimentationstank samles i pumpesump 1, hvorfra det pumpes til sedimentationstank fine. Herved vil de fineste korn der følger med det grove og mellem fraktionerne og som ikke kan bundfældes hurtigt nok i lagertanke og sedimentationstank følger med over sammen med de fine korn. Dette indhold af suspenderet stof er meget lille set i forhold til de øvrige sedimentstrømme. 8.3 Resultat af forsøg med sortering af Halmaske Der er som anført i alt udført 6 forsøg med variable hastigheder for strømme ud og ind i sorteringskolonnen. Resultaterne af disse forsøg fremgår af tabellerne i tabel 11 og tabel 12 nærværende kapitel. Endvidere er der udført 3 kombinerede forsøg med fluidisering og ph justering. Resultaterne af disse forsøg er vist i tabel 16 og tabel 17 i kapitel 9. For hvert forsøg er der udtaget prøver af såvel vand som aske i alle ind og udløb. Disse prøver er analyseret for en lang række salte og tungmetaller. De nærmere detaljer findes i statusrapport for fase 2 samt i bilag. I nærværende rapport skal der kun inddrages de salte, der kan have interesse i forhold til et genbrug som gødning, altså kalium, fosfat og sulfat, samt de tungmetaller hvor-

35 PSO F&U 6514 Side: 35/73 om der findes grænseværdier for udledning suppleret med molybdæn der pt. har visse myndigheders interesse. I de 3 første forsøg blev recirkuleringen holdt konstant, medens udtaget af det grove materiale blev forøget for at opnå et stabilt outflow her. Herved opnåedes der en række forsøg med faldende flow i området mellem bundudtag og slamtilsætning, hvilket alt andet lige skulle forøge askemængderne i bundudtaget, samt øge indholdet af de fineste korn og dermed mindske sorteringen. Fordelingen/sorteringen af Cd mellem top og bund i forsøg 2 og 3 bekræfter dette, jf. tabel 11, s.39. Bundudtaget i forsøg 1 var dog så ustabilt at resultaterne af forsøget er noget usikkert. For at forøge sorteringen blev recirkuleringen fordoblet og samtidig blev bundudtaget øget yderligere af stabilitetshensyn. Resultatet i forsøg 4 er en øget fluidiseringshastighed 1 i nedre mellemstykke, slam ind holdtes omtrenteligt konstant i de 4 første forsøg. Sorteringen mellem forsøg 3 og 4 forbedres men ikke godt nok, jf. tabel 11 og 12. I forsøg 5 blev det generelle hastighedsniveau reduceret, dog således at bundudtaget blev reduceret forholdsvis mere. Derved faldt fluidiseringshastighed 1 betydeligt, hvilket skulle mindske sorteringen. Resultatet var i god overensstemmelse med forventningerne, sorteringen næsten udebliver. I det sidste forsøg uden ph regulering øgedes recirkuleringen/fluidiseringshastighed 1, hvilket skulle forbedre sorteringen. Forbedringen var dog ikke så god som forventet og svarede ikke til ændringen mellem forsøgene 3 og 4 med den generelt højere hastighed. I de sidste 3 forsøg vendtes der derfor tilbage til niveauet fra forsøg 4. I forsøg7 tilstræbtes samme fluidiseringsbetingelser medens der i forsøgene 8 og 9 anvendtes endnu højere fluidiseringshastigheder. Der blev i forsøg 7 opnået et relativt forhold mellem Cd indholdet i det grove og i det fine som var sammenlignelig med resultaterne fra forsøg 4. Der blev ikke opnået yderligere ved at øge fluidiseringshastighederne hvad for så vidt angår sorteringen af Cd medens sorteringen af bl.a. Zn forbedres. Se i øvrigt senere for flere detaljer om de kemiske forsøgsresultater. Ved de udførte fluidiseringsforsøg opnås der i den kontinuerte sorteringsproces resultater der er sammenlignelig med forsøgsresultaterne fra det diskontinuerte forsøg med halmaske fra Slagelse i bench skala forsøget, men der blev ikke opnået den forventede forbedring. Resultaterne tyder desværre på at sorteringen er lidt ringere i den kontinuerte proces.

36 PSO F&U 6514 Side: 36/ Resultat af slæmningen, opløselige salte contra tørstofindhold Da en direkte vask af halmasken kan være af interesse for den fremtidige efterbehandling af halmaske før genbrug/deponering, skal de opnåede data anføres her for vask af halmaske uden ph regulering og med et L/S forhold på 2:1. I kapitel 9 vil vask med ph regulering blive behandlet nærmere. Ved vask uden ph regulering opløses mellem 50 og 60% af asken. Dette skyldes især askens indhold af KCl, men også andre salte såsom kalcium, magnesium, natrium, fosfat, sulfat og klorid kan opløses. Meget tyder på, at der ved et L/S forhold på 2 opnås en mætning af flere salte. Dette kan ses af, at der i sorteringskolonnen, hvor der i de første forsøg sker en fortynding, kan registreres en reduktion af tørstofindholdet af natrium, kalium, og fosfat samt klorid. Dette kan kun ske hvis der sker en yderligere opløsning af disse letopløselige salte. Indholdet af andre salte forøges relativt i tørstofindholdet. Dette forårsages af at disse salte ikke opløses yderligere medens de letopløselige salte af Na, K, og PO 4 opløses. Det samlede tørstofindhold falder ved den yderligere opløsning af de letopløselige salte hvorved de salte der ikke opløses yderligere udgør en større andel af resttørstoffet. Denne ændring kan dog også skyldes udfældning af f.eks. kalcium og magnesium sulfat og samt sikkert også visse karbonater, idet den samlede salinitet i vandet stiger ved opløsningen af Na, K og PO 4. Denne øgede salinitet forskyder opløselighedsproduktet for andre salte. På grund af den forøgede opløsning af de letopløselige klorider hvor de lidt tungere klorider opløses sidst, kan der opstå overmætning af andre salte fordi f.eks. kalciumindholdet stiger. Denne slags komplekse forskydninger/omrokeringer er ikke usædvanlige i opløsninger med mange forskellige salte. Tabel 9 viser indholdet af salte i tørstoffet efter slæmningen. Da slæmningen er foregået under det samme L/S forhold burde indholdet efter slæmningen være tilnærmelsesvis ens dersom udgangspunktet, asken, var ens. Indholdet af metaller og salte rimeligt konstant i prøverne fra forsøgene 3 6. Resultatet fra forsøg, 2 der også omhandler forsøg 1 udviser højere koncentrationer. Mellem forsøg 2 og 3 ændrede Avedøreværket driftsbetingelser for elektrofiltre, hvilket medførte ændret sammensætning af halmasken. Dette er antagelig forklaringen på de store koncentrationsforskydninger mellem forsøg 2 og resten af forsøgene. De egentlige forsøg med sortering er alle udført på materialer efter de ændrede driftsbetingelser på AVV og da det samtidig vil være den fremtidige kvalitet af halmasken er det kun sammensætningen af tørstoffet fra forsøg 3 6, der er af interesse.

37 PSO F&U 6514 Side: 37/73 Forsøgs nr Slæmmet slam græn se K g/kg 627,0 177,0 198,8 196,7 196,7 P g/kg 85,4 17,3 10,5 10,7 10,7 S g/kg 52,8 53,5 83,7 78,8 78,8 Zn g/kg 0,9 0,9 0,8 0,9 0,9 4,0 Cd mg/kg 42,3 12,5 9,7 11,3 11,3 0,8 Cr mg/kg 24,3 18,0 22,2 14,1 14,1 100 Cu mg/kg 29,9 109,0 86,5 94,9 94, Hg mg/kg 0,4 1,6 1,7 1,7 0,8 Mo mg/kg u 24,2 <6 <6 <6 Ni mg/kg u 2,1 1,7 1,7 1,7 30 Pb mg/kg 261,8 46,5 31,3 35,2 35,2 120 Tabel 9 Restindholdet i asken efter vask uden ph regulering. Den anførte grænse er baseret på bekendtgørelse 56 om spredning af spilde-vandsslam på landbrugsarealer I tabellen er der i sidste kolonne anført grænseværdier for anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål. Den vaskede halmaske overholder alle krav på nær indholdet af cadmium og kviksølv. Vandet fra den vaskede halmaske indeholder tilsvarende mange metaller og salte, idet omkring 50 70% af asken opløses. I tabel 10 er vaskevandets indhold af salte og de væsentligste metaller anført. Ligesom med indholdet i tørstoffet af metaller og salte efter slæmningen, bør også det opløste indhold være sammenligneligt, dersom askekvaliteterne er sammenlignelige. I tabel 10 er kun medtaget resultaterne fra forsøg 3 6. I sidste kolonne i tabellen er til sammenligning anført de tilladte grænser for indholdet af metaller ved udledning til saltvandsrecipient efter en initialfortynding i forbindelse med selve udledningen. Som det fremgår af tabellen, forekommer der store overskridelser af grænseværdierne, hvorfor initialfortyndingen skal være endog meget høj for at en udledning vil kunne overholde kvalitetskravene. Vandet skal således fortyndes mellem 6 og 1000 gange afhængig af hvilket metal der ses på. slæmme vand inital Forsøgs nr udled Cl g/l K g/l P g/l 0,5 8,5 8,6 8,6 S g/l 3,3 2,6 2,5 2,5 Zn mg/l ,086 Cd µg/l ,5 Cr µg/l ,0 Cu µg/l ,9 Hg µg/l 0,4 1,8 0,0 0,0 0,3 Mo µg/l Ni µg/l ,3 Pb µg/l ,6 Tabel 10. Koncentrationer af salte og metaller opløst i vaskevander. Den anførte initial udledning svarer til den acceptable koncentration i saltvand efter initialfortynding, bekendtgørelse 921. Da de fleste kraftværker har adgang til rensning af røggasspildevand i traditionelle kemiske fældeanlæg (WWTP), vil adskillige af metallerne kunne reduceres til et acceptabelt niveau. Dette gælder for kation metallerne.

38 PSO F&U 6514 Side: 38/73 De traditionelle fældeanlæg kan dog ikke fjerne de aniondannende metaller som krom, molybdæn og selen. Det kan derfor blive nødvendigt med en efterfølgende rensning for disse aniondannende metaller Resultat af sorteringsforsøgene fordeling af metaller og salte mellem opløst og tørstof Den slæmmede halmaske blev pumpet til midten på en ø500 mm kolonne med en opadrettet vandstrøm fra bunden. Under forsøgene blev der kontinuert tappet vand og aske fra kolonnens bund, umiddelbart under en top lamelseparator og overløbet. Jf. tabel 8 i afsnit 8.2. Da alle fluidiseringshastigheder, forholdet mellem slamtilsætning og bundudtag samt recirkulering, har stor indflydelse på sorteringsevnen i en fluidiseret kolonne må der henvises til denne tabel for nærmere beskrivelse af de forskellige forsøgsbetingelser. Resultaterne af analyser af indhold i tørstoffet for udvalgte parametre fremgår af tabel 11 og tabel 12. I de 3 første forsøg blev recirkuleringen holdt konstant, medens udtaget af det grove materiale blev forøget for at opnå et stabilt outflow her. Det faldende flow i området mellem bundudtag og slamtilsætning i de 3 første forsøg, forøgede askemængderne i bundudtaget med et øget indholdet af de fineste korn og dermed mindskelse af sorteringen. Fordelingen af Cd mellem top og bund i forsøg 2 og 3 bekræfter dette. For at forøge sorteringen blev recirkuleringen fordoblet i forsøg 4 og samtidig blev bundudtaget øget yderligere af stabilitetshensyn. Resultatet var en øget fluidiseringshastighed 1 i nedre mellemstykke, og da slam ind holdtes tilnærmelsesvis konstant forøgedes sorteringen mellem forsøg 3 og 4. I forsøg 5 blev det generelle hastighedsniveau reduceret. Derved faldt fluidiseringshastighed 1 betydeligt, hvilket mindskede sorteringen. Resultatet var i god overensstemmelse med forventningerne, sorteringen næsten udebliver. I det sidste forsøg 6 uden ph regulering øgedes recirkuleringen/fluidiseringshastighed 1, hvilket skulle forbedre sorteringen. Forbedringen var dog ikke så god som forventet og svarede ikke til ændringen mellem forsøgene 3 og 4 med den generelt højere hastighed. Som det fremgår af tabellerne, er det gennemsnitlige indhold af saltene i asken reduceret i forhold til indholdet i det opslæmmede materiale i slæmmetanken. Reduktionen er mindst i de sidste forsøg.

39 PSO F&U 6514 Side: 39/73 Forsøg 1 Forsøg 2 Forsøg 3 Øvre Nedre slam Øvre Mellem Nedre slam Øvre Mellem Nedre ph 5,8 5,7 5,7 5,7 5,8 K g/kg , , P g/kg 87,4 70,6 85,4 73,1 73,8 67,7 17,3 23,8 24,0 17,9 S g/kg , , Zn g/kg 0,9 0,8 0,9 3,0 2,8 2,1 0,9 4,4 4,2 3,1 As mg/kg u 521,8 252,3 241,6 644,3 8,4 2,1 8,4 Cd mg/kg 7,6 5,2 42,3 50,5 34,4 26,5 12,5 51,6 44,6 38,9 Cr mg/kg , , Cu mg/kg , , Hg mg/kg 0,4 5,1 8,2 7,9 Mo mg/kg u 24,2 34,8 112,0 91,7 Ni mg/kg u 2,1 15,1 14,7 9,5 Pb mg/kg , , Tabel 11. Restindhold af salte og metaller i det fluidiserede og sorterede materiale fra forsøg 1 3. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 35. Det skal erindres at udgangsasken for forsøg 1 og 2 tilsyneladende var anderledes sammensat end i forsøgene 3 6. Sammenligning af resultaterne fra forsøg 1 og 2 med resten skal derfor tages med forbehold. Samtidig ses en betydelig stigning i koncentrationen af tungmetaller, med en tendens til faldende stigning mod slutningen af forsøgene. Forsøg 4 Forsøg 5 Forsøg 6 slam Øvre Mellem Nedre slam Øvre Mellem Nedre slam Øvre Mellem Nedre K g/kg 198, , , P g/kg 10,5 18,7 17,1 14,8 10,7 17,6 15,4 13,0 10,7 16,1 10,7 10,0 S g/kg 83, , , Zn g/kg 0,8 1,9 2,8 1,2 0,9 1,4 1,7 1,0 0,9 1,0 1,3 0,8 As mg/kg 7,7 5,7 6,3 6,5 5,5 5,5 6,9 4,2 4,6 Cd mg/kg 9,7 24,4 26,5 14,5 11,3 14,7 17,0 12,3 11,3 12,7 14,2 10,4 Cr mg/kg 22, , , Cu mg/kg 86, , , Hg mg/kg 1,6 1,5 7,5 2,5 1,7 0,8 4,7 2,4 1,7 1,0 3,3 1,9 Mo mg/kg <6 <6 <6 <6 <6 <6 <6 <6 <6 10,2 48,7 <6 Ni mg/kg 1,7 6,0 6,5 3,8 1,7 3,0 3,8 3,2 1,7 2,6 3,4 2,7 Pb mg/kg 31, , , Tabel 12. Restindhold af salte og metaller i det fluidiserede og sorterede materiale fra forsøg 4 6. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 35. Årsagen til denne udvikling er, at vandet i sorteringsanlægget ikke er mættet med salte, hvorfor der sker en yderligere opløsning af halmasken i sorteringskolonnen, men at denne opløsning falder med tiden efterhånden som koncentrationerne af salte stiger i vandet. Vandets indhold af opløste salte og metaller fremgår af tabel 13.

40 PSO F&U 6514 Side: 40/73 F. 2 Forsøg 3 Forsøg 4 Forsøg 5 Forsøg 6 øvre slam Øvre mellem nedre slam Øvre mellem nedre slam Øvre mellem nedre slam Øvre mellem nedre ph 5,6 5,7 5,7 5,7 Cl g/l K g/l P g/l 0,2 0,5 4,3 4,3 4,3 8,5 3,4 3,7 3,6 8,6 3,9 4,1 4,1 8,6 4,7 4,9 5,6 S g/l 0,0 3,3 6,6 6,4 6,7 2,6 6,4 7,7 7,6 2,5 7,4 8,5 8,2 2,5 8,5 8,3 8,4 Zn mg/l 0,5 57 6,8 6,6 7,1 18 3,1 3,3 3,9 16 3,6 4,1 4,2 16 4,1 4,1 4,2 Cd µg/l Cr µg/l Cu µg/l Hg µg/l 0,4 0,0 0,1 0,1 1,8 0,7 0,3 0,7 0,0 1,1 0,1 1,5 0,0 0,0 0,0 0,0 Mo µg/l Ni µg/l Pb µg/l Tabel 13. Koncentrationer af metaller og salte i opløsning i vandet udtaget sammen med de forskellige materialestrømme. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 35. Under forsøgene har der således ikke været helt stabile koncentrationsforhold, men en løbende langsom stigning. Som det fremgår af tabellen stiger kloridindholdet med omkring 50% fra omkring 30 g/l til ca. 45 g/l. Tilsvarende forøges indholdet af kalium fra ca. 50 g/l til ca. 75 g/l. Denne forøgelse har indflydelse på fluidiseringsforholdene, idet massefylden af væsken forøges, hvilket ændrer på fluidiseringsbetingelserne jf. afsnit 5.3 Da koncentrationerne i forvejen er høje foranlediger denne yderligere opløsning af salte dog ikke en så dramatisk stigning af massefylden af indflydelsen heraf på resultaterne overskygger de øvrige usikkerheder i forbindelse med forsøgene. Det må forventes at de tungmetaller, der kan opløses allerede er opløst i slæmmetanken. Opløses der derfor yderligere salte fra asken uden at metallerne tilsvarende opløses, vil det relative indhold af tungmetaller i restasken alt andet lige stige. Med en faldende opløsning af asken mod de sidste forsøg falder det samlede tørstofindhold mindre i de sidste forsøg. I de første forsøg hvor tørstofindholdet faldt på grund af yderligere opløsning, steg det relative indhold af de metaller og salte der ikke blev opløst yderligere i kolonnen. Principielt samme mængde metaller og salte til en mindre mængde tørstof. Derved ses en relativ stigning i metalindholdet. Mod slutningen hvor den yderligere opløsning er reduceret vil det relative indhold af de metaller og salte der ikke opløses stige mindre da tørstofindholdet ikke falder så meget. Herved vil det relative niveau nærme sig indholdet i det slæmmede materiale. Dette kan ses i forbindelse med forsøg 6, hvor reduktionen af K er lille og den tilsvarende metalstigning er yderst begrænset. Skal der således opnås en effektiv vask og udnyttelse af de interessante salte i halmasken skal denne vaskes i et modstrøms system. Med henblik på at vurdere mulighederne for at opkoncentrere tungmetallerne især cadmium i den fineste fraktion er der testet en række forskellige kombinationer af ind og ud strømme til sorteringskolonnen. Til vurdering af muligheder-

41 PSO F&U 6514 Side: 41/73 ne for fluidiseret sortering, er anvendt alle forsøgene 1 9, også de kombinerede fluidiserings og ph regulerede forsøg 7-9. Resultaterne af forsøg 7-9 findes i kapitel 9. Det synes rimeligt at antage at opløsningen af de tungmetaller er knyttet til det fine materiale er af relativ samme størrelse som de metaller der opløses fra det grove materiale ved ændring af ph. Det må derfor forventes at der frigives proportionalt lige meget fra det grove som det fine materiale ved den ph regulerede vask. Det forventes derfor at det relative indhold af metaller i de fine og de grove asker kun er afhængig af graden af sorteringen og ikke er styret af opløsningen/frigivelsen. Hvis denne antagelse er korrekt vil resultaterne af forsøg 7 9 hvad for så vidt angår den hastighedsbestemte relative fordeling kunne anvendes i den samlede vurdering. I figur 16 er vist resultaterne for cadmium og zink som en funktion af fluidiseringshastigheden under askeindpumpningsstedet, fluidiseringshastighed 1. Som det fremgår stiger effektiviteten af sorteringen med stigende fluidiseringshastighed for zink, mens der tilsyneladende er størst effekt for Cd ved en fluidiseringshastighed 1 omkring 1300 l/h. Forhold mellem kons nedre og øvre 1 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 Zn Cd 0, fluidiseringshastighed 1 i L/h Figur 16. Effektiviteten af den fluidiserede sortering på halmaske forstået som forholdet mellem koncentrationsindholdet i materialerne udtaget i det nedre udtag og koncentra-tionen i det øvre udtag, som en funktion af fluidiseringshastighed 1, den opadrettede hastighed mellem nedre udtag og asketilsætningen. I figuren er medtaget forsøg 2 9. Af figuren ses det også at 2 datasæt adskiller sig fra de øvrige. I figuren er de markeret med en indramning. Det ene datasæt med den lille cirkel skyldes forsøg 2 hvor askesammensætningen ikke er sammenlignelig med de øvrige forsøg, medens det andet ovalt indrammede datasæt er fra forsøg 6. Karakteristisk for forsøg 2 var desuden at forskellen mellem kapaciteten af slam tilsat midt i kolonnen og kapaciteten af udtaget i bunden er meget lille. Dette skulle principielt sikre at alt det groveste der dannes bliver tappet af for neden. Hvis der tages for lidt ud vil det nedre fluidiserings område langsomt blive mættet med de grove fraktioner og pga. ex-

42 PSO F&U 6514 Side: 42/73 pansionen (afsnit 5.3) vil denne fraktion langsomt vokse med ovenud. Da det under forsøg 2 muligvis ikke var opnået ligevægtstilstande vil dette forstærke denne effekt. Modsat hvis der udtages meget i forhold til det tilsatte (forsøg 6) vil der blive plads til mere fint materiale i det nedre fluidiseringsområde, og igen pga. expansion og kontinuitets ligevægte for materialerne vil der komme mere fint materiale med ned og dermed reducere sorteringseffekten. Det var hensigten med forsøg 6 netop at undersøge denne forventede effekts indflydelse på resultatet. I figur 17 er denne effekt søgt illustreret idet den relative forskel mellem indholdet af Cd og Zn i henholdsvis nedre og øvre tørstof som en funktion af det relative forhold mellem kapaciteten af tilsat slam og det nedre udtag. De fremhævede punkter i figur 16 modsvares af den samme fremhævning i figur 17. Som det fremgår af denne figur er punktet for forsøg 6 i god overensstemmelse med de øvrige punkter, specielt hvad angår cadmium, medens punktet fra forsøg 2 ikke overraskende stikker lidt af. conc. øvre/conc. nedre 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 Cd Zn 0,3 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 slamind/bundudtag Figur 17. Effektiviteten af den fluidiserede sortering på halmaske forstået som forholdet mellem koncentratonsin-dholdet i materialerne udtaget i det nedre udtag og koncen-trationen i det øvre udtag, som en funktion af slam ind /bundudtagets kapacitet Der er således rimelig overensstemmelse mellem det forventelige og det praktisk opnåelige. En anden vigtig parameter er indpumpningen af aske i forhold til aftapningen i bunden. I forsøg 6, hvor resultaterne afviger fra den næsten lineære sammenhæng i figuren, er indpumpningen betydeligt reduceret i forhold til aftapningen (1: 2,5 mod 1: 1,6 2). Det betyder at der ikke fyldes nok groft materiale på hvorved det finere materiale pga. den reducerede ekspansion vil komme under niveauet for indpumpningen og dermed skulle udtages i bunden. Forsøg 2 viser den modsatte effekt, punktet under linien. Her er forholdet 1: 1,1. I forsøgene 7 9 er der opretholdt omtrent samme forhold mellem tilførelsen af opslæmmet aske og udtaget i det nedre udtag, medens fluidiseringshastighe-

43 PSO F&U 6514 Side: 43/73 den er øget. Som det ses af figur 16 medfører den øgede fluidiseringshastighed en øget sortering af zink i de to kornstørrelsesfraktioner. Den samme effekt ses ikke for cadmium. Meget tyder således på, at indholdet af zink og andre metaller følger de fine eller letteste materialer, mens især cadmium følger de lidt grovere materialer, eller at cadmiumindholdet er knyttet til de fineste partikler der vanskeligt vaskes af således at der ikke er opholdstid nok, og sammenstød nok i kolonnen til at de cadmiumholdige korn vaskes/slås af. Forsøgene viser således, at en sortering er mulig og at der for flere af metallerne opnås en tydelig effekt, men at effekten i forhold til cadmium ikke er tilstrækkelig til at de grænseværdier der kræves for genudspredning er tilladt kan opnås. I figur 18 er vist en sammenhæng mellem andelen af de grove korn som funktion af den samlede askemængde, der kommer ud af anlægget, den uopløste andel, som en funktion af kornenes renhed dvs. cadmiumkoncentrationen på kornene fra nedre udtag i forhold til de korn der fluidiseres ovenud. Som det ses af denne kurve kan den største oparbejdning af koncentrationen kun opnås på 1/3 af den samlede askemængde. Koncentrationen af cadmium i det groveste materiale er i dette forsøg kun reduceret til 14,5 mg/l, hvilket er væsentlig over genudspredningskriteriet på 5 mg/l. (Forsøg 4). % grove korn af total korn ud Figur 18. Andelen af de grove korn udtaget i bunden af kolonnen som en funktion af forholdet mellem koncentrationen i det grove og det fine materiale ,5 0,55 0,6 0,65 0,7 0,75 0,8 0,85 0,9 Renhedsgrad - Cd nedre/cd øvre For enkelte af metallerne, især de aniondannende metaller herunder specielt krom ser sorteringen ud til, at virke modsat med et højere indhold i de groveste korn og et lidt lavere indhold i de fineste korn.

44 PSO F&U 6514 Side: 44/73 9. Forøgelse af metaludvaskning fra halmaske ved ph justering 9.1 Forsøg med vask af halmaske med ph justering Som det fremgår af afsnit 8, er det muligt, at opnå en vis sortering af halmasken efter kornstørrelser med vis effekt på indhold af tungmetaller i de enkelte fraktioner, men at det ikke synes muligt at nedbringe cadmiumindholdet i de groveste fraktioner af halmasken til under genudspredningskriteriet på 5 mg/kg Cd. Mange forskellige salte, det være sig såvel hydroxider, karbonater, sulfater, fosfater sulfider osv. har opløselighedsprodukter der er mere eller mindre ph afhængige. Dette gælder også de salte der dannes med de aniondannende metaller Disse anioner indgår ofte parallelt/sammen med sulfater, sulfit, sulfid, og de tilsvarende fosforsalte og under mange geologiske dannelsesformer erstatter fosfor og svovl. Samtidig hermed er mange af de mineraler der indgår i askerne, stammende fra jord, adsorptive f.eks. SiO 2 og mange af metaller i asken kan være knyttet til asken ved adsorption. Men adsorption er styret af ph. Uanset om metallerne er knyttet til asken ved adsorption eller som salte vil en ph regulering ændre sammensætningen af askerne. Det besluttedes derfor at gennemføre en række forsøg med reduceret ph I figur 19 er resultaterne fra forsøg med opløsning af Cd fra bioasker vist. Af figuren fremgår, at Cadmium er bundet overraskende godt til bioaskerne, og at ph skal helt ned på omkring 4 for at opnå en tilfredsstillende opløsning/desorption. 1,4 1,2 1 Cd desorption ved L/S = 25 Figur 19. Resultater af en ph afhængig udvaskning af cadmium fra bioasker. Data fra DHI s forsøg. Cd opløst/cd total 0,8 0,6 0,4 halmaske 0,2 Fueloilaske Træflisaske ph Efterfølgende blev der gennemført forsøg med en kombineret ph regulering og fluidiseret vask af halmasken i forsøgsanlægget på Avedøreværket. Resultaterne fremgår af tabel 14. hvad for så vidt angår restindholdet i tørstoffet efter ph regulering i slæmmetanken.

45 PSO F&U 6514 Side: 45/73 Indledningsvis blev halmaske i portioner af 600 kg opslæmmet i slæmmetanken, hvorefter ph blev reguleret under omrøring. I forsøg 7 blev der tilsat 11 L 96 % H 2 SO 4 til slæmmetanken og tilsvarende 11L til kolonne og fældetanke eller svarende til ca. 2/3 ækvivalenter H + pr. kg tør aske. Herved blev ph i slæmmetanken sænket til 4,7. I forsøg 8 blev restasken fra forsøg 7 suppleret med 600 kg ny halmaske og ca. 14 l 30 % HCl, hvorved ph indstillede sig på 4,8. I forsøg 9 blev restslammet i slæmmetanken yderligere ph reguleret til 4,3 med 14 L 30 % HCl. I tabel 14 og tabel 15 er anført udvalgte resultater for henholdsvis tørstoffasen og væskefasen ved vask og ph regulering i slæmmetanken i forsøgene 6 9. Forsøg 6 Forsøg 7 Forsøg 8 Forsøg 9 ph 5,7 4,7 4,8 4,27 K g/kg P g/kg 10,7 12,0 5,8 5,0 S g/kg 78,8 41, Zn mg/kg As mg/kg <3 48,8 <3 Cd mg/kg 11,3 9,69 9,18 6,38 Cr mg/kg 14,1 18,7 <10 14,3 Cu mg/kg 94, ,9 81 Hg mg/kg 1,7 2,04 0,75 0,862 Mo mg/kg <6 7, ,1 Ni mg/kg 1,65 16,7 1,98 3,17 Pb mg/kg 35,2 28,3 20,4 17,7 Forsøg 6 Forsøg 7 Forsøg 8 Forsøg 9 K g/l P g/l 8,59 7,37 6,98 7,21 S g/l 2,51 2,2 2,5 2,1 Zn mg/l 16,4 43,8 18,9 39,8 Cd µg/l Cr µg/l 459 <1 23,8 586 Cu µg/l , Hg µg/l 0,0086 <0,002 0,0627 0,0373 Mo µg/l 6370 < Ni µg/l Pb µg/l Tabel 14. Restindhold af salte og metaller i det ph regulerede, fluidiserede og sorterede materiale fra forsøg 7-9. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 36. Tabel 15. Opløste salte og metaller i forsøg 7 9. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 36. Som det fremgår af tabellerne udvaskes/opløses fosfor, cadmium, kviksølv og bly med faldende ph, med faldende ph. Indholdet af kobber og zink følger kun delvist, med et tilsyneladende minimum i forsøg 7, hvor ph blev reguleret med svovlsyre. Jf. også bemærkningerne der er i afsnit omkring ph reguleret vask af VF s APC restprodukt.

46 PSO F&U 6514 Side: 46/73 Indholdet af især opløst zink er særdeles højt, idet indholdet af salte ligeledes er højt, og der qua tilsætning af syre, tilsættes yderligere sulfat eller klorid, der kan påvirke opløsningsligevægten og forskubbe de enkelte saltbalancer og dermed betinge eventuelle udfældninger. 9.2 Fluidiseret sortering af ph justeret halmaske I kapitel 8 er den fluidiserede sortering af halmasken behandlet, og herunder de sorteringsresultater, der kan uddrages af de kombinerede forsøg med fluidisering og ph regulering. I forsøg 7-9 vendtes der fluidiseringsmæssigt tilbage til niveauet fra forsøg 4. Forsøg 7 var tilnærmelsesvis en gentagelse hvad angik fluidiseringsbetingelserne, medens ph blev reduceret i slæmmetanken. I forsøgene 8 og 9 anvendtes højere fluidiseringshastigheder for at forøge kornstørrelsesfordelingen. I tabel 16 er vist indholdet af salte og metaller i tørstoffet efter ph reguleringen i slæmmetanken samt indholdet i tørstoffet efter sortering i kolonnen. Ved fluidisering og sortering af materialet opnås de angivne restindhold på de forskellige kornstørrelsesfraktioner. Tabel 16. Resultat af fluidisering og sortering af halmaske efter en forudgående ph regulering i Slæmmetanken. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 34. Forsøg 7 forsøg 8 Forsøg 9 ind Øvre Nedre ind Øvre Nedre ind Øvre Nedre Slam Fine grove Slam Fine grove Slam Fine grove ph 4,7 4,9 4,9 4, ,27 K g/kg P g/kg 12,0 11,9 5,3 5,8 7,1 5,4 5,0 4,9 4,7 S g/kg 41, Zn g/kg 412 1,77 0, ,08 0, ,821 0,513 As mg/kg <3 <3 <3 48,8 8,81 <3 <3 27 <3 Cd mg/kg 9, ,8 9,18 11,1 8,18 6,38 6,89 4,87 Cr mg/kg 18,7 31,2 17,9 <10 25,5 15,2 14,3 21,1 16 Cu mg/kg ,7 72, , ,6 Hg mg/kg 2,04 2,37 1,73 0,75 1,16 0,693 0,862 1,54 0,513 Mo mg/kg 7,03 92,2 < ,7 <6 13,1 33,3 27 Ni mg/kg 16,7 3,97 6,78 1,98 3,8 5,62 3,17 3,61 3,81 Pb mg/kg 28,3 64, ,4 44,3 25,8 17,7 36,9 15,9 Af tabellen fremgår at ph reguleringen ikke har nogen nævneværdig effekt på sorteringen. Frigivelsen af tungmetallerne er tilsyneladende ikke afhængig af kornstørrelserne. Der blev i forsøg 7 opnået et relativt forhold mellem Cd indholdet i det grove og i det fine som var sammenlignelig med resultaterne fra forsøg 4 (tabel 12). Der blev ikke opnået yderligere ved at øge fluidiseringshastighederne hvad for så vidt angår fordelingen af Cd medens fordelingen af bl.a. Zn forbedres. Derimod er det muligt ved at reducere ph at rense asken for metalindhold, således at den sorterede groveste aske netop kan overholde de krav, der er til genudspredning. Forbruget af syre er dog meget højt. Endvidere udgør den

47 PSO F&U 6514 Side: 47/73 grove fraktion i dette forsøg (forsøg 9) kun ca. 50% af det samlede aske i sorteringsanlægget. Den forøgede frigivelse af tungmetaller ved lavt ph giver højere koncentrationer i væskefasen. I tabel 17 er anført disse koncentrationer. Mange af metallerne skal fjernes inden genanvendelse er mulig, og i kapitel 11 vil mulighederne for vandbehandling blive gennemgået. Forsøg 7 forsøg 8 Forsøg 9 ind Øvre nedre ind Øvre nedre ind Øvre nedre Slam vand ud vand ud Slam vand ud vand ud Slam vand ud vand ud K g/l ,8 74, ,3 82, P g/l 7,37 4,14 4,12 6,98 4,45 4,56 7,21 5,01 4,76 S g/l 2,2 6,96 7,09 2,5 5,71 4,95 2,1 5,43 4,76 Zn mg/l 43,8 2,86 3,41 18,9 5,13 4,99 39,8 10,6 10,7 Cd µg/l Cr µg/l <1 32,1 36,6 23,8 50, Cu µg/l 12, Hg µg/l <0,002 0,0139 0,0061 0,0627 0,0949 0,131 0,0373 0,0136 0,0174 Mo µg/l < Ni µg/l Pb µg/l ,0 29, ,2 77, Tabel 17. Opløste salte og tungmetaller i de kombinerede ph regulerede og fluidiserede forsøg 7-9. Vedrørende de styrende kapaciteter henvises der til tabel 8 side 34.

48 PSO F&U 6514 Side: 48/ Fluidiseringshastigheder på restprodukter fra Amagerforbrænding Forsøgsresultater Anden del af askepotprojektet var at undersøge mulighederne for at genbruge dele af restprodukterne fra røggasrensningen på I/S Amagerforbrænding og I/S Vestforbrænding. Til dette formål blev der indledningsvist udført forsøg med restprodukter fra I/S Amagerforbrænding. På Amagerforbrænding anvendes der til røggasrensning den såkaldte semitørre proces, hvor et overskud af hydratkalk sprayes ind i røggassen for at neutralisere såvel den saltsyre og svovlsyre, der dannes ved forbrændingenen/røggasrensningen. For at rense tilstrækkeligt anvendes et overskud af hydratkalk på ca % (13,5 15 % som CaO) Overskudskalken er en del af det samlede restprodukt, som på nuværende tidspunkt deponeres sammen med askerne og slaggerne fra røggasrensningen. Formålet med forsøgene med det semitørre restprodukt er at undersøge, om overskuddet af hydratkalk er tilgængeligt for genbrug ved en fluidiseret sortering af restproduktet efter kornstørrelse. Der er i alt gennemført 9 forsøg med dette restprodukt, hvor der i lighed med forsøgene med halmaske er varieret på de forskellige hastigheder i sorteringskolonnen. Erfaringerne fra forsøgene med halmaske dannede grundlag for fastlæggelse af hastighederne, og det viste sig hurtigt, at de optimale hastigheder var af samme størrelsesorden som for halmasken. I tabel 18 er anført alle relevante hastigheder anvendt under forsøgene. Forsøg Flow top l/h Fluidiseringshastighed 2 l/h slam ind l/h Fluidiseringshastighed 1 l/h Bundudtag l/h Recirkulering l/h Tabel 18. De anvendte kapaciteter under forsøgene med APC restprodukter fra I/S Amagerforbrænding Ved forsøgene med det semitørre restprodukt er der kun fokuseret på at bestemme tørstofindhold og hydratkalkindhold. I tabel 19 er disse resultater vist. I figur 20 er illustreret sammenhængen mellem fluidiseringshastigheden i kolonnens nederste del og den mængde hydratkalk, der kan genindvindes. Tillige er der i samme figur vist renheden af hydratkalken.

49 PSO F&U 6514 Side: 49/73 Ud fra forsøgene 5 7 og 9 vurderes det, at der kan genindvindes 3 6 kg/h hydratkalk med en renhed på mellem 45 og 50%. I disse forsøg er der til sammenligning tilsat kg/h restprodukt til sorteringskolonnen. Forsøg renhedsgrad hydratkalk ud 22, Hydratkalk ud top kg/h 10,8 10,3 1,68 7,7 3,1 5,8 3,9 1,3 4,5 Tørstofmængde ud top kg/h 32,3 32,7 7, ,7 15 8,8 2,8 9,9 Hydratkalk ind i alt kg/h 11,9 11,5 11, ,1 7,4 6,4 8,4 Tørstofmængde ind i alt kg/h 48,6 48,6 48, Hydratkalk ud bund kg/h 0 0 0,81 2,4 2,6 3,2 3,3 3,7 2,9 Tørstofmængde ud bund kg/h 0 0 5, , Hydratkalk ud total kg/h 10,8 10,3 2, ,7 9 7,2 5 7,4 Tørstofmængdeud total kg/h 32,3 32,7 13, Tabel 19. Mængderne af tørstof og hydratkalk i sorterings kolonnen. Vedrørende de relevante fluidiseringshastigheder henvises der til tabel 18 side 48 Omregnet kan det derfor forventes, at der kan genindvindes mellem 100 og 150 kg hydratkalk med en renhed på ca. 48% per tons vasket restprodukt Figur 20. Hydratkalk mængde og renhedsgraden af dette som funktion af fluidiseringshastigheden mellem bundudtag og tilsætningen af det slæmmede restprodukt Hydratkalkmængde ud i overløbet i kg/h hydratkalkindhold Renheden Renheden af hydratkalken i overløb i % Fluidiseringshastighed Diskussion af resultaterne fra forsøgene med APC restprodukter fra AF Sammen med den hydrataske, der forlader sorteringskolonnen ovenud, er der ca. 50% ikke opløseligt APC materiale i de fineste kornfraktioner. Et eventuelt genbrug af hydratkalken vil betyde, at denne fine fraktion vil skulle blandes med den friske hydratkalk og bruges sammen med denne i den semitørre røggasrenseproces. Nærværende forsøg har ikke undersøgt eventuelle konsekvenser for røggasrensning og det udstyr der anvendes. Hertil kræves et forsøg i større størrelse hvor der kan arbejdes under procesmæssige relevante størrelsesforhold. Disse forhold vil skulle indgå som en væsentlig parametre ved eventuelle videreførende forsøg. Under forudsætning af at påvirkningen fra det uopløselige APC restprodukt i den fine fraktion ikke har en negativ indvirkning på røggasprocessen, er der i det følgende givet et overslag over de potentielle besparelser, der vil kunne opnås på I/S Amagerforbrænding ved genbrug af hydratkalken.

50 PSO F&U 6514 Side: 50/73 På baggrund af et skøn over produktionen af restprodukter på Amagerforbrænding er omkostningerne ved den nuværende bortskaffelsesmetode henholdsvis en mulig kombineret genanvendelse og bortskaffelse beregnet i tabel 20 under de i tabellen anførte forudsætninger. Det skal bemærkes, at der i Scenarie 1A med genanvendelse er benyttet et højere vandindhold i deponeringsproduktet. Samtidig er det medtaget, at anslået 90% af CaCl 2 indholdet opløses og overgår til væskefasen. Desuden er der medtaget forventede omkostninger til behandling af det spildevand, der vil blive produceret ved vask/sortering af restproduktet. Dette vand forventes renset til en sådan grad, at det kan udledes til recipient eller anvendes til specialformål f.eks. afisning. Sammensætning af RGA. Gennemsnitstal af analyser for tørt RGA Forudsætninger, priser Klorid 8,9 % Netto deponeringsudgift 145 kr/ton Som CaCl2*2H2O i tørt RGA 18,4 % Kalkpris 800 kr/ton CaO 16,0 % Vandrensningspris 5 kr/m3 Som Ca(OH)2 21,1 % (i snit 21% i sorteringsforsøg 1, 2 og 4) vandindhol 0,25 Vandindhold i sorteret 0,4 Sammensætning, mængder og priser for 2003 Scenarie 1 A Genbrug af kalkmængden i RGA = 48 % Ingen spildevandsafledning (al kalciumklorid bibeholdes i RGA) Uændret 20% vand i RGA til deponi Mængder Deponi-afgift/ Deponi-afgift/ kalkpris kalkpris RGA-mængde incl. 20 % vand tons tons Tør RGA-mængde tons tons Vand i samlet RGA 6000 tons kr 7034 tons kr Uomsat kalk (CaO) i RGA 3840 tons tons Som Ca(OH) tons kr 2639 tons kr Opløseligt kalciumklorid (CaCl2*2H2O) 4422 tons kr 442 tons kr "Flyveaskemængde" tons kr tons kr Indkøbt kalk 8545 tons kr 6702 tons kr Årlig besparelse Kalkbesparelse (som CaO) 1843 tons Vandrensning 0 m m ,3 I alt kr I alt kr kr Tabel 20. Overslag over de potentielle besparelser ved genbrug af en del af hydratkalken i APC restproduktet. Med udgangspunkt i denne beregning og med en analyse af følsomheden for varierende priser, mængder osv. må det forventes at der vil kunne opnås en årlig besparelse på i størrelsesordenen 2 mill. DKK. For at vurdere følsomheden overfor eventuelle ændringer i indholdet af overskuds hydratkalk i restproduktet er der gennemført en gennemregning med et indhold af CaO på 10 % og en opnåelig genbrugsprocent på kun 40 %. Herved reduceres den potentielle besparelse til i størrelsesordenen 1 mill. DKK/år.

51 PSO F&U 6514 Side: 51/ Vandrensning 11.1 Rensning af vandet i en MetClean proces Som en konsekvens af den miljøtilladelse, som blev givet af Københavns amt, skal alt det vand, der pumpes til Avedøreværkets interne renseanlæg forrenses i en MetClean proces, der blev etableret ved forsøgsanlægget. Dette forrenseanlæg indgik i processen som skitseret i figur 12 i afsnit 8.1 MetClean anlæget var ikke løbende i drift, men blev sat i drift når lagertanke for forsøgsspildevand var fyldte. Der blev efterhånden indbygget en betydelig lagerkapacitet. Under forsøgene med halmaske blev overskudsvandet således opsamlet i lagertanke. I forbindelse med forsøg 3 blev vandet sendt gennem MetClean anlægget, bestående af en 5 m høj kolonne med en diameter på 160 mm. Herefter blev vandet overpumpet til Avedøreværkets interne renseanlæg, som krævet i miljøgodkendelsen. Efterfølgende blev vandet fra de efterfølgende forsøg (4 9) opsamlet, og af praktiske årsager først renset efter afslutningen af forsøg 9. Da det primært er kationer og især cadmium der blev fokuseret på blev MetClean processen indstillet til en Manganproces, der erfaringsmæssig er bedst egnet til at fjerne kationer. I tabel 21 er vist resultaterne fra rensningen i forbindelse med forsøg 3 uden ph regulering. Udover et indehold af cadmium omkring 600 µg/l, har vandet et højt indhold af zink, kobber og bly. Desuden findes der både krom og molybdæn opløst i vandet. Vandrens forsøg 3 Tabel 21. Resultatet af en vandrensning under forsøgene Øvre MetClean med halmaske. ph 5,7 5,9 Cl g/l K g/l P g/l 4,3 2,1 S g/l 6,6 3,2 Zn mg/l 6,8 0,3 Cd µg/l Cr µg/l Cu µg/l Hg µg/l 0,0 0,4 Mo µg/l Ni µg/l Som forventet reduceres indholdet af kationer, Pb µg/l Zn, Cd, Cu, og Pb medens nikkelindholdet ikke reducere idet ph er for lavt til en

52 PSO F&U 6514 Side: 52/73 nikkkelfjernelse. Det er i øvrigt overraskende med den generelt høje metalfjernelse set i lyset af det lave ph, men kloridindholdet i vandet er på dette tidspunkt relativt lavt, hvilket normalt vil reducere kompleksbindingerne mad klorid og dermed lette adsorptionen. Ligesom ved forsøgene med perkolat fra kulflyveaske deponeret i en lagune ved Køge Havn, reduceres både krom og molybdæn. Reduktionen er mindre end for kationerne, men da de aniondannende metalloider vanskeligere kan adsorberes til mangandioxid end til ferri-oxyhydroxid (MetClean jernproces) vil reduktionen kunne forøges ved anvendelse af den anden proces. Adsorptionen af disse aniondannende metaller er modsat kationerne begunstiget af det lave ph. Hverken dosering af permanganat, mangano-ioner eller ph blev optimeret under dette renseforsøg. Erfaringer fra andre anlæg viser, at ved at hæve ph i kolonnen samt tilsætte mere mangan og evt. indføre recirkulering, vil rensningen kunne forøges væsentligt. Dette er eftervist ved forsøg på Avedøreværket, Køge Havn, AV Miljø og på KARA. Efter forsøg 3 blev alt spildevandet opsamlet til senere rensning. Efter forsøg 9 i september 2004 påbegyndtes denne vandrensning, der indledtes med at ph blev reguleret til omkring 7,5. Samtidig hermed var vandets kloridindhold øget til omkring 65 g/l der fra det midlertidige anlæg på affaldsforbrændingen I/S KARA ( ) vides, at reducere adsorptionen hvilket her skal modsvares af et nødvendigt ph i processen omkring 9. Ud over spildevand fra forsøgene med halmasken var der i de samme beholdere opbefaret spildevand fra stabiliseringsforsøgene med AF. Det er derfor en meget sammensat og ikke sammenlignelig vandtype der her blev renset. I tabel 22 er anført den opnåede rensning af vandet inden overpumpning til AVV s interne renseanlæg. Da dette vand er en blanding af to vandtyper hvor affaldsforbrændings vandet er generelt vanskeligere at behandle pga kompleksbindinger mm. synes reduktionen ad Cd, Co, Ni og Zn tilfredsstillende. På grund af det i denne rensning højere ph forventes rensningen for de aniondannande metaller at være reduceret, hvilket også kan ses af resultaterne. Øjebliksbillede efter ind ud ind ud recirku. Cl g/l 63,7 64,9 65,1 64,6 65,5 K g/l 79,5 82,3 82,8 81,3 77,7 P g/l 3,54 3,79 3,79 3,71 2,37 S g/l 5,83 6,01 6,12 6,06 5,54 Zn µg/l 54,6 37,8 38,5 35,2 <10 Cd µg/l 58,6 23,3 38,6 21,4 6,02 Co µg/l 1,66 0,312 0,442 0,322 0,349 Cr µg/l 28,3 24,4 24,5 27,7 25,6 Mo µg/l Ni µg/l 182 2,66 5,35 <3 <3 Tabel 22. Rensning af blandet vand fra halmaskeforsøg og forsøg med stabilisering af AF s restprodukt. Vandets oprindelige kvalitet svarer til det anførte under

53 PSO F&U 6514 Side: 53/73 kolonne ind. Indholdet før overpumpning svarer til sidste kolonne. De under kolonnerne ud svarer til prøver udtaget i top af kolonne samtidig med ind prøven er udtaget. Dvs. den øjeblikkelige førstegennemløbsrensning. Under forsøgene med at genudvinde hydratkalken fra AF s APC restprodukter blev spildevandet opmagasineret i adskillige tanke for først at blive renset efter forsøgene. Under denne rensning blev der udtaget prøver af spildevandet før rensning, en prøve udtaget i MetClean kolonnens top umiddelbart efter udtagningen af indprøven samt en prøve fra efter en længerevarende recirkulering og overpumpning til AVV s interne renseanlæg. Resultaterne fremgår af tabel 23. Ind Ud efter start kol. recirk. Ca g/l 6,12 6,53 6,48 K g/l 3,91 5,55 5,43 S mg/l Cl g/l 15,8 19,5 16,1 P µg/l 111 < Cd µg/l 2,11 0,879 <0,05 Cr µg/l Cu µg/l 22,7 <5 <5 Hg µg/l 2,25 0,757 1,41 Mo µg/l Ni µg/l 23,2 27,7 15 Sb µg/l 0, ,326 Pb µg/l ,4 63,3 Zn µg/l ,1 Tabel 23 Resultater med rensning af vand efter forsøg med sortering og genvinding af hydratkalk fra AF s Som det fremgår af tabellen er indholdet af bly og zink endog meget højt, men begge disse metaller reduceres meget i forrenseprocessen. Ligeledes ses en god rensning for cadmium og kobber medens nikkeltensningen er begrænset. Forsøg tidligere på AVV og på KARA viser at såvel bly som zink skal være renset langt ned førend nikkel reduceres. En længere rense/recirkulering havde været nødvendigt subsidieret en kolonne 2. Som forventet er krom og molybdærnrensningen begrænset. Som det kan ses af alle resultaterne fra vandrensningen kan MetClean processen behandle det spildevand der opstår ved vask mm. af såvel halmaske som APC restprodukterne fra AF. Processen er i forbindelse med nærværende forsøg ikke søgt optimeret, der var ikke vand nok hertil og desuden ikke en del af projektet. Vandrensningen var en konsekvens at amtets miljøgodkendelse. Avedøreværkets interne spildevandsanlæg kunne på tilsvarende vis have behandlet vandet tilfredsstillende. De analyserede vandprøver bekræfter og supplere således de mange forsøg og anlæg der dels findes på Brøndbyøster Vandværk, AV Miljø og KARA samt de

54 PSO F&U 6514 Side: 54/73 omfattende frosøg der er gennemført sammen med Energi E2 F&U på Køge Havn og på Avedøreværket.

55 PSO F&U 6514 Side: 55/ Konklusion 12.1 Halmaske Forsøgene viser, at der ved en fluidisering kan opnås en sortering af halmaske i to kornstørrelsesfraktioner med tydeligt højere tungmetalkoncentration i den fine fraktion end i den grove. Imidlertid er reduktionen af cadmiumindholdet i den grove fraktion ikke tilstrækkelig til, at dette materiale kan spredes på landbrugsjord eller deponeres i et ikke kontrolleret deponi. Den rene sortering er blevet suppleret med en ph justering af halmasken før sorteringen for at opnå en øget opløsning af bl.a. cadmium. Ved at sænke ph fra askens naturlige ph på ca. 5,8 til under 4,3 er det muligt at opnå et indhold i den groveste fraktion af asken på under 5 mg/l. Denne askefraktion udgør dog under 50% af den samlede tørstofmængde efter at 50 70% af halmasken er opløst (totalt set mellem 15 og 25 % af den oprindelige askemængde). Syreforbruget til denne ph regulering er desuden så stort, at det ikke kan forventes, at en sådan proces er økonomisk rentabel. Koncentrationerne af salte og tungmetaller i det vand, der er benyttet til vask/fluidisering er meget høje. Indholdet af kalium, fosfor og sulfat er så højt at vandet har en gødningsværdi dersom de afgrøder der skal gødskes med dette vand kan acceptere det høje kloridindhold. Indholdet af tungmetaller er tilsvarende så højt, at væsken ikke umiddelbart vil kunne genanvendes til gødskningsforhold uden at der gennemføres en rensning for tungmetallerne. Den MetClean proces som Energi E2 tidligere har deltaget i sammen med Krüger har vist at kunne håndtere disse metaller på trods af det meget høje kloridindhold, hvorfor det må kunne forventes at vandet vil kunne renses ned til et indhold af tungmetaller på under µg/l Træflisaske Vask og sortering af træflisaske er kun udført i laboratorie som batch- og bench skala forsøg. Disse forsøg viser at: Sorteringen af træflisaske var vanskeligere end den tilsvarende sortering af halmaske opslæmningen af træflisasken er vanskeligere end for halmasken og kræver enten et højere L/S forhold, da askens ph medfører dannelse af hydroxider af bl.a. Mg, eller en sænkning af ph så disse hydroxider ikke dannes Vask af træflisasken vil i de fleste tilfælde vil være tilstrækkelig til at opfylded kriterierne for genudspredning

56 PSO F&U 6514 Side: 56/73 Der er derfor ikke udført forsøg i større skala med træflisaske, da det blev vurderet, at det ikke var praktisk udførligt. I lighed med vaskevandet fra halmasken er indholdet af salte og tungmetaller i træflisvaskevandet højt, men dog ikke så højt som i halmaskevaskevandet. Indholdet af kalium er mindre, men især fosforindholdet er betydeligt lavere. Indholdet af tungmetaller er også lavere, men dog så højt, at der er behov for rensning inden genanvendelse eller udledning til recipient Restprodukter fra semitør røggasrensning på I/S Amagerforbrænding Laboratorieforsøgene med APC restproduktet fra I/S Amagerforbrænding viser, at der er et potentiale for at udnytte den overskudshydratkalk, der findes i dette restprodukt. De gennemførte forsøg i pilotanlægget på restproduktet fra I/S Amagerforbrænding bekræfter dette, og ud fra forsøgene forventes det at: Det er muligt at kg hydratkalk pr. tons restprodukt kan genbruges svarende til 55 65% af overskudshydratkalken i det nuværende restprodukt. hydratkalkindholdet udgør knap 50% af den samlede mængde restprodukt der skal genindføres i røggasrensningen en årlig besparelse på i størrelsesordenen 2 mill. DKK opnås der kan opnås en miljøgevinst ved at reducere mængden af det deponeringskrævende restprodukt en betydelig del af tungmetallerne overføres til væskefasen, der kan renses i en MetClean proces, hvorved metallerne samles i et granulat der mængdemæssig er begrænset, og hvorfra metallerne potentielt kan genudvindes. Mobiliteten af metallerne ved en eventuel deponering er ligeledes begrænset og betydelig mindre end i kemisk fældet slam. en del af hydratkalken kan genanvendes og kalciumkloridindholdet kan potentielt nyttiggøres 12.4 Restprodukterne fra den våde røggasrensning fra I/S Vestforbrænding På APC restprodukterne fra Vestforbrænding er gennemført vask og sorteringsforsøg med asker og slagger i laboratorie som batch- og benchskala forsøg. Forsøgene med halmaske og de efterfølgende forsøg i større skala med fluidiseret sortering har vist, at der er en sammenhæng mellem de to forsøgstyper, og at der kan gives et skøn over de potentielle muligheder på basis af forsøgene i laboratorieskala. Der er i batch, gennemført 3 forsøg med ph reguleret vask af restproduktet fra VF. Der er opnået en vis udvaskning af tungmetaller ved at sænke ph. For nog-

57 PSO F&U 6514 Side: 57/73 le metallers vedkommende øges frigivelsen af metallerne med faldende ph, medens der for flere metaller, herunder bl.a. Cu, Pb og Zn, observeres en maximal frigivelse ved ph omkring 7, faldende både mod lavere som højere ph. Denne variation skyldes det komplekse indhold af mange salte med forskellige ph afhængige opløseligheder. Der opnås dog kun et begrænset og utilstrækkelig reduktion af metalindholdet. Ved de udførte benchskala fluidiserings/sorteringsforsøg i lille skala kan der ses en betydelig reduktion i de grovere materialer. Kornstørrelsesfordelingen var dog så betydelig at de groveste materialer med den i forsøget højest mulige hastighed ikke kunne fluidiseres, hvorfor der i dette materiale kan findes lommer af fint materiale der indgår i analyserne af materialerne. Det må derfor forventes at der kan opnås en bedre sortering ved anvendelse af højere hastigheder. Alternativt kan der anvendes en mekanisk sortering efterfulgt af en aske/slaggemodningsproces. Til supplement til disse laboratorieforsøg blev der gennemført en simplificeret udgave af den MetClean mangan proces der anvendes til vandrensning af bl.a. spildevandet fra Askepot forsøgene. Dette forsøg viste at der kan opnås en reduceret mobilitet af kation tungmetallerne, men at bindingen af de aniondannende metaller ikke var god nok. Det må dog forventes at der kan opnås forbedringer ved bl.a. en optimering af ph Vandrensning Grundet Københavns amts miljøgodkendels skulle spildevandet fra Askepot forsøgene forrenses i en MetClean proces inden overpumpning til Avedøreværkets interne spildevandsanlæg. Da der skulle idriftsættes en MetClean proces kolonne var det naturligt at udnytte dette til at supplere den eksisterende viden om denne proces muligheder. Vand fra vask og sorteringsforsøgene med bioasker viser, at der udvaskes mange tungmetaller, herunder bl.a. Cd, Cu, Ni, Pb og Zn. Endvidere viser forsøgene, at også de aniondannende metaller bl.a. Cr og Mo opløses. Efter rensning vil vandet potentielt kunne genbruges til gødningsformål, idet indholdet af bl.a. kalium, sulfat og fosfat er så højt, at det har værdi som gødning. Vaskevandet kan kun delvist renses i de traditionelle fældeanlæg, der pt. anvendes på kraftværkerne, idet disse anlæg kun renser for kation tungmetallerne. De aniondannende metalloider kræver en anden/suplerende fældeteknik.

58 PSO F&U 6514 Side: 58/73 Askepotforsøgene har vist, at den granulatproducerende og restproduktbesparende MetClean proces, som E2 har været med til at udvikle, vil kunne reducere metalindholdet. Processen til dette formål skal dog optimeres. Der er dog gode erfaringer med rensning af andre tilsvarende vandtyper, og det forventes derfor, at der kan opnås en rensning til de niveauer der kræves for udledning til recipient, ligesom indholdet i vaskevandet bør kunne reduceres til et niveau, der muliggør anvendelse til gødningsformål. Data fra det tilsvarende spildevand fra Askepotforsøg med det semitørre produkt fra I/S Amagerforbrænding kan ligeledes udnyttes til at forøge den samlede viden. Også med dette spildevand viste det sig muligt at reducere indholdet af kationer, og en proces til at nedbringe dette vands metalindhold til et acceptabelt indhold er mulig. Et sådant anlæg vil i øvrigt senere kunne indgå i en samlet spildevandspakke når der skal etableres en ny røggasrenselinie baseret på den våde proces. Reduktionen af de aniondannende metaller i dette renseanlæg er utilstrækkelig, men processens opsæt var heller ikke hertil. En omstilling til en jernproces mad lavere ph vil kunne klare også disse metaller.

59 PSO F&U 6514 Side: 59/ Anbefalinger 13.1 Bioasker Den fluidiserede sortering af bioasker synes ikke relevant. Derimod viser nærværende projekt, at vandet fra vask af disse asker skal renses før udledning/gødningsformål. Ved MetClean processen er det muligt at rense vaskevandet til så lave niveauer, at udledning eller genbrug til gødningsformål burde være mulig. Under forsøgene var mulighederne for en optimering af vandrenseprocessen ikke til stede, hvorfor det må anbefales, at de forsøg med modstrøms vask der allerede er iværksat fortsættes og suppleres med rensning af vaskevandet i et MetClean pilotrenseanlæg til både anion og kation rensning, således at den samlede proces kan optimeres. En anden mulighed for at udnytte dele af halmasken er, at benytte samme teknik som affaldsforbrændingerne benytter på de såkaldte slaggemodningspladser. Her henligger slaggerne udsat for regn mm. indtil der er sket en tilstrækkelig udvaskning. På grund af de høje saltkoncentrationer vil en sådan udvaskning tage længere tid og dermed kræve større arealer. Perkolatet fra sådanne pladser kan efterfølgende renses og genanvendes til gødningsformål eller udledes til recipient. Forsøg med sådanne modningspladser eller alternativt deponering i pond hvor udvaskningen vil forløbe hurtigere bør afprøves Semitørre restprodukt Forsøgene med dette restprodukt gav de mest positive resultater og det blev godtgjort, at der er en potentiel økonomisk fordel ved at indføre en fluidiseret sortering af restproduktet med genbrug af en del af det overskydende hydratkalk. Inden et fuldskalaanlæg kan designes og bygges er det nødvendigt at få afklaret: Hvor meget hydratkalk der de facto kan genindvindes i stor skala Hvilken indflydelse den fine fraktion af restproduktet, der følger med hydratkalken har på røggasrenseprocessen. Om der vil ske en uacceptabel ophobning af den fine fraktion i det restproduktet, der recirkuleres over røggasrensningen. Omfanget af den korrosive effekt på udstyret i røggasprocessen.

60 PSO F&U 6514 Side: 60/73 For at kunne undersøge dette er det nødvendigt at gennemføre forsøg i en så stor skala, at især det fine materiale kan nærme sig en potentiel kritisk masse. For at kunne dette skal processen samkøres med en egentlig semitør røggasrenselinie. Et sådant anlæg skal bestå af følgende hovedkomponenter: Et automatisk anlæg til blanding af restprodukt med vand i et passende L/S forhold En større sorteringskolonne (Krüger råder over en sådan kolonne med en kapacitet på 60 kg/h Et automatisk styret bundudtag En sedimentationstank med automatisk udtag af hydratkalk og den fine fraktion En eventuel eftervask af restproduktet for klorider inden genanvendelse 13.3 Aske/slagge fra Vestforbrænding Et videre arbejde med askerne og slaggerne fra Vestforbrænding bør, hvis en oparbejdning er ønskværdig, omfatte følgende Supplere det enlige forsøg med manganstabilisering af restprodukterne med en række optimeringsforsøg, herunder en kombination med den tilsvarende jernproces. (Sidstnævnte kaldes Ferrox processen, der principielt bygger på grundprincipperne i den patenterede MetClean proces.) Gennemføre supplerende forsøg med mekanisk og fluidiserede sorteringsforsøg i bench skala

61 PSO F&U 6514 Side: 61/ Bilag 1 Laboratorieforsøgene med bioasker Vandanalyse Ca Fe K Mg Na P S Si Al ph ph g Slam + HCL NaOH Mn Cl TS mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l slut reguleret 1000 ml vaml Cons ml 1N µg/l mg/l % H1: <0, ,6 <1000 6,8 5,5 499,4 8, H1: <0, ,6 <1000 7, , H1: <0, , ,6 <1000 8, ,2 0 3,5 <100 H1: <0, , < ,72 502, ,9 Slagelse ,8 < Slagelse ,2 < AVV , AVV ,6 < Tørstofanalyse CaO Fe2O3 K2O MgO Na2O P2O5 S SiO2 Al2O3 LOI TiO2 MnO2 Summa TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % H ,43 39,9 0,765 1,31 2,28 5,55 9,68 0, ,0238 0, ,8 99,1 Ca Fe K Mg Na P S Si Al Li Ti Mn Sum TS mg/kg TS % H H1: , H1: , ,4 H1: < ,9 H1: < ,6 Vandanalyse As B Ba Cd Co Cr Cu Hg Li Mo Ni Pb Sr V Zn µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l H1:2-1 < <200 <200 <100 0, <400 < < H1:2-2 < <200 <200 <100 0, <400 < <100 <100 H1:2-3 < <200 <200 <100 0, <400 < <100 <100 H1:2-4 < <200 <200 <100 0, < <100 Slagelse , Slagelse <4 <0, <10 AVV , AVV <0, <10 Tørstofanalyse As B Ba Be Cd Co Cr Cu Hg Sn Mo Ni Pb Sr V Zn mg/kg TS H0-0 5, <0,6 10,8 4, ,2 0,502 <20 20,1 54,6 25,4 113 <2 592 H1:2-1 <50 < ,765 <10 < <30 38,5 61,6 < < H1:2-2 <50 < ,731 <10 < <20 39,7 56,2 < < H1:2-3 <50 < ,57 <10 <10 73,2 90,4 <20 31,5 41,6 < < H1:2-4 <50 < , <10 92,9 100 <20 31,6 50,1 35,1 130 < Tørstofanalyse La Nb Sc W Y Zr mg/kg TS H0-0 <6 <6 <1 <60 <2 9,08 Tørstofanalyse gram vol Q ph TS Mn S As Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Zn Fluidiseret aske L l/h % mg/kg TS Tilsat mængde 500 H1 Aske/vand 101, ,4 21, ,5 58,1 2,2 22, ,87 15, H2-H3 Aske/van 52, ,8 18, ,41 23,2 1, ,41 11,3 61, H4 Aske/vand 30, ,8 16, ,04 14,6 2,23 21, ,989 12,7 39,3 852 H5 Aske/vand 49,2 7,7 8,5 32, ,7 9,92 8, ,25 86,1 25,2 464 sum rest 233,1 Vandanalyse Ca Fe K Mg Na P S Si Al ph Q V våd vand Mn L/S Fluidiseret mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l µg/l l/h m/h vægt l µg/l L/kg H1 Aske/vand 91,9 4, , ,7 <7 8,4 15 0,0 470, , H2 Aske/vand 110 5,89 23,3 20,1 30, ,2 13,7 <7 7,9 32 4,1 147, , H3 Aske/vand 107 7,9 6,12 19,7 29, ,2 12,8 <7 7,8 72 8,8 134, , H4 Slam/vand 104 3,05 8, , ,7 16,7 <7 7, ,8 182, , H5 Aske/vand 104 1,98 9, , ,4 14,6 <7 8,5 29,7 151,0 8 17, sum 1086,4 136

62 PSO F&U 6514 Side: 62/73 Vandanalyse Ba Cd Co Cr Cu Hg Mo Ni Pb Sr Zn Fluidiseret µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l H1 Aske/vand 15,9 0,192 0,0567 0,9 3,37 <0, ,67 0, ,1 H2 Aske/vand 56,3 1,37 0,0979 0,181 4,66 0, ,2 0, H3 Aske/vand 42,7 1,18 <0,05 0,155 5,9 <0,02 5,59 0,604 0, H4 Slam/vand 38,9 0,657 0,0951 0,109 4 <0,02 4,62 1,87 0, H5 Aske/vand 30,9 1,08 <0,05 <0,1 2,56 <0,02 4,68 1,18 0, Ca Fe K Mg Na P SO4 Si Sum l beregne Sum mg mg mg mg mg mg mg mg mg mg g fluid forsøg , , , , , , Der mangler disse gram 7 Vandanalyse Ba Cd Co Cr Cu Hg Mo Ni Pb Sr Zn Fluidiseret µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l T1 Aske/vand 148 <0,05 <0, ,754 <0,02 49,1 <0,5 1, ,7 T2 Aske/vand 103 <0,05 <0,05 4,81 <0,5 <0,02 2,21 <0,5 <0,3 598 <2 T3 Slam/vand 84 <0,05 <0,05 0,809 0,769 <0,02 0,411 1,74 <0, ,5 T4 Slam/vand 69,1 <0,05 <0,05 0,624 1,33 <0,02 0,285 2,2 <0, ,13 T5 Aske/vand 89,5 0,076 <0,05 0,479 1,62 <0,02 0,491 3,13 <0, ,7 Ca Fe K Mg Na P SO4 Si Sum1 Cl sum2 mg mg mg mg mg mg mg mg mg mg g Fluidiseret , , , , , , overskud i gram 5 Ca Fe K Mg Na P SO4 Si Sum1 Cl sum2 mg mg mg mg mg mg mg mg mg mg g T1: T1:

63 PSO F&U 6514 Side: 63/73 Vandanalyse Ca Fe K Mg Na P S Si Al ph ph ph ph g Slam + HCL NaOH Mn TS Cl mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l Slut regulereteft.3 døgnved filt. 800 ml vaml Cons ml 1N µg/l % mg/l T1: <0, , ,6 <1000 6,6 5,5 7,2 5,5 398, T1: <0, < ,9 <1000 8,2 7 8,2 8,2 402, T1: <0, < ,5 <1000 8,7 8 8,8 8,8 399,8 154,5 8,5 294 T1: <0, , < ,7 < ,3 396,7 <100 91,8 Aske L/S , Aske L/S ,8 < Tørstofanalyse CaO Fe2O3 K2O MgO Na2O P2O5 S SiO2 Al2O3 LOI TiO2 MnO2 Summa % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS % TS 22,5 0,732 16,4 5,49 8,29 2,17 4,83 2,29 0,337 26,8 0,0212 1,77 60 Tørstofanalyse Ca Fe K Mg Na P S mg/kg TS Si Al Ti Li Mn Sum TS % T ,2 T1: , ,3 T1: <100 13, ,4 T1: <100 9, ,2 T1: , ,3 Vandanalyse As B Ba Cd Co Cr Cu Hg Li Mo Ni Pb Sr V Zn opløsning µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l T1:2-1 < < , < < < T1:2-2 < < <100 0, < < < T1:2-3 < < <100 <0, <200 <400 < <100 <100 T1:2-4 < <100 < <100 <0, <400 < Aske L/S ,04 < Aske L/S 2-10 <0, ,01 < Tørstofanalyse As B Ba Be Cd Co Cr Cu Hg Sn Mo Ni Pb Sr V Zn mg/kg TS T0-0 < <0,6 8,85 8,8 36,3 136 <0,1 <20 <6 85,4 64, T1:2-1 <50 < <0,5 <10 <10 < <30 <10 92,7 74, ,1 583 T1:2-2 <50 < <0,5 <10 13,6 < <20 < , ,6 595 T1:2-3 <50 < <0,5 <10 17,2 < <20 < , ,6 626 T1:2-4 <50 < <0,5 <10 10,3 13,8 156 <20 < , ,1 535 Tørstofanalyse La Nb Sc W Y Zr mg/kg TS T0-0 <6 <6 <1 <60 <2 10,8 Tørstofanalyse beregnet TS Mn S As Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Zn Fluidiseret g % mg/kg TS i alt tilsat 459 T1 Aske/vand 25,6 25, <3 16,1 10,7 2, , ,8 727 T2 Aske/vand 125,3 35, <3 15,8 12,2 <1 254 <0, ,3 712 T3+4+5 Aske/vand 131,4 26, <3 9,34 8,96 1, ,132 84,4 54,6 587 sum rest 282,3 Vandanalyse Ca Fe K Mg Na P S Si Al ph Q V våd vand Mn L/S Fluidiseret mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l µg/l l/h m/h vægt l µg/l L/kg T1 Aske/vand 468 1, , < ,06 <7 13,0 12 0,0 99,2 15 0, T2 Aske/vand 30,9 2,6 91,8 11,8 68,4 < ,3 <7 10,7 40 3,3 351,0 15 0, T3 Slam/vand 36 3,07 8,68 30,1 31,8 87,2 20,5 18,4 <7 9, ,0 75,6 12 6,72 92 T4 Slam/vand 56,9 0,822 7,14 28,5 31,2 92, ,7 <7 8, ,4 78, ,4 129 T5 Aske/vand 83,6 0,75 5,99 27,6 30, ,1 13,7 11,3 8,4 26,4 347,0 8 30,7 146 sum 951,7 67

64 PSO F&U 6514 Side: 64/ Bilag 2 Laboratorieforsøg med Vestforbrænding aske/slagger Element F II + F I F III F IV Rest ph 4,92 ph 8,0 7,0 4,92 Na g/kg TS 4,01 4,38 4,97 5,45 6,57 HCl ml Mg g/kg TS 17,43 18,21 18,70 12,61 8,81 Slam g Ca g/kg TS 228,71 224,42 220,84 167,24 147,23 vand ml K g/kg TS 3,98 4,00 4,36 5,35 7,31 Si g/kg TS 59,83 75,73 92,55 164,07 146,31 ph 8,0 ph 7,0 ph 4,92 Forsøg 3 1 vask S mg/kg TS Na mg/l Na mg/l 8570 Ti g/kg TS 10,49 11,75 13,01 11,57 13,01 Mg mg/l Mg mg/l <0,9 23,7 P g/kg TS 4,91 5,17 5,52 4,84 5,15 Ca mg/l Ca mg/l Fe g/kg TS 3,31 3,99 4,51 5,71 5,17 K mg/l K mg/l Mn g/kg TS 0,72 0,82 0,91 0,79 0,76 Si mg/l 2,28 8,62 13,4 Si mg/l <0,4 1,6 Al g/kg TS 20,54 22,15 23,92 25,72 24,88 S mg/l S mg/l As mg/kg TS ,4 122 Cl mg/l Cl mg/l Ba mg/kg TS P µg/l P µg/l 89,9 78,5 Be mg/kg TS 0,749 0,875 0,893 0,801 0,877 Fe mg/l <0,2 <0,2 75,9 Fe mg/l <0,02 <0,04 Cd mg/kg TS Mn µg/l Mn µg/l <1 49,6 Co mg/kg TS 22,2 23,2 24,9 19,3 17,2 Al µg/l <100 < Al µg/l 43, Cr mg/kg TS Ba µg/l Ba µg/l Cu mg/kg TS Cd µg/l Cd µg/l <200 9,63 Hg mg/kg TS 0,73 0,495 0,361 0,169 0,201 Co µg/l 64, Co µg/l <0,3 1,27 Mo mg/kg TS 19,4 19,1 22,3 17,3 20 Cr µg/l <30 <30 6,15 Cr µg/l Nb mg/kg TS ,2 14,9 17,1 Cu µg/l < Cu µg/l 5,71 7,32 Ni mg/kg TS 75,2 80,2 90, ,2 Hg µg/l <0,02 <0,02 <0,02 Hg µg/l 0,981 <0,02 Pb mg/kg TS Mo µg/l ,3 37 Mo µg/l Sn mg/kg TS Ni µg/l 46, Ni µg/l <3 12,4 Sr mg/kg TS Pb µg/l Pb µg/l ,5 V mg/kg TS 38,3 43,3 48,2 45,8 46,6 Sb µg/l Sb µg/l 0,275 95,6 Y mg/kg TS 10,1 11,2 12,2 10,9 13 Sr µg/l Sr µg/l Zn mg/kg TS Zn µg/l Zn µg/l 1440 <20 Zr mg/kg TS

65 PSO F&U 6514 Side: 65/73 Forsøg ph Ts% 16. Bilag 3 Fluidiseringsforsøg med halmaske Vand Tørstofanalyse Revideret for væske Opløst Klokken 14:30 Klokken 16:00 under tørring udløb Råprøve Øvre Nedre Øvre Mellem Nedre Øvre Mellem Nedre kol. Analyserede resultater Korrigerede resultater 5,6 5,1 5,8 5,7 5,7 5,7 5,8 27,51 6,86 8,93 10,56 11,3 11,05 0,2673 0,258 0,3088 0,3602 0,354 0,2615 Vægt Al µg/l 475,41 g/kg 15,68 16,48 13,56 15,40 12,54 16,55 15,4 12,5 16,5 As µg/l 162,31 mg/kg u u 521,79 252,29 241,56 644,30 250,9 240,3 643,0 Ba µg/l 71,23 g/kg 0,11 0,11 0,11 0,29 0,28 0,29 0,3 0,3 0,3 Bi µg/l 97,80 g/kg 0,44 0,33 0,19 0,02 0,25 0,35 0,0 0,2 0,3 Ca mg/l 24,43 g/kg 9,75 10,28 13,35 24,63 23,08 25,19 24,4 22,9 25,0 Cd µg/l 31,54 mg/kg 42,27 7,60 5,20 50,47 34,44 26,54 50,2 34,2 26,3 Co µg/l 9,75 Cr µg/l 27,94 mg/kg 24,32 53,34 24,55 42,47 69,45 32,13 42,2 69,2 31,9 Cu µg/l 124,00 mg/kg 29,90 139,4 34,12 212,90 218,94 86,21 211,8 218,0 85,2 Fe µg/l 244,47 g/kg 0,56 0,59 0,49 1,22 1,23 1,86 1,2 1,2 1,9 K g/l 52,50 g/kg 626,96 626,8 577,83 479,47 485,61 459,12 34,8 73,5 36,5 Li µg/l 12,84 mg/kg 14,22 15,95 2,19 10,45 8,98 2,71 10,3 8,9 2,6 Mg mg/l 5,67 g/kg 2,90 3,01 3,31 4,88 4,67 5,24 4,8 4,6 5,2 Mn µg/l 44,18 mg/kg 80,71 87,34 88,76 274,99 256,87 229,36 274,6 256,5 229,0 Mo µg/l 108,50 mg/kg u u u u u u Na mg/l 39,20 mg/kg 6,70 5,33 3,54 1,01 3,43 1,02-331,0 Nd mg/l 14,43 Ni µg/l mg/kg u u u u u u P mg/l 193,72 g/kg 85,35 87,39 70,58 73,15 73,79 67,75 71,5 72,3 66,2 Pb µg/l 70,63 mg/kg 261,75 147,9 u 268,10 307,42 388,36 267,5 306,9 387,8 Rb mg/l mg/kg 3243,9 376,8 u u u u S µg/l 649,02 g/kg 52,84 52,62 96,35 77,54 83,26 80,66 77,5 83,3 80,7 Se µg/l 176,79 mg/kg 584,61 u 276,20 337,38 u 286,50 335,9 285,1 Si µg/l 371,65 mg/kg u 116,3 242, , ,3 975, ,9 1345,4 972,3 Sr µg/l 280,30 mg/kg 59,35 61,77 114,90 205,29 191,75 194,41 202,9 189,5 192,2 Ti µg/l 68,74 mg/kg 276,46 261,4 206,43 193,29 177,44 267,85 192,7 176,9 267,3 V µg/l 5,32 mg/kg u u u u u u W µg/l 25,23 mg/kg 82,35 u 102,72 u 174,20 52,19 174,0 52,0 Zn µg/l 457,52 g/kg 0,90 0,92 0,78 3,01 2,78 2,11 3,0 2,8 2,1 Zr µg/l 4,01 mg/kg 11,24 u u u u u orsøg 1ntinuer udtag af nedre prøve orsøg 2g på 100 L/h i både nedre og mellem

66 PSO F&U 6514 Side: 66/73 Tredje forsøg den Vandanalyser Tørstofanalyser Råvand Øvre Fortyndet mellem Fortyndet nedre Fortyndet MetClean Råslam Øvre Mellem Nedre vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt Fine grove ph 5,2 5,72 5,72 5,7 5,9 Ts% 37,6 5,7 7,1 8,8 Tørstof total 81,7 7,4 3,9 7,4 Kapacitet L/h L/h 217,2 652, tid Volm. L L 800 dekanteret L 1,537 1,28 1,618 L restslam L 0,485 0,66 0,535 L ferskvand L 1,4 1,4 1,4 L Slam L? 0,45 0,4 L dekanteret 2 L 1,46 1,42 1,392 L restslam 2 L 0,4 0,586 0,501 L be.opl 0,26 Cl g/l 29, ,3 7,3 30 9,4 7, ,1 7,8 13 g/kg K g/l 31, ,4 12,4 13,1 48,5 15,3 16,2 49,6 13,2 13,9 23,6 g/kg P g/l 0,12 0,452 4,32 1,1 1,2 4,27 1,34 1,51 4,32 1,15 1,26 2,09 g/kg 17,3 23,8 24,0 17,9 S g/l 0,9 3,3 6,55 1,65 1,64 6,39 2,0 2 6,72 1,78 1,79 3,19 g/kg Ca mg/l 27, ,6 69, ,0 84, ,4 74,4 244 g/kg 6,8 34,1 28,2 33,7 Mg mg/l 17,3 65,8 50,5 12,7 17,2 48,1 15,1 22,1 50,1 13,3 19,2 45,8 g/kg 1,3 5,7 5,0 5,8 Na mg/l #### ,3 0,327 0,365 1,28 0,403 0,455 1,3 0,345 0,388 0,704 g/kg 4,8 3,7 3,5 2,9 Si mg/l 12,2 46,2 34, ,6 10,6 18,7 34 9,03 14,8 31,9 g/kg Zn mg/l 15,0 56,8 6,78 1,71 1,67 6,6 2,08 2,28 7,06 1,87 1,75 0,344 g/kg 0,875 4,37 4,22 3,12 Fe µg/l ,4 g/kg 0,48 3,50 4,51 1,90 Al µg/l ,8 mg/kg 190, As µg/l mg/kg <1 8,39 2,09 8,35 Ba µg/l 36, ,4 mg/kg 71, Be µg/l mg/kg <0,6 <0,6 <0,6 <0,6 Cd µg/l , mg/kg 12,5 51,6 44,6 38,9 Co µg/l 2,3 8,86 7,99 2,01 3,18 7,19 2,26 2,54 7,74 2,06 2,67 8,97 mg/kg 0,592 3,73 3,1 3,57 Cr µg/l ,0 92, ,6 96,5 121 mg/kg ,2 48,5 Cu µg/l mg/kg Hg µg/l 0,10 0,374 0,0281 0,0071 0,012 0,0533 0,0168 0,0502 0,0847 0,022 0,048 0,42 mg/kg 0,355 5,06 8,23 7,94 La µg/l mg/kg <6 11,2 <6 9,67 Mn µg/l mg/kg 83, Mo µg/l mg/kg 24,2 34, ,7 Nb µg/l mg/kg <6 <6 <6 <6 Ni µg/l 22,4 84,8 90, ,7 25,1 36,6 75,8 20,1 23,1 88,9 mg/kg 2,1 15,1 14,7 9,52 Pb µg/l ,5 18, ,4 24, ,9 17,8 0,607 mg/kg 46, Sn µg/l mg/kg <20 <20 <20 <20 Sc µg/l mg/kg <1 <1 <1 <1 Sr µg/l mg/kg Ti µg/l mg/kg 20,4 227,8 74,3 145,7 V µg/l mg/kg <2 5,85 4,32 5,07 W µg/l mg/kg <60 <60 <60 <60 Y µg/l mg/kg <2 4,35 4,55 5,71 Zr µg/l mg/kg 4,9 10,6 4,12 10,5

67 PSO F&U 6514 Side: 67/73 fjerde forsøg den Vandanalyser Tørstofanalyser Råvand Øvre Fortyndet mellem Fortyndet nedre Fortyndet MetClean Råslam Øvre Mellem Nedre vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt Fine grove ph Ts% 43,3 10,8 15,5 17,2 Tørstof total Kg 74,556 d mellem sedi 60,3 9,6 5,0 23,0 Kapacitet L/h 1800, ,85 mellem sedi 493,15 0 L/h ,8 493,15 start tid 1563,9 14:55 slut tid :30 tid vol slut , vol start Volm. L 60 7, L 610 dekanteret L 3,89 2,645 3,86 L 2,05 restslam L 0, ,44 L ferskvand L L Slam L L dekanteret 2 L L restslam 2 L L be.opl 0,26 Cl g/l 29, g/kg K g/l 34, , ,8 g/kg 198,82 184,71 156,49 169,35 P g/l 2,2 8,46 3,38 3,69 3,63 g/kg 10,47 18,74 17,11 14,82 S g/l 0,7 2,6 6,42 7,72 7,64 g/kg Ca mg/l 34, g/kg 8,08 12,72 16,22 16,37 Mg mg/l 13,4 50,7 59,3 65,5 62,3 g/kg 1,62 2,29 3,07 2,96 Na mg/l 566, g/kg 2,47 5,23 4,06 4,43 Si mg/l 14,0 53,2 49,7 57,3 51,5 g/kg 24,82 28,33 50,48 58,90 Zn mg/l 4,8 18,1 3,12 3,33 3,88 g/kg 0,80 1,92 2,81 1,16 Fe mg/l 0,1 0,221 0,255 0,169 0,235 g/kg 0,39 0,70 0,75 0,84 Al µg/l 66, g/kg 0,19 0,24 0,23 0,40 As µg/l 0,0 mg/kg 4,84 7,72 5,67 6,32 Ba µg/l 33, mg/kg Be µg/l 0,0 mg/kg <0,6 <0,6 <0,6 <0,6 Cd µg/l 667, mg/kg 9,71 24,4 26,5 14,5 Co µg/l 0,8 3,09 8,45 6,16 6,68 mg/kg 0,233 1,01 0,941 0,564 Cr µg/l 132, ,8 45,1 55,3 mg/kg 22,2 35,7 26,8 23,5 Cu µg/l 511, mg/kg 86, Hg µg/l 0,5 1,82 0,735 0,322 0,716 mg/kg 1,59 1,51 7,52 2,49 La µg/l 0,0 mg/kg <6 <6 <6 <6 Mn µg/l 125, mg/kg 133,21 346,96 388,78 225,37 Mo µg/l mg/kg <6 <6 <6 <6 Nb µg/l 0,0 mg/kg <6 <6 <6 <6 Ni µg/l 9,0 34,1 92,5 79,5 82,2 mg/kg 1,7 5,98 6,49 3,8 Pb µg/l 140, ,5 26,6 41,2 mg/kg 31,3 81, ,2 Sn µg/l 0,0 mg/kg <20 <20 <20 <20 Sc µg/l 0,0 mg/kg <1 <1 <1 <1 Sr µg/l 171, mg/kg 52,3 99, Ti µg/l 0,0 mg/kg 27,58 33,57 35,37 61,15 V µg/l 0,0 mg/kg <2 3,53 <2 <2 W µg/l 0,0 mg/kg <60 <60 <60 <60 Y µg/l 0,0 mg/kg <2 <2 3,44 3,02 Zr µg/l 0,0 mg/kg 3,05 2,96 <2 3,35

68 PSO F&U 6514 Side: 68/73 ph Ts% Tørstof total Kapacitet start tid slut tid tid vol slut vol start Volm. dekanteret restslam ferskvand Slam dekanteret 2 femte forsøg den Vandanalyser Tørstofanalyser Råvand Øvre Fortyndet mellem Fortyndet nedre Fortyndet MetClean Råslam Øvre Mellem Nedre vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt Fine grove 41,9 12,6 14,9 13,4 Kg 70,4 8,6 4,3 10,1 L/h 660, , , L/h ,2 11:00 15: , L 55 6,6 6,7 1 6,7 L 750 L 4,4 2,79 4,36 L L 0,92 2,375 1 L L L L L L L L L restslam 2 be.opl 0,31 Cl g/l 37, g/kg K g/l 40, ,5 64,2 63 g/kg 196,75 197,16 175,99 168,94 P g/l 2,6 8,59 3,91 4,14 4,08 g/kg 10,67 17,57 15,36 13,03 S g/l 0,8 2,51 7,43 8,5 8,17 g/kg Ca mg/l 41, g/kg 7,43 8,86 11,65 15,37 Mg mg/l 16,4 53,2 60,4 62,5 60,1 g/kg 1,51 1,83 2,32 2,89 Na mg/l 669, g/kg 2,50 5,35 4,22 3,74 Si mg/l 14,3 46,5 48,2 48,2 46 g/kg 23,89 17,48 33,75 57,50 Zn mg/l 5,1 16,4 3,64 4,1 4,19 g/kg 0,91 1,40 1,68 1,02 Fe mg/l 0,1 0,228 0,352 0,348 0,373 g/kg 0,29 0,35 0,43 0,70 Al µg/l 90, g/kg 0,11 0,10 0,15 0,40 As µg/l 0,0 mg/kg 5 6,48 5,51 5,49 Ba µg/l 52, mg/kg 71,7 74, Be µg/l 0,0 mg/kg <0,6 <0,6 <0,6 <0,6 Cd µg/l 733, mg/kg 11,3 14, ,3 Co µg/l 0,7 2,22 8,92 7,93 8,08 mg/kg 0,257 0,452 0,527 0,428 Cr µg/l 141, ,2 81,9 77,7 mg/kg 14, ,5 20,6 Cu µg/l 431, mg/kg 94,9 94, Hg µg/l 0,0 0,0086 1,08 0,0755 1,52 mg/kg 1,7 0,765 4,74 2,35 La µg/l 0,0 mg/kg <6 <6 <6 5,77 Mn µg/l 133, mg/kg 133,98 191,29 243,96 199,81 Mo µg/l mg/kg <6 <6 <6 <6 Nb µg/l 0,0 mg/kg <6 <6 <6 <6 Ni µg/l 12, mg/kg 1,65 2,99 3,84 3,23 Pb µg/l 117, ,4 41,2 44 mg/kg 35,2 45,5 62,3 39,6 Sn µg/l 0,0 mg/kg <20 <20 <20 <20 Sc µg/l 0,0 mg/kg <1 <1 <1 <1 Sr µg/l 250, mg/kg 48,7 63,1 76,5 94,9 Ti µg/l mg/kg 19,18 17,39 27,58 61,15 V µg/l mg/kg <2 <2 <2 3,2 W µg/l mg/kg <60 <60 <60 <60 Y µg/l mg/kg <2 <2 <2 <2 Zr µg/l mg/kg <2 <2 <2 8,58

69 PSO F&U 6514 Side: 69/73 sjete forsøg den Vandanalyser Tørstofanalyser Råvand Øvre Fortyndet mellem Fortyndet nedre Fortyndet MetClean Råslam Øvre Mellem Nedre vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt vand ud beregn. målt Fine grove ph Ts% 41,9 10,8 28,2 20,8 Tørstof total Kg 31,3 9,3 8,1 13,8 Kapacitet L/h 1270, L/h start tid slut tid 2224,2 12:00 14:50 tid vol slut vol start , Volm. L 12 6,3 3,8 1 7 L 460 dekanteret L 1,7 4,12 3,3 4,45 L restslam L 1,208 1,55 0,835 L 2,3 ferskvand L L Slam L L dekanteret 2 L L restslam 2 L L be.opl 0,34 Cl g/l 41, g/kg K mg/l 44, ,8 72,1 74 g/kg 196,75 195,92 179,32 175,99 P µg/l 2,9 8,59 4,67 4,87 5,57 g/kg 10,67 16,13 10,71 10,02 S mg/l 0,9 2,51 8,5 8,25 8,43 g/kg Ca mg/l 46, g/kg 7,43 7,65 10,65 12,08 Mg mg/l 18,2 53,2 61,7 62,4 61,2 g/kg 1,51 1,66 2,07 2,29 Na mg/l 741, g/kg 2,50 4,93 2,52 2,83 Si mg/l 15,9 46,5 46,8 47,2 46,5 g/kg 23,89 15,57 32,63 43,52 Zn mg/l 5,6 16,4 4,08 4,11 4,22 g/kg 0,91 1,02 1,31 0,80 Fe mg/l 0,1 0,228 0,345 0,31 0,331 g/kg 0,29 0,27 0,48 0,62 Al µg/l 100, g/kg 0,11 <0,11 0,20 0,34 As µg/l 0,0 mg/kg 5 6,94 4,19 4,56 Ba µg/l 57, mg/kg 71, Be µg/l 0,0 mg/kg <0,6 <0,6 <0,6 <0,6 Cd µg/l 813, mg/kg 11,3 12,7 14,2 10,4 Co µg/l 0,8 2,22 7,6 7,01 6,52 mg/kg 0,257 0,338 0,526 0,379 Cr µg/l 156, ,1 66,7 74,5 mg/kg 14,1 16,5 20,9 16,7 Cu µg/l 478, mg/kg 94,9 83, Hg µg/l 0,0 0,0086 0,0108 0,0084 0,0087 mg/kg 1,7 0,977 3,31 1,91 La µg/l 0,0 mg/kg <6 <6 <6 <6 Mn µg/l 148, mg/kg 133,98 160,31 210,65 161,86 Mo µg/l mg/kg <6 10,2 48,7 <6 Nb µg/l 0,0 mg/kg <6 <6 <6 <6 Ni µg/l 13, ,8 98,4 mg/kg 1,65 2,62 3,39 2,74 Pb µg/l 130, ,9 36,4 38,9 mg/kg 35,2 38,4 52,9 33,4 Sn µg/l 0,0 mg/kg <20 <20 <20 <20 Sc µg/l 0,0 mg/kg <1 <1 <1 <1 Sr µg/l 277, mg/kg 48,7 53,3 75,5 79,1 Ti µg/l mg/kg 19,18 16,19 39,57 50,96 V µg/l mg/kg <2 <2 <2 <2 W µg/l mg/kg <60 <60 <60 <60 Y µg/l mg/kg <2 <2 <2 <2 Zr µg/l mg/kg <2 <2 <2 4,38

70 PSO F&U 6514 Side: 70/ Bilag 4 Forsøg med ph reguleret vask og sorterings med halmaske Forsøg 7 Vandanalyser Tørstof Råvand Øvre nedre rec Råslam Øvre Nedre vand ud vand ud Fine grove ph 4,7 4,9 4,9 Ts% 46,5 68,6 49,9 Tørstof total Kapacitet Kg L/h 200, Cl g/l 56,6 54,3 g/kg K mg/l g/kg 192,18 174,33 175,58 P µg/l g/kg 11,98 11,89 5,35 S mg/l g/kg 41, Ca mg/l g/kg 8,93 16,37 15,22 Mg mg/l g/kg 1,33 1,85 2,43 Na mg/l g/kg 3,29 1,19 0,86 Si mg/l 51,5 51,9 52,2 g/kg 17,95 31,83 51,89 Zn mg/l 43,8 2,86 3,41 mg/kg Fe mg/l 0,479 0,834 1,09 g/kg 2,18 3,08 2,75 Al µg/l 18, g/kg 0,10 0,23 0,57 As µg/l mg/kg <3 <3 <3 Ba µg/l mg/kg 83, Be µg/l mg/kg <0,6 <0,6 <0,6 Cd µg/l mg/kg 9, ,8 Co µg/l 42,1 21,6 24,3 mg/kg 2,86 0,361 1,37 Cr µg/l <1 32,1 36,6 mg/kg 18,7 31,2 17,9 Cu µg/l 12, mg/kg ,7 Hg µg/l <0,002 0,0139 0,0061 mg/kg 2,04 2,37 1,73 La µg/l mg/kg 6,41 <6 <6 Mn µg/l g/kg 0,107 0,334 0,209 Mo µg/l < mg/kg 7,03 92,2 <6 Nb µg/l mg/kg <6 <6 <6 Ni µg/l mg/kg 16,7 3,97 6,78 Pb µg/l ,0 29,2 mg/kg 28,3 64,6 28 Sn µg/l mg/kg <20 <20 <20 Sc µg/l mg/kg <1 <1 <1 Sr µg/l mg/kg 54, ,1 Ti µg/l g/kg 0,016 0,050 0,092 V µg/l mg/kg <2 4,23 3,85 W µg/l mg/kg <60 <60 <60 Y µg/l mg/kg <2 <2 <2 Zr µg/l mg/kg 9,53 <2 10,7

71 PSO F&U 6514 Side: 71/73 Forsøg 8 Vandanalyser Tørstof Råvand Øvre nedre Recir Råslam Øvre Nedre vand ud vand ud Fine grove ph 4,8 5 5 Ts% 65 59,8 62,6 Tørstof total Kapacitet Kg L/h 200, Cl mg/l g/kg K mg/l g/kg 199,24 189,28 176,41 P µg/l g/kg 5,85 7,14 5,39 S mg/l g/kg Ca mg/l g/kg 9,36 10,22 17,37 Mg mg/l g/kg 1,47 1,60 2,94 Na mg/l g/kg 2,31 1,07 1,01 Si mg/l 56,9 56,2 56,8 g/kg 20,24 23,70 55,63 Zn mg/l 18,9 5,13 4,99 mg/kg Fe mg/l 1,32 1,47 1,34 g/kg 0,64 1,11 1,63 Al µg/l g/kg 0,24 0,30 0,56 As µg/l mg/kg 48,8 8,81 <3 Ba µg/l ,4 79,4 mg/kg Be µg/l mg/kg <0.6 <0.6 <0.6 Cd µg/l mg/kg 9,18 11,1 8,18 Co µg/l 5,43 21,1 20 mg/kg 0,479 1,03 0,91 Cr µg/l 23,8 50,1 42 mg/kg <10 25,5 15,2 Cu µg/l mg/kg 72, ,8 Hg µg/l 0,0627 0,0949 0,131 mg/kg 0,75 1,16 0,693 La µg/l mg/kg <6 <6 <6 Mn µg/l g/kg 0,09 0,23 0,18 Mo µg/l mg/kg 15 19,7 <6 Nb µg/l mg/kg <6 <6 <6 Ni µg/l mg/kg 1,98 3,8 5,62 Pb µg/l ,2 77,5 mg/kg 20,4 44,3 25,8 Sn µg/l mg/kg <20 <20 <20 Sc µg/l mg/kg <1 <1 <1 Sr µg/l mg/kg 49,9 72,8 101 Ti µg/l g/kg 0,02 0,03 0,10 V µg/l mg/kg <2 4,1 <2 W µg/l mg/kg <60 <60 <60 Y µg/l mg/kg <2 <2 <2 Zr µg/l mg/kg 2,84 3,48 7,63

72 PSO F&U 6514 Side: 72/73 Forsøg ph Ts% Tørstof total Råvand Øvre nedre rec Råslam Øvre Nedre vand ud vand ud Fine grove 4,27 17,7 20,3 5,7 Kg L/h 281, Kapacitet Cl mg/l g/kg K mg/l g/kg 201,31 192,60 180,56 P µg/l g/kg 4,98 4,93 4,67 S mg/l g/kg Ca mg/l g/kg 8,79 8,51 14,94 Mg mg/l g/kg 1,47 1,41 2,61 Na mg/l g/kg 1,16 0,79 1,00 Si mg/l 50,8 57,4 53,7 g/kg 22,53 22,86 50,95 Zn mg/l 39,8 10,6 10,7 mg/kg Fe mg/l 0,84 1,84 1,57 g/kg 0,88 0,83 1,38 Al µg/l g/kg 0,22 0,21 0,52 As µg/l mg/kg <3 27 <3 Ba µg/l mg/kg 85,1 99,5 154 Be µg/l mg/kg <0.6 <0.6 <0.6 Cd µg/l mg/kg 6,38 6,89 4,87 Co µg/l 14 19,9 20,5 mg/kg 0,937 0,397 0,692 Cr µg/l mg/kg 14,3 21,1 16 Cu µg/l mg/kg ,6 Hg µg/l 0,0373 0,0136 0,0174 mg/kg 0,862 1,54 0,513 La µg/l mg/kg 8,77 <6 <6 Mn µg/l g/kg 0,10 0,15 0,17 Mo µg/l mg/kg 13,1 33,3 27 Nb µg/l mg/kg <6 <6 <6 Ni µg/l mg/kg 3,17 3,61 3,81 Pb µg/l mg/kg 17,7 36,9 15,9 Sn µg/l mg/kg <20 <20 <20 Sc µg/l mg/kg <1 <1 <1 Sr µg/l mg/kg 50,9 57,6 89,3 Ti µg/l g/kg 0,03 0,03 0,08 V µg/l mg/kg 3,8 3,66 <2 W µg/l mg/kg <60 <60 <60 Y µg/l mg/kg <2 <2 <2 Zr µg/l mg/kg 4,5 2,67 6,83

73 PSO F&U 6514 Side: 73/ Bilag 5 Resultaterne af den fluidiserede sortering af Amagerforbrændings restprodukt Forsøg Topudtag kapacitet l/h 1034,0 1710,0 1044,0 894,2 741,3 741,6 618,8 464,4 741,8 TS indhold g/kg 31,2 19,1 7,2 21,2 9,0 20,0 14,2 6,0 13,4 Hyd. Kalk g/kg TS 335,0 315,0 224,0 407,0 473,4 392,0 442,7 467,8 458,6 Hydratkalk kg/h 10,8 10,3 1,7 7,7 3,1 5,8 3,9 1,3 4,5 Tørstofmængde kg/h 32,3 32,7 7,5 19,0 6,7 14,8 8,8 2,8 9,9 % kalk ud 0,67 0,76 0,55 0,65 0,54 0,26 0,61 Slam ind kg/h 400,0 400,0 400,0 400,0 360,0 360,0 230,0 194,0 250,0 kapacitet l/h 374,0 374,0 374,0 374,2 341,3 341,6 218,8 184,4 236,8 TS indhold g/kg 130,0 130,0 130,0 129,2 104,1 102,3 97,0 99,5 105,5 Hyd. Kalk g/kg TS 245,0 236,3 230,0 232,0 292,7 261,7 348,6 349,0 336,7 Hydratkalk kg/h 11,9 11,5 11,2 11,2 10,4 9,1 7,4 6,4 8,4 Tørstofmængde kg/h 48,6 48,6 48,6 48,3 35,5 34,9 21,2 18,3 25,0 Bundudtag kapacitet l/h 0,0 0,0 50,0 200,0 200,0 200,0 200,0 200,0 200,0 TS indhold g/kg 116,1 84,3 38,5 87,9 60,7 61,9 67,5 Hyd. Kalk g/kg TS 140,0 141,0 336,5 179,6 270,3 298,1 211,4 Hydratkalk kg/h 0,0 0,0 0,8 2,4 2,6 3,2 3,3 3,7 2,9 Tørstofmængde kg/h 0,0 0,0 5,8 16,9 7,7 17,6 12,1 12,4 13,5 Recirkulering kapacitet l/h 660,0 1336,0 720,0 720,0 600,0 600,0 600,0 480,0 705,0 mellem ,0 1710,0 994,0 694,2 541,3 541,6 418,8 264,4 541,8 mellem ,0 2110,0 1394,0 1094,2 901,3 901,6 648,8 458,4 791,8 Total Hydratkalk kg/h 10,8 10,3 2,5 10,1 5,7 9,0 7,2 5,0 7,4 Tørstofmængde kg/h 32,3 32,7 13,3 35,8 14,4 32,4 20,9 15,1 23,4