FOSFORIN JA HUMUKSEN POISTO VEDENPUHDISTUKSESSA
FOSFORIN JA HUMUKSEN POISTO VEDENPUHDISTUKSESSA TUHKAPOHJAISILLA MATERIAALEILLA Jarmo Antikainen Pro gradu-tutkielma Oulun yliopisto Kemian laitos Fysikaalinen kemia 2014 ESIPUHE Tämä opinnäytetyö on tehty Oulun yliopiston kemian laitoksella heinäkuun 2012 ja syyskuun 2014 välisenä aikana. Työn kokeellinen osa suoritettiin syksyllä 2012 ja sitä täydennettiin kesällä 2013. Työtä oli rahoittamassa Turveruukki Oy, joka on osa Oulun Energia -konsernia. Työn ohjaajajana toimi dosentti Toivo Kuokkanen ja työn tarkastajana toimi professori Ulla Lassi ja dosentti Toivo Kuokkanen Oulun yliopiston kemian laitokselta. Työn käytännön ohjauksesta vastasi osittain DI Ville Kuokkanen. Tahtoisin kiittää Turveruukkia projektin rahoituksesta, sekä Toivoa sekä Villeä ohjauksesta ja uskosta siihen, että tämä venynyt projekti lopulta valmistuu. Turveruukilta haluan kiittää Heikki Karppimaata ja Harry Uosukaista. Kiitokset myös Pentti Åmanille. Lisäksi kiitän vanhempiani, jotka ovat olleet tukena koko opiskelujeni aikana ja kannustaneet myötä- ja vastamäissä. Oulussa syyskuussa 2014 Jarmo Antikainen 2 ESIPUHE.....................................................................................................................2 SISÄLLYSLUETTELO.................................................................................................3 KIRJALLISUUSTUTKIELMA 1. JOHDANTO............................................................................................................5 2. TEORIA..................................................................................................................6 2.1. Tuhkan koostumus ja rakenne.........................................................................6 2.2. Humus..............................................................................................................9 2.2.1. Humuksen rakenne..............................................................................10 2.3. Sorptio............................................................................................................12 2.3.1. Adsorptio..............................................................................................12 2.3.2. Saostus.................................................................................................16 2.3.3. Koagulaatio ja flokkulaatio....................................................................16 3. PERINTEISET VESIENPUHDISTUSKEMIKAALIT..............................................18 4. TUHKAN AKTIVOINTIMENETELMÄT.................................................................20 4.1.1. Happoaktivointi.....................................................................................20 4.1.2. Alkalinen aktivointi................................................................................21 4.1.3. Pinta-aktiiviset modifioinnit...................................................................22 5. TUHKAN RAKEISTUS.........................................................................................24 6. TUTKIMUSTULOKSET........................................................................................26 6.1. Olosuhteiden vaikutus haittaaineiden poistoon............................................26 6.1.1. pH:n vaikutus.......................................................................................26 6.1.2. Lämpötilan vaikutus.............................................................................28 6.1.3. Adsorptioajan vaikutus.........................................................................29 6.2. Muiden aineiden läsnäolon vaikutus.............................................................31 6.2.1. Fosforin ja humuksen yhteisvaikutus...................................................31 6.3. Tuhkan koostumuksen vaikutus....................................................................32 6.4. Tuhkan adsorptiokapasiteetti........................................................................32 7. TUHKAPOHJAISTEN MATERIAALIEN KÄYTÖN ONGELMIA...........................35 8. YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSIÄ..............................................................36 3 KOKEELLINEN VESILIUOKSISTA 9. OSA: FOSFORIN ERILAISILLA JA HUMUKSEN BIOTUHKAPOHJAISILLA POISTO MATERIAALEILLA KÄYTETYT ANALYYSIMENETELMÄT JA LAITTEET..........................................39 9.1. Tuhkan alkuainekoostumuksen määrittäminen.............................................39 9.2. Fosforin määritys vesinäytteistä....................................................................39 9.3. Kemiallinen hapenkulutus (COD)..................................................................39 9.4. Orgaanisen hiilen kokonaispitoisuus (TOC)..................................................40 10. 11. 12. 13. KÄYTETYT MATERIAALIT...................................................................................40 10.1. Tuhka....................................................................................................40 10.2. Rakeistetut tuhkat................................................................................40 10.3. Vesinäytteet..........................................................................................41 10.3.1. Humuspitoinen vesi..............................................................................41 10.3.2. Fosfaattiliuokset....................................................................................41 10.3.3. Seostuhkat............................................................................................41 TUHKAN AKTIVOINTIMENETELMÄT.................................................................42 11.1. Happoaktivoinnit...................................................................................42 11.2. Alkalinen aktivointi................................................................................44 11.3. Rautarikastettu kvartsi..........................................................................44 ADSORPTIO- JA SAOSTUSKOKEET.................................................................45 12.1. Saostuskokeet......................................................................................46 12.2. Adsorptiokokeet....................................................................................46 12.3. Viipymäajan vaikutus............................................................................48 TUTKIMUSTULOKSET........................................................................................49 13.1. Humussaostuskokeet...........................................................................49 13.2. Viipymäajan vaikutus humuksen adsorptioon......................................58 13.3. Fosfaattisaostuskokeet.........................................................................60 13.4. Fosfaattiadsorptiokokeet......................................................................64 13.5. Humusadsorptiokokeet.........................................................................69 14. YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSIÄ.............................................................70 15. KIRJALLISUUSVIITTEET.....................................................................................72 4 1. JOHDANTO Energiateollisuudessa muodostuu erittäin suuria määriä tuhkaa, joka on nykyään koko ajan suosiotaan kasvattava tutkimuskohde. Suomessa puu- ja turvetuhkaa muodostuu vuodessa noin 600 000 tonnia, josta 100 000 tonnia on peräisin Oulun seudulta. Kokonaisuudessaan tuhkaa syntyy 1 600 000 tonnia. Erityisesti lentotuhkan käyttökohteita kartoittamaan on suuremmissa maarakennuksessa, viimeisen määrin. Jo viidentoista aiemmin metsälannoituksessa vuoden aikana lentotuhkaa on ja sen alettu käytetty mahdollisuutta maanparannusaineena on tutkittu. Lisäksi lähivuosina ollaan kiinnostuttu lentotuhkan potentiaalista vedenkäsittelykemikaalina. Tutkimusta on tehty paljon tuhkan kyvystä poistaa raskasmetalleja ja fosforia jätevesistä. Tässä kirjallisuustutkielmassa selvitettiin tuhkapohjaisten materiaalien kykyä poistaa fosforia vesiliuoksista. Lisäksi selvitettiin, kuinka tuhkapohjaiset tai tuhkaan verrattavat materiaalit poistavat humusaineita vedestä. Fosfori rehevöittää vesistöjä ja se olisi syytä poistaa jätevesistä tästä syystä. Eniten fosforia joutuu vesistöihin maatalouden valumavesistä, teollisuus- ja yhdyskuntajätevesistä sekä kalankasvattamoilta. Suomessa tämä ei ole suuri ongelma, mutta esimerkiksi Itämereen kulkeutuu sen rannikkovaltioista valtavat määrät fosforia. Ihmisen aiheuttama fosforikuorma Itämeressä on arviolta 30 000 tonnia vuodessa. Lisäksi vastaavasti odotettavissa on fosforilannoitteiden puute kun luonnon fosforivarat vähenevät. Humus ei ole erityisemmin haitallista, mutta se aiheuttaa käyttövedessä värija makuhaittoja. Lisäksi humusaineet tulee poistaa erikseen sellaisista vesistä, joita puhdistetaan otsonoimalla karsinogeenisiä tai klooraamalla, hapettumistuotteita, kuten sillä kloorattuja tällöin ne muodostavat aromaattisia hiilivetyjä. Humusaineet saattavat myös kerätä itseensä jätevedestä raskasmetalleja, jos tällaisissa jätevesissä on tai niihin joutuu humusta. 5 2. TEORIA 2.1 Tuhkan koostumus ja rakenne Voimalaitosten tuhka voidaan jakaa kahteen osioon: Lento- ja pohjatuhkaan. Osiota, joka sintteröityy polttokattilan pohjalle ja seiniin lasimaiseksi massaksi, kutsutaan pohjatuhkaksi. Lentotuhka sen sijaan on palokaasujen mukana kulkeutuva hienojakoinen aines, joka otetaan yleensä talteen sähkösuodattimien avulla. Lähestulkoon kaikissa tuhkan hyödyntämiseen liittyvissä tutkimuksissa on keskitytty lentotuhkan käyttöön. Tähän syinä on mm. se, että pohjatuhkan ainoa järkevä käyttökohde on maarakennuksessa ja teiden pohjissa. Toinen syy pohjatuhkan vähäiselle tutkimukselle on se, että siihen ei rikastu raskasmetalleja samalla tavalla kuin lentotuhkaan. Kolmas syy on, että ongelmattomuutensa vuoksi muodostuvasta pohjatuhkasta käytännössä kaikki käytetään maarakennusprojekteissa.1 Tuhkan koostumusta voidaan tarkastella joko kemiallisesta tai mineralogisesta näkökulmasta. Mineralogisesti tuhka voidaan jakaa kolmeen eri osioon: kiteisiin mineraaleihin, amorfisiin alumiinisilikaatti- sekä lasipartikkeleihin ja palamattomiin hiilipartikkeleihin. Näistä kolmesta tuhka sisältää eniten amorfisia partikkeleita.2 Tuhkan mineralogista koostumusta voidaan selvittää röntgendiffraktiolla (XRD), mutta koska tuhkasta suurin osa on amorfisessa muodossa, saatu informaatio ei ole erityisen tarkkaa. Mitä enemmän tuhkassa on kiteistä materiaalia, sitä selkeämpiä tuloksia saadaan. Mineralogisesta koostumuksesta voidaan saada viitteitä myös infrapunaspektrospialla. Alkuainekoostumus on useimmissa tutkimuksissa selvitetty lähestulkoon aina röntgenfluoresenssin (XRF) tai induktiivisesti kytketyn optisen plasmaemissiospektroskopian (ICPOES) avulla.3 6 Tuhkan kemiallinen koostumus riippuu paljon käytetyn polttoaineen koostumuksesta, mutta suurimman osan tuhkasta muodostavat yleensä piin ja alumiinin oksidit sekä erilaiset silikaattimineraalit, kuten kvartsi ja mulliitti.Lisäksi tuhkista löytyy usein huomattavia pitoisuuksia raudan, kalsiumin ja magnesiumin oksideja sekä jonkin verran haitallisia raskasmetalleja. Turvetuhkassa on muihin tuhkiin verrattuna vähemmän kalsiumia.4,5 Kuva 1. FESEM-kuva puuta ja turvetta yhdessä (50:50) polttamalla syntyneestä tuhkasta.6 Biomassaa poltettaessa tuhkan rakenteesta pienempi osa on amorfisessa muodossa. Tämä johtunee siitä, että biomassassa käytännössä kaikki palava materiaali on alun perin orgaanisina molekyyleinä, jotka eivät ole mineraaleja. Biomassassa on kuitenkin käsittelystä peräisin olevaa hiekkaa, ja esimerkiksi turpeen seassa on suosta peräisin olevaa savea.2 Puutuhkan sisältämät päämineraalit ovat kvartsi, anhydriitti (CaSO4) ja anortiitti (CaAl2Si 2O8). Lisäksi puutuhkassa on muutamia prosentteja hematiittia (Fe2O3), illiittiä ((K,H3O)(Al,Mg,Fe)2(Si,Al)4O10[(OH)2,(H2O)]), kalsiittia (CaCO3), kalkkia (CaO) ja periklaasia (MgO). 2 Jos polttoaineessa on runsaasti puun kaarnaa, muodostuvan tuhkan alkalimetallipitoisuus kasvaa suuremmaksi.4 7 Puuta poltettaessa tuhkaan voi rikastua raskasmetalleja, kuten arseenia, kadmiumia, lyijyä ja kromia, jotka haittaavat tuhkan hyötykäyttöä. käytettäessä nämä tulevat tuhkaan todennäköisesti sen Jätepuuta sisältämistä maalijäänteistä. Toinen mahdollinen raskasmetallien lähde voi olla painekyllästetty puu.4 Turpeen polttaminen puun seassa kasvattaa tuhkan alumiini-, rautaa-, magnesium- ja rikkipitoisuutta. Näistä alumiini on peräisin turpeen seassa olevan saven sisältämistä mineraaleista kuten kaoliniitista (Al 2Si2O5·2 H2O) ja illiitistä (K2O 3 Al 2O3 · 6 SiO2·2 H2O). Poltettaessa nämä hajoavat osittain ja muodostuvat komponentit sulautuvat trikalsiumaluminaattiin tuhkan ja oksideihin gehleniittiin ja muihin (Ca2Al 2SiO7)4. yhdisteisiin, Osa kuten muodostuvista rautaoksideista on peräisin pyriitin (FeS2) hajoamisesta, jota on usein kivihiilessä ja turpeessa.2 Taulukko 1. Eri tuhkien alkuainekoostumuksia.2, 4, 7 Polttoaine Ruskohiili Turve Turve Puu Puu Puu+turve SiO2 (m-%) 47,80 9,02 18,6 29,20 13,7 19,2 Al2O3 (m-%) 24,12 4,56 11,2 14,63 3,03 4,50 Fe2O3 (m-%) 9,06 39,12 7,44 8,89 3,16 8,70 CaO (m-%) 5,73 17,14 6,78 19,59 12 8,5 MgO (m-%) 3,64 2,32 0,6 5,70 1,24 3,19 Na2O (m-%) 0,28 0,43 0,31 1,95 0,69 1,61 K2O (m-%) 3,13 0,83 0,72 2,96 4,70 2,17 SO3 (m-%) 3,80 1,15 0,79 13,23 4,01 1,79 P2O5 (m-%) 0,50 2,43 - 1,03 - 0,82 - 2,8 2,64 6,2 8,3 Hehkutushäviö 1,19 (m-%) Turvetuhkan raskasmetallipitoisuus on monesti korkeampi kuin puu- tai kaarnatuhkan. Poikkeuksen tästä tekevät kadmium ja mangaani. 8 Turvetuhkan raskasmetallit voivat olla peräisin ilmansaasteista, jotka päätyvät turpeeseen. Suon sijainti vaikuttaa tähän hyvin vahvasti, sillä mikäli suoalueen lähistöllä on metallialan teollisuutta, turpeen metallipitoisuudet nousevat huomattavasti. 9 Esimerkiksi Boliden Oy:n Harjavallan kuparisulaton lähistöllä sijaitsen suon turpeen kuparipitoisuus on luokkaa 4500 mg/kg.10 8 2.2 Humus Kuva 2. Humushappoa liuoksena ja kuivattuna. Humus on yhteisnimitys monimutkaisille suuren molekyylipainon (1 kg/mol – 0,5 Mkg/mol)11,12 omaaville orgaanisille polymeereille, jotka jäävät jäljelle mikrobien hajottaessa orgaanista materiaalia. Tästä syystä humusaineiden biologinen hajoavuus on erittäin heikkoa. Ne ovat ikään kuin biologisen hajoamisen päätepiste. Suurin osa luonnon orgaanisesta materiaalista koostuukin humusaineista. Humusaineet ovat tyyppillisesti väriltään kellertäviä, ruskeita tai mustia (kuva 2) 11 Koska humusaineet koostuvat biologisista hajoamisprosesseista jäljelle jääneistä satunnaisista makromolekyyleista, niille tyypillistä on se, että niitä ei voi luokitella muiksi orgaanisiksi makromolekyyleiksi, kuten proteiineiksi tai polysakkarideiksi.12 Niissä kuitenkin on usein osia näistä molekyyleistä, erityisesti polysakkarideista. Eräs suurimmista soluseinistä peräisin oleva ligniini.13 9 humushapon lähteistä on kasvien Koska humuksen rakenne on niin vaihteleva, sen pitoisuus ilmoitetaan usein kokonaishiilipitoisuuden (TOC, Total Organic Carbon) avulla. Liukoisen humuksen pitoisuus ilmoitetaan sen sijaan liukoisen hiilen pitoisuutena (DOC, Dissolved Organic Carbon). Humuspitoisuus luonnonvesissä vaihtelee välillä 0,1 ppm – 50 ppm. Meripintavedessä DOC-arvo on tyypillisesti väliltä 0,5 – 1,2 ppm ja pohjavesissä sen arvo on 0,1 – 10 ppm. 12 Toinen tapa ilmoittaa vedessä olevan humuksen määrää on kemiallinen hapenkulutus (COD, Chemical Oxygen Demand). 2.2.1 Humuksen rakenne Humuksen alkuainekoostumus on varsin suppea. Siinä on lähes pelkästään hiiltä, vetyä, happea, typpeä, rikkiä ja fosforia. Hiilen osuus tästä on 40 - 60 m-% ja hapen osuus 30 – 50 m-%. Muita alkuaineita on vain korkeintaan muutamia prosentteja.14 Humus jaetaan kolmeen yhdistetyyppiin, joiden jaottelu perustuu niiden liukoisuuteen: humus- ja fulvohappoihin sekä humiineihin, joista kaksi ensimmäistä ovat vesiliukoisia. Humiinit eivät liukene veteen, sillä ne ovat sitoutuneet niin tiukasti maaperän metalleihin ja savimineraaleihin.15 Humus- ja fulvohapot eroavat toisistaan siten, että humushapot saostuvat pHarvon 2 alapuolella kun taas fulvohapot eivät saostu missään pH-arvossa. Joidenkin tutkijoiden mukaan tämä jaottelu ei kuitenkaan ole riittävä, sillä on lukuisia muitakin orgaanisia makromolekyylejä, jotka käyttäytyvät samoin pHarvojen muuttuessa.11 Humus- ja fulvohapoissa on suuri määrä funktionaalisia ryhmiä (ks. kuvat 3 ja 4) ja ne käyttäytyvät vesiliuoksessa kaksi- tai kolmearvoisten happojen tavoin.11 10 Humus- ja fulvohapoilla on muitakin eroja kuin pH-arvoon liittyvät saostumisominaisuudet. Fulvohapot ovat pienikokoisempia kuin humushapot ja niissä on enemmän vesiliukoisuutta parantavia funktionaalisia ryhmiä kuten karboksyyli-, ketoni- ja fenoliryhmiä. Fulvohapoissa on enemmän happiatomeja, kun taas humushapoissa on enemmän muita alkuaineita. 16 Humushapoissa sen sijaan on enemmän aromaattisia rakenteita, joiden takia niiden vesiliukoisuus on pienempi alhaisissa pH-arvoissa.17 Kuva 3. Esimerkki fulvohaposta. Kuva 4. Esimerkki humushaposta. 11 2.3 Sorptio Sorptio on kemiallinen ilmiö, jossa jokin aine sitoutuu toiseen aineeseen. Sorptio jaetaan kolmeen osaan, jotka ovat absorptio, adsorptio ja ioninvaihto. Näistä kaksi jälkimmäistä ovat kytköksissä toisiinsa hyvin vahvasti. 2.3.1 Adsorptio Adsorptio on kemiallinen tai fysikaalinen tapahtuma, jossa aine siirtyy kaasu- tai nestefaasista kiinteän aineen pintaan. Kemiallinen adsorptio (kemisorptio) eroaa fysikaalisesta (fysisorptio) siten, että kemisorptiossa muodostuu kemiallinen sidos, mutta fysisorptiossa pintaan tarttuva aine pysyy kiinnittyneenä vain löyhästi, ilman kemiallista sidosta. Fysisorptiossa adsorbentin pinnalle voi muodostua useita kerroksia adsorboidusta aineesta. Kemisorptiossa tämä yleensä ei ole mahdollista, koska siinä adsorboituminen tapahtuu kemiallisen sidoksen muodostumisen kautta. Kemisorptiossa vaikuttavat voimat ovat paljon voimakkaampia kuin fysisorptiossa ja se on paljon spesifisempi. 18 Kemiallista adsorptiota mallinnetaan monilla adsorptioisotermeillä, joista yleisimmin käytetyt ovat Langmuirin ja Freundlichin isotermit [yhtälöt (1) ja (2)]. Ne eivät ole termodynaamisesta täysin kelvollisia kuvaamaan fysisorptiota, mutta yksikerroksista kemisorptiota ne kuvaavat varsin hyvin. Adsorptioisotermit siis sovittuvat yleensä tutkimuksissa saatuihin mittaustuloksiin, varsinkin jos konsentraatiot tai paineet ovat riittävän rajoitettuja. Langmuirin isotermi on kaikkein yksinkertaisin malli adsorptiolle ja se perustuu seuraaviin oletuksiin: Adsorptio tapahtuu ainoastaan yhteen kerrokseen, adsorbentin pinta on tasainen, eikä adsorboidut molekyylit vuorovaikuta toistensa kanssa.19 Todellisuudessa tämä ei kuitenkaan pidä paikkaansa. Käytännössä adsorbenttien pinta on geometrisesti epätasainen ja täynnä pieniä epäsäännöllisyyksiä. Tämän takia niiden pinta-ala on hyvin suuri ja niiden adsorptiokyky on varsin hyvä.20 12 Langmuirin adsorptioisotermi on perusmuodossaan kaasufaasissa seuraavanlainen: θ= ka Kp , K= , 1+Kp kd (1) jossa θ = pinnan peitto, p = adsorboituvan aineen osapaine, ka = adsorption reaktionopeusvakio ja kd = desorption reaktionopeusvakio. Pinnan peitto voidaan avata muotoon: θ= x m , (2) jossa x = miehitettyjen adsorptiopaikkojen lukumäärä ja m = kaikkien käytettävissä olevien adsorptiopaikkojen lukumäärä. Koska tuhkapohjaisia materiaaleja käytettäessä reaktiot tapahtuvat vesiliuoksissa, yhtälössä (2) paine korvataan adsorboitavan aineen konsentraatiolla adsorption saavutettua tasapainon ja x:n ja m:n tilalla esitetään adsorboituneen aineen ja adsorbentin massat [g].21 Tällöin käytetään yhtälöstä (1) muotoa (3): k c x < a , m k d +c (3) jossa c on adsorboitavan aineen konsentraatio adsorption jälkeen. Tämä yhtälö voidaan edelleen järjestää muotoon (4): m kd 1 1 < ∗ x ka c ka ∋( (4) Mikäli tutkimuksissa saadut koearvot noudattavat tätä suoran yhtälöä, ovat molekyylit adsorboituneet yhdeksi konsentraatioalueella. 13 adsorptiokerrokseksi tutkittavalla Freundlichin isotermi perusmuodossaan liuoksessa on θ=kc 1 n (5) joka voidaan kirjoittaa edelleen muodossa log ∋ mx (<log ∋ k (∗ 1n log ∋c ( , (6) missä k ja n ovat vakioita. Tämä isotermi huomioi Langmuirista poiketen myös adsorboitujen spesiesten vuorovaikutuksen toisiinsa.21 Fosfaattien adsorptio tuhkapartikkelien pintaan tapahtuu Li:n22 tutkimusryhmän mukaan seuraavien reaktioyhtälöiden mukaisesti: -MOH + H3PO4 → SH2PO4 + H2O (7) -MOH + H3PO4 → SHPO4- + H+ + H2O (8) -MOH + H3PO4 → SPO42- + 2H+ + H2O (9) -MOH + H3PO4 → SOHPO43- + 3H+ (10) Reaktioyhtälöissä -MOH kuvaa tuhkan piidioksidin tai jonkin muun tuhkan sisältämän oksidin hydrolysoitunutta pintaa. Humuksen kemisorptio hydroksyyliryhmien tapahtuu humuksen karboksyyli- sekä ja tuhkan hydrolysoituneen piidioksidin välillä kuvien 5-8 mukaisesti, missä R kuvaa humuksen suurta runkoa. Humuksen adsorptio voi tapahtua myös tuhkan sisältämään hematiittiin, mikäli tuhka on rautapitoista. 23 14 Kuva 5. Humuksen kemisorptio karboksylaatti-ionin kautta. Kuva 6. Humuksen kemisorptio karboksyyliryhmän kautta. Kuva 7. Humuksen kemisorptio salisyylihapon kaltaisen rakenteen kautta. Kuva 8. Humuksen kemisorptio katekolin kaltaisen rakenteen kautta. 15 2.3.2 Saostus Fosfaattien ja humuksen poisto tapahtuu vain vähäisissä määrin adsorption avulla. Käytännössä kaikki käytetyt menetelmät pohjautuvat fosforin ja humuksen saostamiseen niukkaliukoisina suoloina. Humus on myös mahdollista saostaa laskemalla pH riittävän alhaiseen arvoon. Tämä ei ole käytännössä järkevä tapa, koska riittävän alhainen pH on vasta 2. pH-alueella 5-9 fosfaatit ovat pääasiassa muodoissa H 2PO4- ja HPO42- ja vesienpuhdistuksessa ne saostuvat reaktioyhtälöiden (11-12) mukaisesti, joissa M on alumiini tai rauta riippuen käytettävästä saostuskemikaalista: 3 M3+(aq) + 3 H2PO4- (aq) à M(H2PO4)3 (s) (11) 2 M3+ (aq) + 3 HPO42- (aq) à M2(HPO4)3 (s) (12) 2.3.3 Koagulaatio ja flokkulaatio Koagulaatio ja flokkulaatio muodostavat perustan monille vedenpuhdistusmenetelmille. Kun liuoksesta saostetaan pois epäpuhtauksia ja muodostuva sakka on monesti niin hienojakoista (halkaisijaltaan luokkaa nmµm), ettei se laskeudu. Tällaisen saostuman suodattaminen on vaikeaa, koska se voi mennä läpi suodattimista tai tukkia ne. Kolloidisten partikkelien suuresta pinta-alasta johtuen niillä on taipumus adsorboida pintaansa ioneja ympäröivästä nesteestä. Syntynyttä kerrosta kutsutaan Sternin kerrokseksi. Tämä kerros johtaa siihen, että kolloidit saavat sähköstaattisen varauksen, joka poikkeaa nesteen varauksesta. Kehittyneet sähköiset varaukset estävät kolloidien kolloidisen systeemin stabiiliuden. 24 16 yhteenliittymisen, mikä aiheuttaa Näitä sähköisiä vuorovaikutuksia kuvataan zeta-potentiaalilla (kuva 9), joka kertoo kuinka vahvasti nesteen sisältämät partikkelit vastustavat yhteen kerääntymistä. Suuri zeta-potentiaali tarkoittaa siis sitä, että hiukkaset eivät muodosta flokkeja vaan muodostavat suspension. Pieni zeta-potentiaalin arvo sen sijaan kertoo, että hiukkasten väliset poistovoimat ovat pienemmät kuin puoleensavetävät vuorovaikutukset ja ne muodostavat flokeiksi kutsuttuja suurempia kasaumia, jotka laskeutuvat pohjalle tai nousevat pinnalle.20 Kuva 9. Sähköinen kaksoiskerros ja zetapotentiaali. Mikäli saostuman väliset sähköiset poistovoimat saadaan destabiloitua, kutsutaan tapahtumaa koagulaatioksi. Kun taas sakan hienojakoiset partikkelit saadaan liittymään toisiinsa ja kasautumaan isommiksi muodostelmiksi, jotka siirtyvät liuoksen pohjalle tai pinnalle, on kyseessä flokkulaatio. Tapahtumaa, jossa aikaansaadaan flokkulaatio, kutsutaan flokkaukseksi.20 Perinteisesti koagulaatiota ja flokkulaatiota on käytetty vähentämään käsiteltävän veden sameutta, mutta myöhemmin on huomattu, että näiden avulla voidaan poistaa vedestä metalleja, orgaanisia makromolekyylejä, viruksia ja radionuklideja.25 17 3. PERINTEISET VESIENPUHDISTUSKEMIKAALIT Sekä fosfori että humus poistetaan nykyisin jätevesistä lähinnä saostamalla alumiini- tai rautasuoloilla. mikrosuodatuksella. Humusta Fosforinpoistossa voidaan poistaa myös ultra- ja käytetään hyväksi myös biologisia prosesseja, mutta ratkaisemattomien ongelmien takia puhtaasti biologisia prosesseja ei käytetä.26 Juomaveden tapauksessa käytetyin vedenpuhdistuskemikaali on alumiinisulfaatti eli aluna (Al 2(SO4)3·n H2O).27,28 Alunasta liukenee Al3+-ioneja, jotka esiintyvät vesiliuoksessa kuuden vesimolekyylin ympäröimänä oktaedrisena kompleksina. Alumiinin hydrolysoituessa liuokseen vapautuu protoneita sitä ympäröivistä vesimolekyyleistä muodostuu reaktioyhtälöissä (13)-(16) kuvattuja komplekseja. [Al(H2O)6]3+ ⇌ [Al(H2O)5OH]2+ + H+ (13) [Al(H2O)5OH]2+ ⇌ [Al(H2O)4(OH)2]+ + H+ (14) [Al(H2O)4(OH)2]+ ⇌ [Al(H2O)3(OH)3] + H+ (15) [Al(H2O)3(OH)3] ⇌ [Al(H2O)2(OH)4]- + H+ (16) Nämä yhdisteet reagoivat edelleen ja muodostavat hydroksidisilloitettuja polymeerisiä komplekseja. 27 Tätä reaktiota kutsutaan olaatioksi. Myös valmiiksi polymeerisiä yhdisteitä, kuten polyalumiinikloridia (PACl), jonka yleiskaava on Al(OH)xCly käytetään. Näiden yhdisteiden etuna on nopeammin tapahtuva koagulaatio, koska olaatiota ei tarvita. Vesienpuhdistuksessa käytetään yleisesti myös rautasuoloja. Rautasuolat toimivat laajemmalla pH-alueella kuin alumiinisuolat, mutta niiden käyttöä rajoittaa niiden syövyttävyys sekä niiden taipumus liata laitteistoja. 28 Fe3+ esiintyy vesiliuoksissa samanlaisena kompleksina kuin alumiini ja se hydrolysoituu samantyyppisten reaktioiden kautta [ks yhtälöt (13)-(16)]. 18 Käytössä on myös kemikaaleja, joissa on sekä rautaa että alumiinia. Näissä kemikaaleissa etuna voi olla esimerkiksi se, että ne eivät ole yhtä tarkkoja pH:n suhteen kuin pelkkää alumiinia tai rautaa sisältävät kemikaalit.26, 29 Eräs vesienpuhdistuksen moderni sovellus on elektrokoagulaatio, jossa veteen liuotetaan sähköisesti alumiini- tai rautaioneja alumiinisesta tai rautaisesta anodista. Tässä menetelmässä koagulaatio ja flokkaus tapahtuvat ilman kemikaalien lisäystä.30 Vesienpuhdistusprosesseissa käytetyt kemikaalien määrät ovat erittäin vähäisiä ollen tyypillisesti 80-130 mg/l. On kuitenkin muistettava, että näissä tapauksissa myös poistettavien aineiden pitoisuudet ovat yleensä varsin alhaisia.26, 29 19 4. TUHKAN AKTIVOINTIMENETELMÄT Tuhkan aktivoinnilla pyritään lisäämään tuhkan kykyä poistaa vedestä epäpuhtauksia joko kasvattamalla tuhkan aktiivista pinta-alaa tai tehdä siitä reaktiivisempaa epäpuhtauksia kohtaan. Aktivointimenetelmät voidaan jakaa kahteen osioon: alkaliseen aktivointiin ja happoaktivointiin. Lisäksi on tutkittu joitain muita menetelmiä, joita ei voida luokitella kumpaankaan aiemmin mainituista. Tällaisia ovat esimerkiksi pinta-aktiivisten aineiden avulla tehdyt modifikaatiot. 4.1 Happoaktivointi Hapoilla aikaansaadun aktivoinnin päätavoitteena on yleensä saada tuhkassa olevat metallit (Al, Ca, Fe, Mg) liukoisempaan muotoon. Happoaktivointiin käytetään yleensä suola- tai rikkihappoa, sillä nämä hapot liuottavat tuhkasta edellä mainitut metallit ja muodostavat niiden kanssa klorideja tai sulfaatteja. 31 Tällä tavoin tuhkasta valmistettua tuotetta lisättäessä käsiteltävään veteen nämä metalli-ionit vapautuvat ja käyttäytyvät yleisesti vedenpuhdistuksessa käytettyjen metallisuolojen tavoin ja saostavat fosforin tai humuksen pois niukkaliukoisina suoloina. Toinen tavoite happoaktivoinnilla voi olla tuhkan aktiivisen pinta-alan lisääminen. Tällöin poistettavat aineet voivat adsorboitua suuremmissa määrin tuhkan pintaan. Tämä tavoite on yleensä esillä aktivoitaessa biokaasutustuhkaa, joka tosin koostuu enimmäkseen palamattomasta hiilestä.32 Happoaktivoinnit voidaan vielä jakaa kahteen erilaiseen menetelmään: Joissain tutkimuksissa happokäsittelyn jälkeen tuhkalle ei ole enää tehty mitään jatkotoimenpiteitä31,33, kun taas toisissa tuhka on pesty aktivoinnin jälkeen.34 Synteesituotteen pesu on kasvattanut pinta-aloja suuremmiksi, mutta pesemättömät tuotteet ovat poistaneet vedestä epäpuhtauksia paremmin.31, 33, 34 20 4.2 Alkalinen aktivointi Tuhkan alkalisen aktivoinnin päätavoitteena on saada tuhka muodostamaan zeoliitteja, jotka ovat alumiinisilikaattimineraaleja, joilla on häkkimäinen kolmiulotteinen rakenne (kuva 10). Zeoliittien keskeinen rakenne koostuu happiatomien kautta nurkistaan toisiinsa liittyneistä AlO4-- sekä SiO4--ioneista, jotka yhdessä muodostavat kolmiulotteisen rakenteen. Tähän rakenteeseen jäävää negatiivista varausta tasapainottavat alkalimetalli-ionit. Rakenteensa takia zeoliitit toimivat hyvin adsorbentteina, ioninvaihtajina ja molekyyliseuloina.35-39 Koska tuhka sisältää runsaasti alumiinin ja piin oksideja, on siitä varsin helppo syntetisoida zeoliitteja. Kuva 10. Zeoliittien perusrakenne. Neliöt kertovat Al- ja Si-atomien sijainnin ja ympyrät O-atomien sijainnin. Alkalinen aktivointi voidaan suorittaa kahdella eri tavalla, joista molemmissa tuhkaan lisätään jotain emästä. Yleisimmin käytetyt reagenssit ovat natrium- ja kaliumhydroksidi. Aktivointi voidaan aikaansaada kuumentamalla tuhkaa emäsliuoksessa kymmenien tuntien ajan suhteellisen alhaisessa (100-150 °C) lämpötilassa.39,40 21 Toinen mahdollinen aktivointimenetelmä on tuhkan sulattaminen kiinteän emäksen kanssa korkeassa (600-1000 °C) lämpötilassa. Normaalisti tuhkan sulamispiste on noin tuhannessa asteessa, mutta emäksen lisääminen laskee sen alhaisemmaksi, jolloin sulaminen saadaan aikaan helpommin. Jälkimmäistä menetelmää käyttäessä reaktioaika on huomattavasti lyhyempi kuin ensimmäistä käyttäessä, ollen vain muutamia tunteja, mutta reaktiotuotteet voivat olla erilaisia.39 Lisäksi on olemassa menetelmiä, joissa kuumennus suoritetaan mikroaaltoavusteisesti. Tällöin synteesiin kuluva aika lyhenee erittäin paljon – ollen parhaimmillaan vain noin 30 minuuttia.40 Jotta zeoliitteja voi muodostua, tuhkalla täytyy olla tietynlaisia rakenteellisia ominaisuuksia. Tuhkassa oleva piidioksidi tulee olla jossain muussa muodossa kuin mulliittina, joka reagoi varsin huonosti edellä mainittujen emästen kanssa ja pidentää täten aktivoinnin reaktioaikaa. Mikäli muodostuvilla zeoliiteilla aiotaan poistaa ionimuodossa olevia epäpuhtauksia, on myös vaatimus, että alumiinin ja piin suhde tuhkassa on oltava riittävästi piin puolella. Mikäli suhde on toisinpäin, valmistetuilla zeoliiteilla on suurempi affiniteetti orgaanisia molekyylejä kuin epäorgaanisia ioneja kohtaan.20 Alkalisesti aktivoidut tuhkat saattavat olla ekologisempia kuin muilla tavoin käsitellyt tuhkat. Tämä johtuu siitä, että lähtöaineena käytetyn tuhkan mahdollisesti sisältämät raskasmetallit poistuvat siitä aktivoitaessa. Singeri tutkimusryhmineen41 on saanut tuhkan Cd- ja Ni-pitoisuudet laskemaan jopa 96 % alkalisella aktivoinnilla. 4.3 Pintamodifikaatiot Tuhkan adsorptiokykyä voidaan parantaa happojen ja emästen lisäksi myös pinnoittamalla tuhkaa jollain polymeerillä. Xie tutkimusryhmineen42 on pinnoittanut tuhkasta valmistettuja zeoliitteja kitosaanilla (kuva 11) ja näin saanut sen fosfaattien ja humushapon poistotehokkuuden kohoamaan. 22 5. TUHKAN RAKEISTUS Ilman minkäänlaista käsittelyä lentotuhkat ovat varsin vaikeasti kuljetettavaa materiaalia. Ne ovat kuivia ja erittäin hienojakoisia, keskimääräisen hiukkaskoon ollessa halkaisijaltaan vain kymmeniä mikrometrejä. Tästä seuraa se, että tuhkat pölyävät helposti, mikä hankaloittaa hyötykäyttöä ja aiheuttaa työsuojelullisia ongelmia. Pölyämistä voidaan välttää kahdella tavalla :joko kostuttamalla tuhkaa hieman tai rakeistamalla sitä. Kuva 13. Käsittelemätöntä lentotuhkaa, kalkkikuonaa ja rakeistettuja tuhkia. Rakeistuksessa tuhkaan lisätään vettä, jolloin sen sisältämä kalsiumoksidi muuttuu kalsiumhydroksidiksi yhtälön (17) mukaisesti. Kalsiumhydroksidi taas reagoi edelleen ilman hiilidioksidin kanssa muodostaen kalsiumkarbonaattia yhtälön (18) mukaisesti.46 CaO (s) + H2O (l) → Ca(OH) 2 (s) (17) Ca(OH)2 (s) + CO2 (g) → CaCO3 (s) + H2O (l) (18) 24 Mikäli tuhka ei ole kovin kalsiumpitoista, siihen täytyy rakeistuminen aikaansaamiseksi lisätä kalsiumhydroksidia, jonka OH --ryhmät rikkovat tuhkan sisältämän kvartsin sisältämiä pii-happisidoksia. Sen jälkeen katkenneet sidokset reagoivat edelleen lisättyjen kalsiumionien kanssa ja vahvistavat tuhkan rakennetta. Kokonaisuudessaan tätä kuvataan pozzolaanisella reaktiolla (19).47 Tätä reaktiota hyödyntäen saadaan aikaan kestäviä rakeita. 2 SiO2 (s) + 3 Ca(OH)2 (aq) → Ca3Si 2O6 · 3 H2O (s) (19) Jotta tuhkaa voidaan rakeistaa, sen mineraalikoostumuksen on oltava tietyn tyyppinen. Tuhkan sisältämän piidioksidin on oltava amorfisessa olomuodossa. Kiteinen piidioksidi sen sijaan ei reagoi kalsiumhydroksidin kanssa.48 Rakeistuksessa voidaan käyttää kolmea erilaista tekniikkaa: lautas- ja rumpurakeistusta tai valssausta. Lautasrakeistuksessa kostutettu tuhka ohjataan kaltevassa tasossa pyörivään lautaseen, jossa on vastakkaiseen suuntaan pyöriviä lapoja. Tuhka etenee lautasta pitkin muodostaen samalla palloja ja putoaa lautasen reunan yli liukuhihnalle, joka kuljettaa pallomaiset rakeet eteenpäin. Rumpurakeistuksessa kostutettu tuhka johdetaan pyörivään rumpuun, jossa siitä muodostuu pallomaisia rakeita. Rakeet tippuvat rummusta liukuhihnalle, jolla ne ohjataan varastoon. Valssauksessa kostutetusta tuhkasta valmistetaan levyä, joka rikotaan pienimmiksi rakeiksi. Tätä menetelmää voidaan käyttää muilla menetelmillä huonosti rakeistuvien tuhkien rakeistukseen. Suomessa käytetyin menetelmä on rumpurakeistus, jota käyttävät mm. FA Forest ja Rakeistus Oy. 49 Rakeistuksessa on kuitenkin se huono puoli, että rakeistetun tuhkan pinta-ala pienenee radikaalisti, mikä huonontaa materiaalin adsorptiokykyä. Lisäksi pozzolaaninen reaktio voi mahdollisesti vähentää haitta-aineiden kanssa reagoivia tuhkan osioita tai sitoa ne liian tiukasti. Asaoka et al. 50 ja Cao et al. 51 ovat saaneet fosforin poistossa varsin heikkoja tuloksia rakeistetulla tuhkalla verrattuna muiden tutkimusryhmien tutkimuksiin. 52 25 rakeistamattomalla tuhkalla tekemiin 6.TUTKIMUSTULOKSET 6.1 Olosuhteiden vaikutus haitta-aineiden poistoon 6.1.1 pH:n vaikutus Käsiteltävän veden pH vaikuttaa suuresti tutkittujen aineiden poistoprosentteihin. Erityisesti happoaktivoitua tuhkaa käyttäessä pH:n vaikutus on otettava huomioon, sillä pH-arvon muuttuessa metallifosfaattien ja humuskompleksien12 liukoisuus muuttuu. On ollut jo pitkään tiedossa, että humusaineet vaikuttavat metallien geokemialliseen käyttäytymiseen. Siitä huolimatta, että humus- ja fulvohapoissa on lukuisia erilaisia funktionaalisia ryhmiä, metallien sitoutuminen näihin aineisiin tapahtuu pääasiassa karboksyyli- ja pienemmissä määrin fenoliryhmien kautta. 53 Tästä johtuen metallien sitoutuminen kasvaa liuoksen pH:n noustessa, koska tällöin humuksen ionisaatioaste nousee. Jos metalli-ioneja on liuoksessa ylimäärin, humuksen muodostavien orgaanisten polymeerien konformaatio muuttuu niin, että niiden hydrofiiliset ryhmät jäävät humusmolekyylin sisäpuolelle. Tämä johtaa koagulaatioon ja humuksen saostumiseen. Mikäli metalli-ionien ja karboksyyliryhmien suhde on enemmän karboksyyliryhmien puolella, humusmetallikompleksit pysyvät vesiliukoisena.12 Happoaktivoidulla tuhkalla tapahtuvassa humuksen poistossa korkeampi pHarvo on eduksi, sillä silloin karboksyyliryhmät ovat ionisemmassa muodossa ja reagoivat herkemmin tuhkasta peräisin olevien metalli-ionien kanssa. Raudan tai alumiinin aikaansaamassa saostumisessa korkeampi pH johtaa myös niiden ylimäärän saostumiseen hydroksidina, jolloin liuokseen ei jää niistä johtuvaa sameutta. Raudasta ja alumiinista muodostuvat hydroksidit muuttuvat liukoisiksi erittäin korkeissa pH-arvoissa, mutta on epätodennäköistä, että käsiteltävien vesien pH-arvot olisivat niin korkeita tai muuttuisivat sellaisiksi käsittelyn seurauksena. 26 Aktivoimattomalla tuhkalla tapahtuva humuksen poisto sen sijaan käyttäytyy pH:n muuttuessa päinvastoin. Korkeassa pH:ssa tuhkan pinta on varautunut negatiivisesti, jolloin karboksyyliryhmiä. se Tällöin hylkii tuhka humusaineiden ei adsorboi negatiivisesti enää humusta varautuneita kovinkaan tehokkaasti.54 Myös fosforin poistossa pH vaikuttaa suuresti. Käsittelemätöntä tuhkaa käytettäessä alhainen pH tehostaa negatiivisesti varautuneiden fosfaattien adsorptiota tuhkan positiivisesti varautuneeseen pintaan.55 Toisaalta pH:n laskiessa fosfaatit muuttuvat enenevissä määrin vähemmän negatiivisiksi ja lopulta tarpeeksi alhaisessa arvossa fosforihapoksi (kuva 14), jolloin adsorptio heikkenee. Kuva 14. Logaritminen konsentraatiodiagrammi 0,1 M fosforihapolle. 27 Happoaktivoidun tuhkan tapauksessa alhainen pH ei ole yhtä paljon eduksi kuin aktivoimatonta tuhkaa käyttäessä. Saostuksessa muodostuvien rauta- ja alumiinifosfaattien liukoisuus nimittäin laskee pH:n noustessa. Liian korkeassa pH:ssa liukenevat rauta ja alumiini eivät välttämättä kuitenkaan saosta fosfaatteja pois liuoksesta, vaan saostuvat itse suoraan hydroksideina. Nämä hydroksidit saattavat kuitenkin edesauttaa fosfaattien adsorptiota, adsorboida niitä omalle pinnalleen tai saostaa edelleen fosfaatit pois liuoksesta.56 Mikäli tuhkan pinta on varautunut positiivisesti korkeassakin pH:ssa, fosfaattien adsorptio siihen heikkenee, koska OH--ionit kilpailevat fosfaatti-ionien kanssa adsorptiopaikoista. Raudan avulla aikaansaatu partikkelien koagulaatio ei ole yhtä herkkä pH:n muutoksille kuin alumiinin tapauksessa, koska muodostuva rauta(III)hydroksidi on suuremmalla pH-alueella niukkaliukoinen.57 6.1.2 Lämpötilan vaikutus Lämpötila vaikuttaa fosfaattien poistoon (humuksen poistossa tätä ei ole tutkittu paljoa) kahdella tavalla: sekä adsorption että saostumisen voimakkuus riippuu lämpötilasta. Se kuitenkin vaikuttaa näihin kahteen ilmiöön vastakkaisilla tavoilla. Lämpötilan kohotessa suolojen liukoisuus kasvaa, mutta adsorption voimakkuus kasvaa vain tiettyyn lämpötilaan asti, jonka jälkeen se alkaa heikentyä (kuva 15). Parhaat tulokset saostamalla tapahtuvassa fosfaattien poistossa on saavutettu noin 40 °C:n lämpötilassa.58 Joissain tutkimuksissa tuhkasta valmistettujen zeoliittien adsorptiotehokkuus on pelkästään kohonnut liuoksen lämpötilaa nostamalla. Nostamalla lämpötilaa 30 °C:sta 50 °C:een Zhang et al.59 havaitsivat zeoliitin adsorptiokapasiteetin nousevan arvosta 132,02 mg/g arvoon 184,17 mg/g. 28 Kuva 15. Lämpötilan vaikutus fosforin poistoon. 58 6.1.3 Adsorptioajan vaikutus Tuhkapohjaisilla materiaaleilla fosfaattien poisto onnistuu erittäin nopeasti ja fosfaattien pitoisuus pienenee logaritmisesti (kuva 16). Lähestulkoon kaikki fosfaatti poistuu nopeasti muutamassa minuutissa, jonka jälkeen saostuminen sekä adsorptio hidastuvat ja lähestyvät hitaasti maksimiarvoaan. Todennäköisesti nopea vaihe johtuu saostuksesta ja hidas vaihe adsorptiosta. Taulukkoon 2 on kerätty eri tutkimuksissa saatuja kontaktiajan vaikutuksia fosforin poistoon.60 Kuva 16. Malli fosforin poistumisesta ajan funktiona.60 29 Humuksen poisto ei tapahdu erityisen nopeasti, ellei tuhkaa ole aktivoitu jollain tavalla. Aktivoimattomat tuhkat poistavat humusta ainoastaan adsorption avulla, joka etenee varsin hitaasti. Wang et al.54 havaitsivat tutkimuksessaan, että humushapon adsorptio käsittelemättömään tuhkaan kesti noin 25 h. Hapoilla aktivoitujen tuhkien tapauksessa nopeus sen sijaan on aivan erilainen. Koska humuksen poisto tapahtuu tällöin saostumalla, suurin osa poistosta tapahtuu muutamassa minuutissa. Saostuksen jälkeen humuspitoisuudet laskevat vielä hieman adsorption avulla.54, 61 Taulukko 2. Kontaktiajan vaikutus fosforin poistoon. Adsorbentti Kontaktiaika Adsorbentin Poistotehokkuus Fosforipitoisuus Viite pitoisuus [mg P /l] Käsittelemätön lentotuhka 5 min 20 g/l 99 % 32,60 62 Käsittelemätön lentotuhka 15 min 4 g/l 99 % 6,52 58 Käsittelemätön lentotuhka 15 min 4 g/l 99 % 32,60 58 Käsittelemätön lentotuhka 15 min 1,6 g/l ~95 % 26,0 60 Käsittelemätön lentotuhka < 60 min 100 g/l 23,2 mg P/g 1000 34 NaOHaktivoitu lentotuhka < 60 min 100 g/l 57,14 mg P/g 1000 34 HCl-aktivoitu lentotuhka < 60 min 100 g/l 6,9 mg P/g 1000 34 Käsittelemätön lentotuhka 350 min 10 g/l ~70 % 20 63 Käsittelemätön tuhka ~ 24 h 3,5 g/l 99 % 8,15 55 30 6.2 Muiden aineiden läsnäolon vaikutus Fosfaattien poistossa muiden aineiden vaikutusta on tutkittu lähinnä ammoniumionien tapauksessa. Näissä tutkimuksissa olosuhteet ovat pyritty optimoimaan niin, että sekä fosforin että ammoniumin poisto tehostuu. 64-67 Toinen paljon tutkittu tapaus on orgaaninen materiaali ja humusperäiset aineet.68-71 6.2.1 Fosforin ja humuksen yhteisvaikutus Humuksen vaikutus fosfaattien poistoon on rippuvainen liuoksen pH-arvosta. Song et. al.68 havaitsivat tutkimuksessaan seuraavanlaiset poistotehokkuudet kalsiumfosfaatille humuksen läsnä ollessa: 21 %, 78 % ja 97 % pH-arvoissa 8, 9 ja 10. Sekä fosfaatti- että humuskonsentraatiot tutkimuksessa olivat 20 mg/l. W.P. Cheng ryhmineen69 sen sijaan on saanut täysin päinvastaisia tuloksia käyttäen humuksen ja fosfaattien poistossa alumiinisulfaattia. Niissä parhaat poistoprosentit on saavutettu pH-arvojen 5-7 välissä ja pH:n ollessa yli 9 fosfaattien saostumista ei ole tapahtunut lainkaan. Tässä tutkimuksessa havaittiin, että alhaisessa pH:ssa (<5) fosfaattikonsentraation kasvattaminen edesauttoi fosfaattien ja humuksen saostumista. Korkeammissa pH-arvoissa (7 ja 8) kummankin saostuminen heikkeni. Suk et al.55 ovat tutkimuksessaan havainneet, että fosfaattikonsentraation kasvattaminen matalassa pH:ssa ei vaikuta juuri lainkaan puhdistettavan veden TOC-arvon reduktioon. Myöskään TOC-arvon kasvattamisesta huolimatta fosfaattien poistoprosentti pysyi heidän tutkimuksissaan yli 90%:ssa. Edellä mainittuja tapauksia voidaan verrata happoaktivoidun tuhkan käyttöön. Matalassa pH:ssa liuenneet positiivisesti varautuneet metalli-ionit neutraloivat humuksen negatiivista pintavarausta ja ylijääneet ionit saostavat fosfaatteja. Tämän seurauksena liuoksessa ei ole enää metalli-ioneja, mikä estää humuksen mahdollisuutta muuttaa varaustaan takaisin negatiiviseksi parantaen näin humuksen poistotehokkuutta. 12, 69 31 6.3 Tuhkan koostumuksen vaikutus Käsittelemättömällä tuhkalla suoritettavassa fosforin poistossa suurin tekijä tuhkan koostumuksessa on sen kalsium- (CaO ja CaSO4) ja rautapitoisuus (Fe2O3). Mitä korkeampia nämä pitoisuudet ovat, sitä paremmin ne poistavat liuoksesta fosfaatteja. Koostumuksen vaikutus on myös kytköksissä pH-arvoihin: tuhkat joilla on korkea kalsiumpitoisuus, poistavat fosfaatteja tehokkaimmin korkeassa pH:ssa ja hieman vähemmän kalsiumia sisältävät tuhkat toimivat taas paremmin neutraalissa liuoksessa.62, 72 Tuhkan sisältämä kalsium liukenee veteen ja saa fosfaatit saostumaan kalsiumfosfaattina kun taas rauta- ja alumiinioksidi osallistuvat poistoon lähinnä adsorption kautta.62, 72 Humuksen poistossa tuhkan koostumuksen vaikutusta ei ole tutkittu kovin paljoa, mutta voidaan olettaa, että myös tässä tapauksessa liukoiset metallit vaikuttavat eniten poistotehokkuuteen.61, 73 75 6.4 Adsorptiokapasiteetti Tuhkan adsorptiokapasiteetilla [mg/g] tarkoitetaan tässä tutkimuksessa sitä, kuinka paljon adsorboitavia aineita yksi tuhkagramma voi saada poistumaan liuoksesta. Tuhkan ja siitä valmistettujen materiaalien adsorptiokapasiteettiin vaikuttavat käytettävän materiaalin rakenne ja koostumus, liuoksen pH, sen lämpötila, poistettavien aineiden pitoisuus sekä muiden aineiden läsnäolo. Freundlichin isotermissä adsorptiokapasiteetista. (yhtälö Mitä 5) esiintyvä suurempi k3:n vakio arvo, k3 kertoo sitä tuhkan suurempi adsorptiokapasiteetti tuhkalla on.75 Humuksenpoistossa tyypillisesti aiheesta aktivoidun tuhkan kirjoitetuissa adsorptiokapasiteetti julkaisuissa on korkeampi ollut kuin käsittelemättömän.76 Tarvittava tuhkan määrä on laskenut aktivointiprosessien seurauksena huomattavasti sekä fosforin että humuksen tapauksessa (taulukot 3 ja 4). 32 Wei 76 tutkimusryhmineen onnistui poistamaan käsittelemättömällä tuhkalla enimmällään vain 0,2 mg/g humusaineita tuhkan annostuksen ollessa kuitenkin jopa 15 g/l. Sen sijaan Li:n83 tutkimusryhmän valmistaman HDTMA-pinnoitetun tuhkazeoliitin adsorptiokapasiteetti oli 126,6 mg/g käytetyn annostuksen ollessa 6 g/l.43 Taulukko 3. Eri tutkimuksissa saatuja adsorptiokapasiteetteja fosforille. Adsorbentti Tutkittu liuos Suurin adsorptiokapasiteetti [mg P/g] Viite Rakeistettu lentotuhka Merivesi 0,17 50 HCl-aktivoitu lentotuhka KH2PO4-liuos 6,90 34 Käsittelemätön lentotuhka KH2PO4-liuos 23,20 34 NaOH-aktivoitu lentotuhka KH2PO4-liuos 57,14 34 Käsittelemätön lentotuhka KH2PO4-liuos 42,5 72 Käsittelemätön lentotuhka KH2PO4-liuos 20,16 72 HCl-aktivoitu lentotuhka KH2PO4-liuos 8,2 22 Kitosaanipinnoitettu lentotuhkazeoliitti Fosfaattiliuos 1,32 42 Käsittelemätön lentotuhka Rakennettu kosteikko 8,81 77 Käsittelemätön lentotuhka KH2PO4-liuos 2,49 22 Käsittelemätön lentotuhka Na2PO4-liuos 27,42 58 HCl-pesty lentotuhka KH2PO4-liuos 29,38 58 HCl-pesty lentotuhka KH2PO4-liuos 35,07 58 Käsittelemätön lentotuhka KH2PO4-liuos 20,16 78 Lentotuhkazeoliitti KH2PO4-liuos 35,31 78 Kalsiumrikastettu lentotuhkazeoliitti KH2PO4-liuos 54,17 78 Lentotuhkazeoliitti KH2PO4-liuos 184,17 79 Rakeistettu lentotuhka Rakennettu kosteikko 0,892 51 33 Taulukko 4. Eri tutkimuksissa saatuja adsorptiokapasiteetteja humuksen poistolle. Adsorbentti Tutkittu liuos Suurin adsorptio-kapasiteetti Viite Hematiitti Kaupallinen fulvohappo 21,51 mg FA/g 80 Käsittelemätön lentotuhka Kaupallinen humushappo 16,6 mg HA/g 54 Kitosaanipinnoitettu Kaupallinen lentotuhkazeoliitti humushappo (Aldrich) 31,6 mg HA/g 42 Rautarikastettu kvartsi Kaupallinen 3,67 mg HA/g humushappo WAKO 81 Rautarikastettu kvartsi Kaupallinen jokifulvohappo (IHSS) 3,27 mg FA/g 81 Käsittelemätön lentotuhka Kaupallinen humushappo (Aldrich) 33,88 mg HA/g 82 HDTMA-muokattu kalsiumpitoinen lentotuhka Kaupallinen humushappo (Aldrich) 126,6 mg HA/g 83 HDTMA-muokattu kalsiumköyhä lentotuhka Kaupallinen humushappo (Aldrich) 31,6 mg HA/g 83 Käsittelemätön lentotuhka Yhdyskuntajätevesi 0,2 mg DOC/g 76 Taulukossa on mukana myös vertailua varten adsorbentteja, jotka voivat olla osana lentotuhkaa tai joita voidaan muodostaa aktivoimalla tuhkaa, koska pelkällä tuhkalla tehtävää humuksen poistotutkimusta on tehty hyvin vähän. 34 7. TUHKAPOHJAISTEN MATERIAALIEN KÄYTÖN ONGELMIA Happoaktivoitua tuhkaa käyttäessä voi ilmetä useampia ongelmia. Suurin näistä on se, että epäpuhtauksia saostavaa metallia voikin päätyä puhdistettavaan veteen enemmän kuin saostuminen vaatii. Tällöin veteen voi jäädä liuennutta metallia ja veden sameus saattaa jopa kasvaa.84 Lisäksi rikkihapolla aktivoidusta tuhkasta voi liueta vetysulfaatti-ioneja, jotka voivat laskea käsiteltävän veden pH:ta, jolloin poistettavien aineiden liukoisuus saattaakin nousta ja poistotehokkuus huonontua. Eräs ongelma käytettäessä tuhkaa vedenpuhdistuskemikaalina voi olla tuhkan sisältämät raskasmetallit. Varsinkin hapoilla tapahtuva aktivointi voi kasvattaa niiden liukoisuutta. Tuhkasta zeoliitteja valmistettaessa raskasmetallipitoisuus kuitenkin laskee, koska tuhkan mahdollisesti sisältämät raskasmetallit eivät päädy lopputuotteeseen.41 Toinen tuhkan sisältämistä raskasmetalleista mahdollisesti muodostuva ongelma ovat humuksen raskasmetallikompleksit. Jos tuhkasta liukenee humuspitoiseen humusaineisiin veteen erittäin raskasmetalleja, tiukasti. Jos ne käsittelyllä sitoutuvat ei vesiliukoisiin saadakaan humusta saostumaan, raskasmetallit jäävät veteen ja voivat päätyä lopulta vesistöihin.12 Biotuhkien hyötykäyttöä eniten haittaava tekijä on niiden suhteellisen korkea arseenipitoisuus. Liian suuri liukoisen arseenin pitoisuus saattaa estää materiaalin käytön kokonaan. Mikäli happoaktivoidusta tuhkasta liukenee veteen arseenia fosfaatteja poistettaessa, se ei välttämättä kuitenkaan ole ongelma, mikäli raaka-aineena käytetty tuhka on rautapitoista. Arseeni adsorboituu saostuneiden rautafosfaattihiukkasten pinnalle.85 35 nimittäin 8. YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSIÄ Humus muuttaa bioavailability). sitomiensa haitta-aineiden Useimmissa tutkimuksissa biologista saatavuutta humuksen itseensä (engl. sitomien myrkyllisten raskasmetallien biologinen kertymä on pienentynyt. Näin ollen humuksen poistossa käytettyä tuhkapohjaista materiaalia voisi mahdollisesti käyttää vielä jatkossa esimerkiksi lannoitekäytössä, vaikka siinä olisikin sitoutuneena ei-toivottuja raskasmetalleja. Tuhkan aktivoinnin kannattavuus vaikuttaa riippuvan tuhkan koostumuksesta. Esimerkiksi alkalisella aktivoinnilla on saavutettu lähes kymmenen kertaa suurempia fosfaatin poistoprosentteja kuin happoaktivoinnilla, kun taas joissain muissa tutkimuksissa tulokset ovat olleet täysin päinvastaisia. Happokäsittelyn on jopa havaittu pienentävän fosfaatin poistoprosentteja. Tutkimuksissa on päädytty siihen johtopäätökseen, että heikentynyt fosfaattien poisto johtuu siitä, että happokäsittely liuottaa tuhkasta kalsiumin kokonaan pois. Tällöin fosfaatit poistuvat enemmän adsorption avulla eivätkä saostumalla. Tämä on tärkeää varsinkin silloin kun raaka-aineena käytetyssä tuhkassa ei ole kovin suuria rautapitoisuuksia. Tuhkasta valmistetut zeoliitit eivät itsessään poista erityisen hyvin humusta vedestä, mutta voivat adsorboida fosfaatti-ioneja sisäänsä. Käsittelemällä zeoliitteja pinta-aktiivisilla aineilla voidaan kuitenkin saada zeoliitit poistamaan tehokkaasti myös humusaineita. Tuhkasta valmistettuja vedenpuhdistuskemikaaleja käyttäessä kemikaalien tarvittavat määrät ovat paljon suurempia kuin yleisesti käytettyjen vedenpuhdistuskemikaalien määrät, mutta on pidettävä mielessä, että tuhka on alun perin jätettä. Näin valmistuskustannukset tuhkakemikaaleissa ovat alhaiset. On myös huomioitavaa, että nykyisen jäteverolain mukaan hyödyntämättömästä tuhkasta on maksettava 50€ /t jäteveroa, mikä edistää tuhkien hyötykäytön lisäämistä. 36 Humuksen poistossa käytettävää tuhkaa on oletettavasti aktivoitava jollain tavoin, sillä aktivoimattomana tarvittavat määrät ovat epäkäytännöllisen suuria, eikä poistotehokkuus ole erityisen hyvä. Lisäksi käsittelemätöntä tuhkaa käytettäessä reaktioajat ovat hyvin pitkiä. Humuksen tuhkapohjaisesta poistosta on olemassa varsin vähän kirjallisuutta ja nämä johtopäätökset perustuvat siihen, kuinka humusta on onnistuttu poistamaan vesiliuoksesta aineilla, jotka vastaavat tuhkan rakennetta tai joita syntyy tuhkan aktivointiprosesseissa. Rakeistettua tuhkaa on huomattavasti helpompaa käsitellä ja se osoittaa suurta mekaanista kestävyyttä, mutta sen haitta-aineita poistavat ominaisuudet eivät yllä rakeistamattoman tuhkan tasolle. Niiden suurempi uusiokäyttöpotentiaali lienee maarakennusalalla ja metsälannoitteissa, eikä haitta-aineiden poistossa. Tätä tukee sekin, että fosforin ja humuksen poistossa liukoisilla metalleilla tapahtuva saostus on keskeisessä asemassa. Rakeistamalla tuhkaa siinä olevien metalli-ionien liukoisuus muuttuu paljon heikommaksi. Tästä voi olla etua, mikäli tuhkaan on rikastunut raskasmetalleja, jotka tulee saada inertimmiksi. 37 KOKEELLINEN OSA: FOSFORIN JA HUMUKSEN POISTO ERILAISILLA BIOTUHKAPOHJAISILLA MATERIAALEILLA 38 9. KÄYTETYT ANALYYSIMENETELMÄT JA LAITTEET 9.1 Tuhkan alkuainekoostumuksen määrittäminen Koska tutkimuksissa käytetty lentotuhka oli samaa kuin Janne Pesosen pro gradu -tutkielmassa48, saatiin kokonaisalkuainepitoisuudet suoraan hänen tutkielmastaan. Kyseisessä tutkielmassa kokonaisalkuainepitoisuudet oli määritetty akkreditoidussa testilaboratoriossa Suomen Ympäristöpalvelu Oy:ssa (nyk. Ahma ympäristö Oy). Analyyseissä oli käytetty mikroaaltoavusteista märkäpolttoa HNO3/HCl-liuotuksella, minkä jälkeen kokonaisalkuainepitoisuudet oli määritetty ICP-OES-tekniikalla käyttäen ”Thermo Electron IRIS Intrepid II XDL Duo”-laitetta. 9.2 Fosforin määritys vesinäytteistä Adsorptiokäsittelyn jälkeen saaduista vesinäytteistä fosforipitoisuudet analysoitiin ICP-OES:lla Oulun yliopiston kemian laitoksen hivenalkuainelaboratoriossa. Saostuskäsittelyn jälkeen saadut vesinäytteet analysoitiin samalla tekniikalla Suomen Ympäristöpalvelussa. Lisäksi suoritettiin vertailukokeita Hach-Langen kyvettitesteillä, joilla fosforipitoisuus mitataan muodostamalla fosfomolybdeeninsinistä. Fosfomolybdeeninsinimenetelmässä fosfaatti-ionit saatetaan reagoimaan happamassa liuoksessa antimoni- ja molybdaatti-ionien kanssa, jolloin muodostuu antimonyylifosfomolybdaattikompleksi, joka pelkistetään askorbiinihapolla fosfomolybdeeninsiniseksi. Muodostuneen sinisen liuoksen absorbanssi mitataan spektrofotometrisesti ja tästä määritetään fosforin pitoisuus. 9.4 Kemiallinen hapenkulutus Humussaostuskokeista (Chemical Oxygen saatujen Demand) humusnäytteiden määritettiin kemiallinen CODMn -menetelmällä Ympäristöpalvelu Oy:ssa. Muista näytteistä ei määritetty COD-arvoja. 39 hapenkulutus Suomen 9.5 Orgaanisen hiilen kokonaispitoisuus (TOC) Kaikista humuskokeiden vesinäytteistä määritettiin TOC-arvot ”GE Sievers Portable 900”-analysaattorilla. materiaalin Analysaattori hapettaa vesiliuoksessa olevan orgaanisen persulfaattiliuoksen ja UV-valon avulla ja päästää ainoastaan muodostuvan hiilidioksidin sitä läpäisevän kalvon läpi. Hiilidioksidipitoisuuden laite mittaa vedestä johtokykymittauksella. Analysaattoria käytetään huoneenlämpötilassa ja liuosten laimennukset tehdään käyttäen milli-Q-vettä. 10. KÄYTETYT MATERIAALIT 10.1 Lentotuhka Tutkimuksissa käytetty lentotuhka oli samaa kuin Janne Pesosen pro gradu -tutkielmassa48 ”Oulun alueen biotuhkien fraktiointi, kemialliset ominaisuudet ja hyötykäyttöpotentiaali” tutkittu lentotuhka. Kyseinen tuhka oli Oulun Energian Toppilan voimalaitoksen puuturvetuhkaa, jossa puun ja turpeen suhteet olivat 2:3. Tuhka oli kokoomanäyte, joka oli kerätty vuoden 2011 aikana, mutta sitä oli säilytetty kuivassa, joten sen ominaisuudet eivät olleet päässeet muuttumaan. 10.2 Rakeistetut tuhkat Tuhkaraeadsorptiokokeissa käytettiin myös samasta voimalaitoksesta peräisin olevaa tuhkaa. Rakeet olivat valmistettu kesällä 2013 Rakeistus Oy:n tiloissa Jäälin Välikylässä. Tuhkaa oli rakeistettu käyttäen lisäaineena poltettua kalkkia, SMA Mineral Oy:n kalkkipitoista suodatinpölyä ja Outokummun Tornion tehtaan teräskuonaa. Rakeissa oli käytetty lisäainepitoisuuksia 2%, 5%, 10% ja 20%. Rakeistuksessa sekoitettiin ensin kuiva-aineet keskenään astiassa. Tämän jälkeen lisättiin hitaasti vettä sekoittaen samalla lapasekoittimella 5-10 min, kunnes kosteuspitoisuus oli silmämääräisesti sopiva rakeistusta varten. Rakeistus suoritettiin lievästi kaltevalla rumpurakeistimella, jolla rakeistusaika oli noin 2 min. Rakeet seulottiin ennen kokeita raekokoon 5,6 – 6,73 mm. 40 10.3 Vesinäytteet 10.3.1 Humuspitoiset vesiliuokset Humuskokeita suoritettiin käyttäen Sigma-Aldrichin humushapon natriumsuolaa sekä Konnansuon että Kiiminkijoen humuspitoista vettä. Synteettiset liuokset valmistettiin laimentamalla 3000 ppm liuosta erivahvuisiksi liuoksiksi. 10.3.2 Fosfaattiliuokset Fosforin adsorptio- ja saostuskokeissa käytettiin fosforin suhteen 50 ppm KH2PO 4liuosta. Tuhkaraekokeissa käytettiin samaa liuosta, mutta fosforin pitoisuus näissä kokeissa oli 15 ppm. 10.3.3 Seostuhkat Suolahappo- ja seosmateriaalia. rikkihappoaktivoiduista Tämä materiaali tuhkista valmistettiin (kohta lisäämällä 12.1.) valmistettiin aktivoitua tuhkaa lähtöaineena käytettyyn aktivoimattomaan tuhkaan. Lisätty aktivoidun tuhkan määrä oli 33 m-% kummallekin tuhkalle. 41 11. TUHKAN AKTIVOINTIMENETELMÄT 11.1 Happoaktivoinnit Suolahappoaktivoitua tuhkaa valmistettiin yksi erä ja rikkihappoaktivoitua kaksi erää. Tuhkan happoaktivoinnit suoritettiin käyttäen 12 M suolahappoa ja 5 M rikkihappoa. Käytettyjen happojen ainemäärät laskettiin tuhkan rautapitoisuuden avulla paitsi toisessa rikkihappoaktivoinnissa, jossa käytetyn hapon ainemäärä laskettiin tuhkan alumiinin, kalsiumin ja raudan yhteispitoisuuden avulla. Rikkihappoaktivointia 2 lukuun ottamatta käytettävän hapon tilavuus laskettiin yhtälön (20) avulla. V happo = a·m Fe (20) M Fe Ζ Happo ∴ jossa [Happo] on käytetyn hapon konsentraatio [M] ja a kerroin, joka on suolahapolle 3 ja rikkihapolle 1,5. Kerroin a selittyy reaktioyhtälöiden (21) ja (22) avulla. Yhtälössä (21) hematiitin sisältämän suolahapon ja raudan ainemäärien suhde on 3 ja yhtälössä (22) se on 1,5. Fe2O3 (s) + 6 HCl (aq) → 2 FeCl3 (aq) + 3 H2O (l) (21) Fe2O3 (s) + 3 H2SO4 (aq) → Fe2(SO4)3 (aq) + 3 H2O (l) (22) Rikkihappoaktivoinnissa 2 hapon tilavuus laskettiin yhtälön (23) avulla, jonka kertoimet alumiinille ja kalsiumille selittyvät reaktioyhtälöiden (24) ja (25) avulla saman periaatteen mukaisesti kuin kerroin a yhtälössä (20). VH 2 SO 4 < 1,5·m Fe ∗ 1,5 ·m Al ∗ mCa M Fe Ζ H 2 SO 4 ∴ M Al Ζ H 2 SO 4 ∴ M Ca Ζ H 2 SO 4 ∴ (23) Al 2O3 (s) + 3 H2SO4 (aq) → Al 2(SO4)3 (aq) + 3 H2O (l) (24) CaO (s) + H 2SO4 () → CaSO4 (aq) + H2O (l) (25) 42 Suolahappoaktivoinnissa punnittiin 20 g tuhkaa haihdutusmaljaan ja lisättiin siihen 13,5 ml 12 M suolahappoa. Muodostuneeseen tahnaan lisättiin vielä 20 ml tislattua vettä ja sekoitettiin. Muodostunutta seosta kuivattiin 24 h ajan lämpökaapissa 105 °C lämpötilassa, jonka jälkeen tuote jauhettiin tavoiteltuun raekokoon. Rikkihappoaktivoinnissa 1 tuhkan massa oli 20 g ja lisätyn hapon määrä 16,2 ml ja veden 10 ml. Rikkihappoaktivoinnissa 2 oli tuhkan massa 20 g ja happoa lisättiin 30,9 ml. Veden määrä oli 10 ml. Suolahappoaktivoitua tuhkaa (kuva 17) säilytettiin eksikaattorissa, koska se oli erittäin hygroskooppista ja imi itseensä kosteutta huoneilmasta. Muilla tavoilla aktivoidut tuhkat (kuvat 18-20) eivät imeneet itseensä kosteutta. Kuva 17. Suolahappoaktivoitua tuhkaa. Kuva 18. Rikkihappoaktivoitua tuhkaa. 43 11.2 Alkalinen aktivointi 10 g tuhkaa punnittiin metalliseen upokkaaseen ja lisättiin 4,3273 g jauhettua natriumhydroksidia. Lisättiin 20 ml vettä ja siirrettiin hehkutusuuniin 600 °C lämpötilaan kahdeksi tunniksi. Valmis tuote jauhettiin käsittelyn jälkeen hienoksi. Natriumhydroksidin määrä laskettiin reaktioyhtälön (26) avulla. 2 NaOH (s) + SiO2 (s) → Na2SiO3 (s) + H2O (g) (26) Kuva 19. Alkalisesti aktivoitua tuhkaa. 11.3 Rautarikastettu kvartsi Toistettiin Moricughin tutkimusryhmän81 ”Metal-modified silica adsorbents for removal of humic substances” julkaisun koe käyttäen lähtömateriaalina tuhkaa. Lähtöoletuksena oli, että kokeen tulisi toistua hyvin tuhkaa käyttämällä, sillä lähtömateriaalissa oli sekä rauta että kvartsi valmiina. 20,001 g tuhkaa punnittiin haihdutusmaljaan ja lisättiin siihen 13,5 ml 12 M suolahappoa. Lisättiin muodostuneeseen tahnaan vielä 20 ml tislattua vettä ja sekoitettiin. Seos siirrettiin 6 h ajaksi 170 °C lämpötilaan, jonka jälkeen tuote jauhettiin pienempään raekokoon. 44 Kuva 20. Kohdan 11.3 mukainen tuote. Taulukko 5. Eri tavoin aktivoiduissa tuhkissa käytetyt reagenssit ja lämpötilat. NaOH-aktivoidun tuhkan tapauksessa Vaktivoija on esitetty grammoina, koska aktivoija oli kiinteässä muodossa. HCl H2SO4 H2SO4 II Metal-modified silica NaOH Mtuhka (g) 20 20 20 20,001 10 Vaktivoija (ml) 13,5 16,2 30,9 13,5 (4,3273 g) Vvesi (ml) 10 10 10 20 20 Lämpötila (°C) 105 105 105 170 600 Reaktioaika (h) 24 24 24 6 2 12. ADSORPTIO- JA SAOSTUSKOKEET Aktivoiduilla tuhkilla sekä käsittelemättömällä tuhkalla tehtiin saostuskoesarjoja kaupalliselle humushapolle, luonnonvesinäytteille ja fosfaattiliuokselle. Suurin osa suolahappoaktivoiduilla tuhkilla käsittelyistä vesinäytteistä jouduttiin jättämään analysoimatta, koska niihin saostui kiintoainesta vielä pitkään suodatuksenkin jälkeen, eikä TOC-analysaattoriin saa joutua kiintoainesta. Tuhkarakeilla suoritettiin adsorptiokokeet synteettiselle humusliuokselle ja fosfaattiliuoksille. 45 12.1 Saostuskokeet Saostuskokeissa (kuva 21.) punnittiin 100 ml:n erlenmeyerpulloihin 4-6 eri määrää tutkittavaa tuhkaa ja pulloihin lisättiin 50 ml humusliuosta. Muodostuneita seoksia ravistettiin alkuun muutaman minuutin välein, minkä jälkeen ne jätettiin laskeutumaan 24 h ajaksi. Laskeutumisen jälkeen näytteet suodatettiin ja niistä mitattiin humuskokeissa TOC-arvot ja fosfaattikokeissa fosforipitoisuudet. Alkalisesti aktivoidulla tuhkalla suoritetuissa kokeissa pullot jätettiin ravistelijaan vuorokauden ajaksi, koska muuten tuhka laskeutui liian nopeasti. Tuloksista laadittiin reduktiokuvaajat. Kuva 21. Saostuskoe suolahappoaktivoidulle tuhkalle. 12.2 Adsorptiokokeet Kaikilla tuhkarakeilla suoritettiin adsorptiokokeet fosfaattiliuokselle käyttäen kolmea eri neste/kiintoainesuhdetta. Dekantterilaseihin mitattiin 0,5; 1 ja 1,5 l fosfaattiliuosta ja lisättiin jokaiseen sama määrä tuhkarakeita. Tuhkarakeiden kosteuspitoisuudet määritettiin 105 °C:ssa vakiopainoon kuivaamisen jälkeen yhtälöä (27) käyttäen. 46 kosteus = m i−m f ·100% mi (27) missä mi = rakeiden massa ennen kuivausta [g] ja m f = rakeiden massa kuivauksen jälkeen [g]. Käytettävien rakeiden massat valittiin yhtälön (28) avulla niin, että rakeiden kuivapaino oli 10 g, jolloin eri rakeilla käytetyt massat olivat taulukon 6 mukaiset. mk m= 1− (28) kosteus-% 100 missä mk = tavoiteltu kuivapaino, tässä tapauksessa 10 g. Jätettiin dekantterilasit ravistelijaan 24 h ajaksi, jonka jälkeen näytteet suodatettiin ja niistä analysoitiin alumiini-, fosfori-, kalium-, kalsium-,natrium- ja rikkipitoisuudet. Taulukossa 6 on esitetty eri tuhkarakeiden kosteuspitoisuudet ja kuinka paljon niitä käytettiin adsorptiokokeissa. Lisäaineeton rae oli valmistettu vain lentotuhkasta, kun taas SP-rakeet sisälsivät myös suodatinpölyä ja PK-rae sisälsi myös poltettua kalkkia (ks. kohta 10.2). Taulukko 6. Käytetyt tuhkarakeiden kosteudet ja massat. Rae Kosteus-% Punnittu massa [g] Lisäaineeton 2,76 10,28 SP 2% 11,96 11,36 SP 5% 2,94 10,30 SP 10% 12,42 11,42 PK 10% 7,21 10,78 Myös kaupallisen humushapon adsorptiota tuhkarakeisiin tutkittiin. Näissä kokeissa käytettiin kaikkia eri rakeita, mutta vain neste/kiintoainesuhdetta 50:1, koska lähtöoletus oli se, että tuhkarakeet eivät poista humushappoa käytännössä lainkaan. 47 Korkillisiin lasipulloihin mitattiin 0,5 l 50 ppm humushappoliuosta, ja lisättiin pulloihin 10 g tuhkarakeita. Pullot suljettiin ja jätettiin ne ravistelijaan 24 h ajaksi. Liuoksista otettiin suodatetut ja suodattamattomat näytteet, joista mitattiin CODMn -arvot. Suodattamattomista SP 5% - ja PK 10% -näytteistä ei mitattu COD-arvoja. Kuva 22. Fosforin ja humuksen adsorptiokokeissa käytettyjä PK10%- ja SP10%tuhkarakeita. 12.3 Viipymäajan vaikutus Kontaktiajan vaikutusta humuksen saostuksessa tutkittiin lisäämällä optimoitu massa aktivoitua tuhkaa 800 ml:aan humusliuosta 1 l dekantterilasissa. Seosta sekoitettiin viiden minuutin ajan magneettisekoittajalla, jonka jälkeen muodostuneen sakan annettiin laskeutua. Kokeista otettiin näytteitä 0, 5, 10, 20, 60, 120 ja 360 minuutin kuluttua tuhkan lisäämisestä. Näytteistä mittaustuloksista reduktiokuvaajat. 48 mitattiin TOC-arvot ja laadittiin 13. TUTKIMUSTULOKSET 13.1 Humussaostuskokeet Humussaostuskokeiden tuloksista laadittiin reduktiokuvaajat ja tutkittiin, noudattavatko tulokset Langmuirin tai Freundlichin isotermejä [yhtälöt (4) ja (6)]. Tuloksista laskettiin arvot 1/c:lle, m/x:lle log c:lle ja log x:lle, missä c = TOC-arvo [g/l] ja x = adsorboidun humuksen massa/tuhkan massa. Näistä arvoista laadittiin ”x/m vs. 1/c” ja ”log c vs. log x”-kuvaajat. Humuksen reduktiot laskettiin yhtälöllä (23) Reduktio-% = ci −c · 100% ci (23) jossa ci = TOC-arvo alussa ja c = TOC-arvo tutkitussa pisteessä. Käsittelemätön tuhka poisti humuksesta noin puolet kun käytetty tuhkan pitoisuus oli 10 g/l (kuva 23). Tätä alhaisemmissa pitoisuuksissa poistotehokkuus jäi heikoksi. Silmin nähtävää kirkastumista liuoksissa ei havaittu. Kuva 23. Kaupallisen humushapon poisto käsittelemättömällä tuhkalla. 49 Suolahappoaktivoitu tuhka poisti kaupallisesta humuksesta noin 75% tuhkan annostuksen ollessa 1,5 – 4 g/l (kuva 24). Tätä suurempi tuhkan annostus ei poistanut humusta yhtä tehokkaasti ja liuos jäi sameaksi. Rikkihappoaktivoitu tuhka poisti kaupallisesta humuksesta yli 80 % kaikilla käytetyillä annostuksilla (kuva 25). Kuva 24. Kaupallisen humushapon poisto suolahappoaktivoidulla tuhkalla. Kuva 25. Kaupallisen humushapon poisto rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 1. 50 Alkalisesti aktivoitu tuhka ja rautarikastettu kvartsi eivät poistaneet kaupallista humusta käytännössä lainkaan (kuvat 26 ja 27). Kuva 26. Kaupallisen humushapon poisto NaOH-aktivoidulla tuhkalla. Kuva 27. Kaupallisen humushapon poisto rautarikastetulla kvartsilla. Molemmat seostuhkat (ks. sivu 41) poistivat kaupallisesta humuksesta noin 80% kun tuhkan annostus oli yli 2 g/l (kuvat 28 ja 29). Rikkihappoaktivoitu seostuhka ylsi yli 80 % poistotehokkuuteen kun annostus oli 1 g/l. 51 Kuva 28. Kaupallisen humushapon poisto suolahappoaktivoidulla seostuhkalla. Kuva 29. Kaupallisen humushapon poisto rikkihappoaktivoidulla seostuhkalla. Rikkihappoaktivoidut tuhkat poistivat jokiveden orgaanisesta hiilestä noin 65 %, kun tuhkan annostus oli yli 600 mg/l (kuvat 30 ja 31). Näytteet kirkastuivat täysin, mutta orgaaninen hiili ei poistunut kokonaan. 52 Kuva 30. Jokiveden humuksen poisto rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 1. Kuva 31. Jokiveden humuksen poisto rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 2. Suolahappoaktivoitu seostuhka ei poistanut jokiveden humusta yhtä hyvin kuin rikkihappoaktivoidut tuhkat. Sitä piti käyttää yli 4 g/l, jotta päästiin edes yli 50 % poistotehokkuuteen (kuva 32). 53 Kuva 32. Jokiveden humuksen poisto suolahappoaktivoidulla seostuhkalla. Kuva 33. Langmuirin sovitus [yhtälö (4)] rikkihappoaktivoidulla tuhkalla suoritettuun humuksen poistoon. 54 Kuva 34. Freundlichin sovitus [yhtälö (6)] rikkihappoaktivoidulla seostuhkalla suoritettuun humuksen poistoon. Kuvassa 33 on esitetty Langmuirin sovitus rikkihappoaktivoidulla tuhkalla suoritettuun humuksen poistoon. Kuvasta nähdään, että pisteet sovittuvat hyvin suoralle, mutta suoran kulmakerroin on negatiivinen, mikä tarkoittaa että muuttuja ka eli adsorption nopeusvakio on negatiivinen. Kuvassa 34 on esitetty Freundlichin sovitus rikkihappoaktivoidulla seostuhkalla suoritettuun humuksen poistoon. Kuvasta nähdään, että pisteet sovittuvat hyvin suoralle ja että kulmakerroin on positiivinen. Kulmakertoimen ollessa positiivinen myös muuttuja n on positiivinen. Nämä seikat viittaavat siihen, että adsorptio noudattaisi Freundlichin isotermiä. Mittaustuloksista lasketut pisteet eivät noudattaneet yhdessäkään kokeessa suolahappoaktivoitua tuhkaa lukuun ottamatta Langmuirin isotermiä. Vakion kd arvo oli suuressa osassa mittauksia negatiivinen. Lisäksi osassa mittauksia data ei noudattanut suoran yhtälöitä kovin hyvin. Freundlichin isotermi sopi lähestulkoon kaikkien kokeiden mittaustuloksista saatuihin pisteisiin. Tässä sovituksessa lasketut pisteet myös muodostivat monessa tapauksessa paremmin suoria. 55 Taulukoissa 7 ja 8 on esitetty Langmuirin ja Freundlichin adsorptioisotermien sovituksista laskettujen muuttujien arvot jokaiselle tuhkalle. Taulukko 7. Humuskokeista saadut arvot Langmuirin yhtälön (4) vakioille ka ja kd. Tuhka ka kd Korrelaatio, R2 Käsittelemätön tuhka, synt. humus 8,65 -224,12 0,89 Suolahappoaktivoitu, synt. humus 22,22 56,22 0,80 Rikkihappoaktivoitu 1, synt. humus 6,00 -12,45 0,77 NaOH-aktivoitu, synt. humus 21,51 -2,81 0,12 Rautarikastettu kvartsi, synt. humus 75,82 -2,56 0,31 Suolahappoaktivoitu seostuhka, synt. humus 8,84 14,43 0,69 Rikkihappoaktivoitu seostuhka, synt. humus 5,37 -9,07 0,91 Rikkihappoaktivoitu 1, jokivesi 8,31 -2,64 0,98 Rikkihappoaktivoitu 2, jokivesi 20,22 38,57 0,19 Suolahappoaktivoitu seotuhka, jokivesi 19,08 34,95 0,36 Taulukko 8. Humuskokeista saadut arvot Freunlichin yhtälön (6) vakioille n ja k3. Tuhka n k3 Korrelaatio, R2 Käsittelemätön tuhka, synt. humus 1,17 9,32 0,96 Suolahappoaktivoitu, synt. humus -2,21 39,29 0,86 Rikkihappoaktivoitu 1, synt. humus 3,77 3,89 0,58 NaOH-aktivoitu, synt. humus 26,05 22,23 0,10 Rautarikastettu kvartsi, synt. humus 6,05 67,27 0,99 Suolahappoaktivoitu seostuhka, synt. humus -7,09 10,48 0,70 Rikkihappoaktivoitu seostuhka, synt. humus 3,65 2,98 0,99 Rikkihappoaktivoitu 1, jokivesi 11,21 6,73 0,87 Rikkihappoaktivoitu 2, jokivesi 2,05 1,89 0,60 Suolahappoaktivoitu seotuhka, jokivesi -1,07 45,40 0,73 56 Alkalisesti aktivoitua tuhkaa lukuun ottamatta kaikki aktivoidut tuhkat saostivat kaupallisen humushapon tehokkaasti ja nopeasti. Aktivoidut tuhkat myös poistivat näytteistä selvästi väriä ja sameutta. Aktivoimaton tuhka poisti orgaanista hiiltä, mutta silmin havaittavaa värin muutosta ei tapahtunut. Tehokkuus oli silti varsin heikohko, sillä tuhkan pitoisuuden ollessa 10 g/l TOC-arvon reduktio oli noin 55 %. Suolahappoaktivoitu tuhka muodosti suuria, nopeasti laskeutuvia flokkeja, mutta annostuksen ollessa optimaalista suurempi humusliuoksen sameus jäi korkeaksi pitkäksi aikaa. Lisäksi muodostui hienojakoista sakkaa, joka oli vaikeasti poistettavaa. Aktivoimattoman tuhkan lisääminen suolahappoaktivoituun tuhkaan poisti tämän ongelman. Rikkihappoaktivoitu tuhka poisti humuksen pienempinä flokkeina, mutta sen tapauksessa tarvittava määrä oli pienempi kuin suolahappoaktivoidun tuhkan tapauksessa. Tämän tuhkan tapauksessa liuokseen ei jäänyt sameutta, vaikka sen annostelu oli yli optimin (kuva 35). Rikkihappoaktivoidun seostuhkan käyttäytyminen ei poikennut paljoa rikkihappoaktivoidun tuhkan käytöksestä. Kuva 35. Väriero luonnonvesinäytteen ja rikkihappoaktivoidulla tuhkalla käsitellyn näytteen välillä. 57 13.2 Viipymäajan vaikutus humuksen adsorptioon Kontaktiajan vaikutusta tutkittaessa huomattiin, että humusta saostui tehokkaasti muutaman minuutin ajan tuhkan lisäyksen jälkeen. Tunnin kuluessa koko näyte oli kirkastunut selvästi ja käytännössä kaikki humus saostunut astian pohjalle. Mittaustuloksista laadituista kuvaajista (kuvat 36-38) nähdään, että tutkittujen liuosten TOC-arvo laskee huomattavasti 5-10 minuuttiin asti, jonka jälkeen se jälleen kasvaa hetkellisesti ja siitä eteenpäin laskee hiljalleen kohti minimiarvoaan. Kuva 36. Kontaktiajan vaikutus humuksen saostukseen suolahappoaktivoidulla seostuhkalla. 58 Kuva 37. Kontaktiajan vaikutus humuksen saostukseen rikkihappoaktivoidulla seostuhkalla. Kuva 38. Kontaktiajan vaikutus humuksen saostukseen rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 2. 59 13.3 Fosfaattisaostuskokeet Myös fosfaattisaostuskokeiden tuloksista laadittiin samanlaiset reduktiokuvaajat kuin edellä on esitetty humussaostuskokeille ja tutkittiin Langmuirin ja Freundlichin isotermien [yhtälöt (4) ja (6)] soveltuvuutta näihinkin tuloksiin. Tuloksista laskettiin arvot 1/c:lle, m/x:lle log c:lle ja log x:lle, missä c = fosforin pitoisuus [g/l] ja x = adsorboidun fosforin massa/tuhkan massa. Näistä arvoista laadittiin ”x/m vs. 1/c” ja ”log c vs. log x”-kuvaajat. Kuvasta 39 nähdään, että käsittelemättömällä tuhkalla päästiin vain 30 % poistotehokkuuteen tuhka-annostuksen ollessa 4 g/l. Kuvasta nähdään myös, että fosforin poistuma korreloi lähes lineaarisesti lisätyn tuhkan määrän kanssa. Kuva 39. Fosforin poisto käsittelemättömällä tuhkalla. 60 Suolahappoaktivoidulla tuhkalla suoritetussa fosforin poistossa (kuva 40) fosforin poistuma korreloi lineaarisesti lisätyn tuhkan määrän kanssa. Tällä menetelmällä päästiin 4 g/l annostuksella noin 50 % poistotehokkuuteen. Kuva 40. Fosforin poisto suolahappoaktivoidulla seostuhkalla. Kuva 41. Fosforin poisto rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 1. 61 Kuva 42. Fosforin poisto rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 2. Kuvista 41 ja 42 nähdään, että rikkihappoaktivoiduilla tuhkilla fosforista poistui yli 85% kun tuhkan annostus oli 4 g/l. Lisäksi nähdään, että fosforin pitoisuus ei tässä tapauksessa korreloi yhtä lineaarisesti lisätyn tuhkan määrän kanssa. Lisäksi rikkihappoaktivoidulla tuhkalla 2 suoritetussa fosforin poistossa päästiin yli 70% poistotehokkuuteen jo kun tuhkan annostus oli 1 g/l. Kuva 43. Langmuirin sovitus käsittelemättömällä tuhkalla suoritettuun fosforin poistoon. 62 Kuva 44. Freundlichin sovitus rikkihappoaktivoidulla tuhkalla suoritettuun fosforin poistoon. Fosforinpoistokokeissa adsorptioisotermejä varten lasketut pisteet muodostivat hyvin suoria sekä Langmuirin että Freundlichin adsorptioisotermien sovituksissa (kuvat 43 ja 44), mutta aktivoimattomalla tuhkalla suoritettua poistoa lukuun ottamatta kd:n arvot olivat negatiivisia Langmuirin isotermissa. Freundlichin isotermiä varten lasketut pisteet sovittuivat hieman huonommin, mutta siinä negatiivisia muuttujia (n ja k3) oli vähemmän. Taulukko 9. Fosforinpoistokokeista saadut arvot Langmuirin yhtälön (4) vakioille ka ja kd. Tuhka ka kd Korrelaatio, R2 Käsittelemätön tuhka 80,26 319,78 0,99 Suolahappoaktivoitu -18,63 -279,43 0,87 Rikkihappoaktivoitu 1 3,29 -45,91 0,94 Rikkihappoaktivoitu 2 3,24 -23,36 0,88 63 Taulukko 10. Fosforinpoistokokeista saadut arvot Freundlichin yhtälön (6) vakioille n ja k3. Tuhka n k3 Korrelaatio, R2 Käsittelemätön tuhka -1,07 66,38 0,97 Suolahappoaktivoitu -0,37 3766,67 0,86 Rikkihappoaktivoitu 1 0,36 0,01 0,94 Rikkihappoaktivoitu 2 0,62 0,07 0,86 13.3 Fosfaattiadsorptiokokeet Lukuun ottamatta 10 % suodatinpölyä sisältäneitä rakeita fosforia poistui eniten kun käytettiin LS-suhdetta 100:1. Käytettäessä suhteita LS50:1 ja LS150:1 poistumat olivat pienempiä. Aiemmissa hankkeissa fosforia oli saatu poistettua tuhkarakeilla huomattavasti paremmin ja tulokset olivat loogisempia. Näissä kokeissa rakeet ja käsittelymenettelyt sekä fosforin pitoisuus olivat kuitenkin erilaisia.5 Ravistelijan pysäyttämisen jälkeen joihinkin dekantterilaseissa olevien tuhkarakeiden pinnalle oli muodostunut valkoista, kiteistä sakkaa (kuva 45). Useimmiten tätä sakkaa näkyi niissä astioissa, joissa fosforin pitoisuus oli pienin. Kuva 45. Sakkaa tuhkarakeiden pinnassa. 64 Taulukko 11. Pelkästä tuhkasta valmistetuilla rakeilla suoritettujen fosforiadsorptiokokeiden tulokset. Lähtöpitoisuus (mg/l) LS 50:1 LS 100:1 LS 150:1 P 5,7 3,3 3 3,98 Na 0,07 6,41 2,5 1,71 Mg 0 3,94 2 1,28 Al 0 0,1 0,1 0,1 S 0 102,1 59,17 37,3 K 3,52 26,37 17,53 9,40 Ca 0 72,73 60,77 37,7 Taulukosta 11 nähdään, että käytettäessä pelkästä tuhkasta valmistettuja rakeita fosforin poistuma oli suurin kun käytettiin neste/kiintoainesuhdetta LS100:1. Kaikkien muiden mitattujen alkuaineiden liuenneet pitoisuudet alumiinia lukuun ottamatta kasvoivat kun LS-suhde oli 50:1. Muut alkuaineet valittiin mitattaviksi perustuen Ville Kuokkasen tekemiin havaintoihin tuhka-EAKR-hankkeessa. 5 Suodatinpölyä 2 % sisältäneitä rakeita käytettäessä tulokset olivat hyvin samankaltaisia (taulukko 12). 65 Taulukko 12. Suodatinpölyä 2% sisältäneillä rakeilla suoritettujen fosforiadsorptiokokeiden tulokset. Lähtöpitoisuus (mg/l) LS 50:1 LS 100:1 LS 150:1 P 5,7 4,13 3,5 4,53 Na 0,07 10,83 6,6 3,6 Mg 0 3,21 2,47 1,14 Al 0 0,1 0,1 0,1 S 0 87,83 101,03 39,13 K 3,52 43,4 28,27 17,73 Ca 0 67,57 96,1 40,23 Myös 5% suodatinpölyä sisältäneitä rakeita käytettäessä (taulukko 13) LS-suhde 100:1 poisti eniten fosforia ja liuenneiden alkuaineiden pitoisuudet kasvoivat kun nesteen määrä oli pienempi. Taulukosta 14 sen sijaan nähdään, että kun käytettiin tuhkarakeita jotka sisälsivät 10% suodatinpölyä, fosfori poistui käytännössä kokonaan LS-suhteella 50:1. Fosforin pitoisuus myös laski sitä enemmän, mitä enemmän tuhkaa käytettiin. Liuenneet alkuaineet käyttäytyivät tässäkin tapauksessa samoin kuin muissa kokeissa. Kun käytettiin tuhkarakeita, joissa oli 10% poltettua kalkkia (taulukko 15), fosforia poistui tässäkin tapauksessa eniten neste/kiintoainesuhteen ollessa 100:1. 66 Taulukko 13. Suodatinpölyä 5% sisältäneillä rakeilla suoritettujen fosforiadsorptiokokeiden tulokset. Lähtöpitoisuus (mg/l) LS 50:1 LS 100:1 LS 150:1 P 5,7 3,45 0,65 4,28 Na 0,07 12,37 6,65 4,06 Mg 0 3,67 2,28 1,27 Al 0 0,2 0,1 0,1 S 0 131,97 109,37 52 K 3,52 43,13 32,87 18,33 Ca 0 136,8 116,3 52,8 Taulukko 14. Suodatinpölyä 10% sisältäneillä rakeilla suoritettujen fosforiadsorptiokokeiden tulokset. Lähtöpitoisuus (mg/l) LS 50:1 LS 100:1 LS 150:1 P 5,7 0,1 2,78 3,6 Na 0,07 18,13 8,66 5,07 Mg 0 1,31 1,22 0,98 Al 0 0,1 0,11 0,1 S 0 105,27 61 34,8 K 3,52 55 32,4 26,8 Ca 0 98,1 59,67 31,97 67 Taulukko 15. Poltettua kalkkia 10% sisältäneillä rakeilla suoritettujen fosforiadsorptiokokeiden tulokset. Lähtöpitoisuus (mg/l) LS 50:1 LS 100:1 LS 150:1 P 5,7 2,25 0,4 3,7 Na 0,07 13,83 6,17 3,93 Mg 0 0,9 0,7 0,37 Al 0 5,73 1,53 1,57 S 0 56,83 37,33 18,87 K 3,52 42,6 27,27 17,43 Ca 0 65,47 41,47 22,33 68 13.4 Humusadsorptiokokeet Taulukon 16 tulosten koejärjestelyt ovat kuvattu kohdassa 12.2. Käsittelemättömän rae oli valmistettu vain lentotuhkasta, kun taas SP-rakeet sisälsivät myös suodatinpölyä ja PK-rae sisälsi myös poltettua kalkkia. TK-rakeisiin oli lisätty teräskuonaa (ks. kohta10.2). Taulukko 16. Humusadsorptiokokeiden tulokset. Näyte Alku-CODMn [mg/l] CODMn käsittelyn Reduktio [%] jälkeen [mg/l] Käsittelemätön 23,5 14,5 38 SP 2% 23,5 7,45 68 SP 10% 23,5 8,6 63 TK 5% 23,5 14,5 38 TK 10% 23,5 14 40 TK 20% 23,5 18 23 Käsittelemätön, 23,5 8,3 65 23,5 4,3 82 SP 5 %, suodatettu 23,5 5,9 75 SP 10%, suodatettu 23,5 5,15 78 PK 10%, suodatettu 23,5 5,9 75 TK 5%, suodatettu 3,65 84 TK 10%, suodatettu 23,5 5,2 78 TK 20%, suodatettu 23,5 11 53 suodatettu SP 2%, suodatettu 23,5 Tuhkarakeilla suoritetussa humuksen poistossa (taulukko 16) havaittiin, että ilman suodatusta humuksesta saatiin keskimäärin poistettua noin puolet. Kun näytteet suodatettiin, poistotehokkuus kasvoi noin 80 prosenttiin. 69 14. YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSIÄ Aktivoimattomalla tuhkalla tapahtuva humuksen poisto on todennäköisesti tapahtunut adsorptiolla ja vain vähäisessä määrin saostuksella. Adsorptioisotermien sovitukset tosin puoltaisivat saostusta, mutta kokeissa ei havaittu sakkaa. Happoaktivoitujen tuhkien tapauksessa sen sijaan humuksen poisto tapahtui selvästi saostumalla liukenevien metallien kanssa. Joissain adsorptioisotermien sovituksissa näyttäisi, että adsorptio olisi vallitseva poistomekanismi humukselle, mutta kokeissa havaittu selvä saostuminen viittaa siihen, että adsorptio ei ole kovin merkittävässä roolissa. Rikkihappoaktivoitu tuhka vaikuttaa lupaavimmalta materiaalilta mahdollisia jatkotutkimuksia varten. Sitä tarvittiin humuksen poistoon vähemmän kuin muita tuhkia ja se ei suolahappoaktivoitu kerännyt tuhka. itseensä Lisäksi se ilmankosteutta ei samalla samentanut tavalla käsiteltäviä kuin vesiä suolahappoaktivoidun tuhkan tavoin. Suolahappoaktivoitu tuhka ei edellä mainittujen seikkojen takia ole kovin optimaalista käytännön sovellutuksiin. Aktivoimaton tuhka saattaa olla käytännössä kuitenkin taloudellisempi vaihtoehto humuksen poistoon kuin aktivoidut tuhkat, varsinkin jos humuspitoisuudet ovat alhaisia. Alkalisesti aktivoitu tuhka ja rautarikastettu kvartsi eivät olleet erityisen tehokkaita humuksen poistossa. Seostuhkat poistivat humusta hyvin, mutta niitä piti käyttää enemmän kuin pelkästään aktivoituja tuhkia. Suolahappoaktivoidun tuhkan tapauksessa seostuhkaa käyttäessä liuoksen sameus ei ollut suuri ongelma, mutta tuhkan käyttäytyminen ja poistotehokkuus vaikutti muuttuvan sattumanvaraisemmaksi. Rikkihappoaktivoitujen tuhkien tapauksessa käsittelemättömän tuhkan kanssa seostaminen paransi hieman poistotehokkuutta, mutta tässäkin tapauksessa luotettavammin toimivat seostamattomat tuhkat. Kontaktiajan vaikutuksesta humuksen poistoon tutkittaessa nähty TOC-arvon yhtäkkinen nousu voinee olla näytteenotosta johtuva systemaattinen mittausvirhe. Tässä selityksenä olisi se, että pipetoitaessa näytettä astiasta pipetti häiritsi astiassa olleita flokkeja niin, että humusta liukeni takaisin veteen. 70 Myös fosfaatinpoistokokeissa rikkihappoaktivoidut tuhkat toimivat muita tuhkia tehokkaammin. Näissäkin kokeissa käytettyjen koeastioiden pohjalla havaittiin valkoista ja vaaleanruskeaa sakkaa, mikä viittaisi siihen että fosfori on poistunut enimmäkseen saostumalla. Freundlichin isotermiin tehtyjen sovitusten perusteella kuitenkin ainakin rikkihappoaktivoituja tuhkia käyttäessä myös adsorptiolla on jonkin verran osuutta fosforin poistamisessa. Tuhkarakeilla suoritetussa fosforinpoistossa tulokset eivät vaikuttaneet noudattavan kovin selvää logiikkaa, sillä kaikissa paitsi SP10%-rakeissa suurin fosforin poistuma tapahtui keskimmäisellä LS-suhteella 100. Syynä tähän saattaa olla se, että tuhkarakeet itsessään sisälsivät fosforia tai näytteet kontaminoituivat jossain vaiheessa. Tuhkarakeilla tulisi suorittaa enemmän fosforinpoistotutkimusta ennen kuin niiden toimivuudesta voi sanoa mitään varmaa. Lähtöolettamus tuhkarakeiden toimimattomuudesta humuksen poistossa osoittautui vääräksi ja rakeet poistivatkin tehokkaasti humusta. Suodatetuissa näytteissä nähtiin jopa selvää värieroa käsittelemättömään näytteeseen nähden. Tuhkarakeilla onnistunut humuksen poisto johtuu todennäköisesti siitä, että rakeista liukenee humuksen saostumista edesauttavaa kalsiumia. Lähestulkoon kaikilla rakeille, joihin oli lisätty suodatinpölyä tai teräskuonaa, COD-arvojen reduktiot olivat 80 % luokkaa suodatuksen jälkeen. Tästä voitaisiin päätellä, että ne olisivat hyvä materiaali humukseen poistoon. Etuna aktivoituihin tuhkiin nähden näissä tuotteissa on se, että ne eivät laske käsiteltävän veden pH-arvoja vaan päinvastoin tunnetusti nostavat sitä jonkin verran. Tuhkapohjaiset materiaalit vaikuttavat olevan vedenpuhdistuksella jokseenkin lupaava tutkimuskohde jatkossakin. Etuna näissä materiaaleissa on se, että niiden valmistuskustannukset ovat varsin pienet, koska lähtömateriaali on käytännössä jätettä ja etsimällä sille käyttökohteita siitä ei pidä maksaa jäteveroa, joka on tällä hetkellä 50 €/t. Ongelmana on kuitenkin se, että käytettäessä perinteisiä vedenpuhdistuskemikaaleja kuten ferrisulfaattia (FeSO4), puhdistukseen tarvittavat määrät ovat huomattavasti pienempiä. Toinen ongelma voi olla tuhkasta liukenevat raskasmetallit ja muut alkuaineet kuten rikki. Näiden pitoisuus tulisi selvittää ennen kuin tuhkapohjaisia materiaaleja käytetään vedenpuhdistukseen. 71 15. KIRJALLISUUSVIITTEET 1. Veli S, Kirli L, Alyuz B & Durmusoglu E (2008) Characterization of Bottom Ash, Fly Ash, and Filter Cake Produced from Hazardous Waste Incineration. Polish Journal of Environmental Studies 17(1). 2. Koukouzas N, Ward CR, Papanikolaou D, Li Z & Ketikidis C (2009) Quantitative evaluation of minerals in fly ashes of biomass, coal and biomass–coal mixture derived from circulating fluidised bed combustion technology. J Hazard Mater 169(1– 3): 100-107. 3. Demeyer A, Voundi Nkana JC & Verloo MG (2001) Characteristics of wood ash and influence on soil properties and nutrient uptake: An overview. Bioresour Technol 77(3): 287-295. 4. Steenari B- & Lindqvist O (1999) Fly ash characteristics in co-combustion of wood with coal, oil or peat. Fuel 78(4): 479-488. 5. Karvonen L, Pesonen J, Kuokkanen V, Kuokkanen T & Oulun yliopisto Kl (2012) tuhkien jakeistus, niiden kemialliset ominaisuudet ja hyödyntãmispotentiaali: Tuhkan rakeistus Pohjois-Pohjanmaalla. 6. Kilpimaa S (2011) FESEM-kuva turvetta ja puuta (50:50) poltettaessa syntyneestä lentotuhkasta. 7. Heikkinen R, Laitinen RS, Patrikainen T, Tiainen M & Virtanen M (1998) Slagging tendency of peat ash. Fuel Process Technol 56(1–2): 69-80. 8. Harju T, Tolvanen M, Wahlström M, Pihlajaniemi M, Helenius J, Salokoski P, Siltaloppi L & Lehtovaara J (2001) Mass balance studies of trace metals at a peatfired power plant and utilisation of fly ash. VTT Tiedotteita - Valtion Teknillinen Tutkimuskeskus (2073): 3-67. 9. Smieja-Król B, Fialkiewicz-Koziel B, Sikorski J & Palowski B (2010) Heavy metal behaviour in peat - A mineralogical perspective. Sci Total Environ 408(23): 59245931. 10. Nieminen T, Ukonmaanaho L & Shotyk W (2002) Enrichment of Cu, Ni, Zn, Pb and As in an ombrotrophic peat bog near a Cu-Ni smelter in Southwest Finland. Sci Total Environ 292(1): 81-89. 72 11. Hayes MHB & Clapp CE (2001) Humic substances: Considerations of compositions, aspects of structure, and environmental influences. Soil Sci 166(11): 723-737. 12. Gaffney JS, Marley NA & Clark SB (1996) Humic and Fulvic Acids and Organic Colloidal Materials in the Environment. ACS Symposium Series 651: X-16. 13. Ertel JR, Hedges JI & Perdue EM (1984) Lignin signature of aquatic humic substances. Science 223(4635): 485-487. 14. MacCarthy P & Suffet I (1989) Aquatic humic substances and their influence on the fate and treatment of pollutants. acs symposium series. , amer chemical soc 1155 16th st, nw, washington, DC 20036 219: R17-R30. 15. Schnitzer M & Khan SU (1972) Humic substances in the environment. , M. Dekker New York. 16. Schnitzer M & Khan SU (1972) Humic substances in the environment. , M. Dekker New York. 17. Schulten H & Schnitzer M (1995) Three-dimensional models for humic acids and soil organic matter. Naturwissenschaften 82(11): 487-498. 18. Karge HHG & Weitkamp J (2008) Adsorption and Diffusion. In: Anonymous , Springer: 4-6. 19. Atkins P & De Paula J (2006) Atkins' physical chemistry. In: Anonymous , Oxford University Press: 917. 20. Crittenden B & Thomas WJ (1998) Adsorption technology & design. In: Anonymous , Butterworth-Heinemann: 38-39. 21. Atkins P & De Paula J (2006) Atkins' physical chemistry. In: Anonymous , Oxford University Press: 993. 22. Li Y, Liu C, Luan Z, Peng X, Zhu C, Chen Z, Zhang Z, Fan J & Jia Z (2006) Phosphate removal from aqueous solutions using raw and activated red mud and fly ash. J Hazard Mater 137(1): 374-383. 23. Gu B, Schmitt J, Chen Z, Liang L & McCarthy JF (1994) Adsorption and desorption of natural organic matter on iron oxide: Mechanisms and models. Environmental Science and Technology 28(1): 38-46. 73 24. Bratby J (2006) Coagulation and flocculation in water and wastewater treatment. , IWA publishing. 25. Reinhard M, Drefahl A, Baričič P & Mackov M (1999) Handbook for estimating physicochemical properties of organic compounds. , Wiley New York. 26. Fosforinpoistomenetelmät. (2012) URI: http://www.ymparisto.fi/default.asp? node=6572&lan=fi. Cited 2012. 27. Berger M (1985) Flokkauksen anatomia. , Teknillinen korkeakoulu. 28. Salmela T & Sillanpää M (2001) Vesitekniikan kemialliset prosessit. , Oulun yliopisto. 29. Ericsson B & Trägårdh G (1997) Treatment of surface water rich in humus -membrane filtration vs. Conventional treatment. Desalination 108(1-3): 117-128. 30. Jiang J, Graham N, André C, Kelsall GH & Brandon N (2002) Laboratory study of electro-coagulation–flotation for water treatment. Water Res 36(16): 4064-4078. 31. Xu K, Deng T, Liu J & Peng W (2010) Study on the phosphate removal from aqueous solution using modified fly ash. Fuel 89(12): 3668-3674. 32. Kilpimaa S, Runtti H, Kangas T, Lassi U & Kuokkanen T (2014) Removal of phosphate and nitrate over a modified carbon residue from biomass gasification. Chem Eng Res Design . 33. Xu K, Deng T, Liu J & Peng W (2012) Phosphate removal from digested sludge supernatant using modified fly ash. Water Environ Res 84(5): 411-416. 34. Pengthamkeerati P, Satapanajaru T & Chularuengoaksorn P (2008) Chemical modification of coal fly ash for the removal of phosphate from aqueous solution. Fuel 87(12): 2469-2476. 35. Qiu W & Zheng Y (2009) Removal of lead, copper, nickel, cobalt, and zinc from water by a cancrinite-type zeolite synthesized from fly ash. Chem Eng J 145(3): 483488. 36. Mohan S & Gandhimathi R (2009) Removal of heavy metal ions from municipal solid waste leachate using coal fly ash as an adsorbent. J Hazard Mater 169(1-3): 351-359. 37. Wang S & Peng Y (2010) Natural zeolites as effective adsorbents in water and wastewater treatment. Chem Eng J 156(1): 11-24. 74 38. Querol X, Moreno N, Umaña JC, Alastuey A, Hernández E, López-Soler A & Plana F (2002) Synthesis of zeolites from coal fly ash: an overview. International Journal of Coal Geology 50(1-4): 413-423. 39. Ríos R. CA, Williams CD & Roberts CL (2009) A comparative study of two methods for the synthesis of fly ash-based sodium and potassium type zeolites. Fuel 88(8): 1403-1416. 40. Querol X, Alastuey A, Lopez-Soler A, Plana F, Andrés JM, Juan R, Ferrer P & Ruiz CR (1997) A Fast Method for Recycling Fly Ash: Microwave-Assisted Zeolite Synthesis. Environ Sci Technol 31(9): 2527-2533. 41. Singer A & Berkgaut V (1995) Cation Exchange Properties of Hydrothermally Treated Coal Fly Ash. Environ Sci Technol 29(7): 1748-1753. 42. Xie J, Li C, Chi L & Wu D (2013) Chitosan modified zeolite as a versatile adsorbent for the removal of different pollutants from water. Fuel 103: 480-485. 43. Wang S, Gong W, Liu X, Gao B & Yue Q (2006) Removal of fulvic acids using the surfactant modified zeolite in a fixed-bed reactor. Separation and Purification Technology 51(3): 367-373. 44. Cao X, Yue Q, Song L, Li M & Zhao Y (2007) The performance and application of fly ash modified by PDMDAAC. J Hazard Mater 147(1): 133-138. 45. Choi J-, Lee S-, Lee S-, Kim J-, Park K-, Kim D- & Hong S- (2012) Comparison of surface-modified adsorbents for phosphate removal in water. Water Air Soil Pollut 223(6): 2881-2890. 46. Isännäinen S, Huotari H & Mursunen H (1997) Lentotuhkan itsekovetus. Helsinki: Metsäteho Oy, Metsätehon raportti 30. 47. Sivakumar A & Gomathi P (2012) Pelletized fly ash lightweight aggregate concrete: A promosing material. Journal of Civil Engineering and Construction Technology 3(2): 42-48. 48. Pesonen J (2012) Oulun biotuhkien fraktiointi, kemialliset ominaisuudet ja hyötykäyttöpotentiaali. Oulun yliopisto.Saatavissa: http://www.metla.fi/hanke/7464/pdf/Janne-Pesonen-pro-gradu.pdf 49. Korpilahti A (2003) Tuhkan esikäsittely metsäkäyttöä varten. Helsinki: Metsäteho Oy, Metsätehon raportti 143: 19. 75 50. Asaoka S & Yamamoto T (2010) Characteristics of phosphate adsorption onto granulated coal ash in seawater. Mar Pollut Bull 60(8): 1188-1192. 51. Cao S, Chen W & Jing Z (2012) Phosphorus removal from wastewater by fly ash ceramsite in constructed wetland. African Journal of Biotechnology 11(16): 38253831. 52. Saeed T & Sun G (2011) A comparative study on the removal of nutrients and organic matter in wetland reactors employing organic media. Chem Eng J 171(2): 439-447. 53. Freeman AJ, Lander G & Keller C (1991) Handbook on the Physics and Chemistry of the Actinides. , North-Holland. 54. Wang S, Ma Q & Zhu ZH (2008) Characteristics of coal fly ash and adsorption application. Fuel 87(15-16): 3469-3473. 55. Choi SS, Chung JC & Yeom SH (2005) Removal of phosphate using coal fly ash from a thermal power station. Journal of Industrial and Engineering Chemistry 11(5): 638-642. 56. Lijklema L (1980) Interaction of orthophosphate with iron (III) and aluminum hydroxides. Environ Sci Technol 14(5): 537-541. 57. Duan J & Gregory J (2003) Coagulation by hydrolysing metal salts. Adv Colloid Interface Sci 100-102(SUPPL.): 475-502. 58. Ugurlu A & Salman B (1998) Phosphorus removal by fly ash. Environ Int 24(8): 911-918. 59. Zhang M, Zhang H, Xu D, Han L, Zhang J, Zhang L, Wu W & Tian B (2011) Removal of phosphate from aqueous solution using zeolite synthesized from fly ash by alkaline fusion followed by hydrothermal treatment. Sep Sci Technol 46(14): 2260-2274. 60. Oguz E (2005) Sorption of phosphate from solid/liquid interface by fly ash. Colloids Surf Physicochem Eng Aspects 262(1-3): 113-117. 61. Zhang S, Liu D, Zhou Q, Sun Y & Liu Y (2011) Treatment of concentrated leachate by coagulation and fly ash absorption. Proceedings - International Conference on Computer Distributed Control and Intelligent Environmental Monitoring, CDCIEM 2011. : 2366-2369. 76 62. Lu SG, Bai SQ, Zhu L & Shan HD (2009) Removal mechanism of phosphate from aqueous solution by fly ash. J Hazard Mater 161(1): 95-101. 63. Agyei NM, Strydom CA & Potgieter JH (2000) An investigation of phosphate ion adsorption from aqueous solution by fly ash and slag. Cem Concr Res 30(5): 823826. 64. Ji XD, Zhang ML, Ke YY & Song YC (2013) Simultaneous immobilization of ammonium and phosphate from aqueous solution using zeolites synthesized from fly ashes. Water Science and Technology 67(6): 1324-1331. 65. Zhao T-, Wu D-, Chen J-, Kong H-, Zhang B- & Wang Z- (2006) Study on characteristics of simultaneous removal of ammonium and phosphate from waste water by zeolitized fly ash. Huanjing Kexue/Environmental Science 27(4): 696-700. 66. Wu D, Zhang B, Li C, Zhang Z & Kong H (2006) Simultaneous removal of ammonium and phosphate by zeolite synthesized from fly ash as influenced by salt treatment. J Colloid Interface Sci 304(2): 300-306. 67. Zhang B, Wu D, Wang C, He S, Zhang Z & Kong H- (2007) Simultaneous removal of ammonium and phosphate by zeolite synthesized from coal fly ash as influenced by acid treatment. Journal of Environmental Sciences 19(5): 540-545. 68. Yong-hui S, Hahn HH, Hoffmann E & Weidler PG (2006) Effect of humic substances on the precipitation of calcium phosphate. J Environ Sci (China) 18(5): 852-857. 69. Cheng WP, Chi FH & Yu RF (2004) Effect of phosphate on removal of humic substances by aluminum sulfate coagulant. J Colloid Interface Sci 272(1): 153-157. 70. Wendling LA, Douglas GB, Coleman S & Yuan Z (2013) Nutrient and dissolved organic carbon removal from natural waters using industrial by-products. Sci Total Environ 442: 63-72. 71. Guardado I, Urrutia O & García-Mina JM (2007) Size distribution, complexing capacity, and stability of phosphate-metal-humic complexes. J Agric Food Chem 55(2): 408-413. 72. Chen J, Kong H, Wu D, Chen X, Zhang D & Sun Z (2007) Phosphate immobilization from aqueous solution by fly ashes in relation to their composition. J Hazard Mater 139(2): 293-300. 77 73. Fan M, Brown RC, Wheelock TD, Cooper AT, Nomura M & Zhuang Y (2005) Production of a complex coagulant from fly ash. Chem Eng J 106(3): 269-277. 74. Libecki B & Dziejowski J (2008) Optimization of humic acids coagulation with aluminum and Iron(III) salts. Polish Journal of Environmental Studies 17(3): 397-403. 75. Foo [55K & Hameed B (2010) Insights into the modeling of adsorption isotherm systems. Chem Eng J 156(1): 2-10. 76. Wei L, Wang K, Zhao Q, Xie C, Qiu W & Jia T (2011) Kinetics and equilibrium of adsorption of dissolved organic matter fractions from secondary effluent by fly ash. Journal of Environmental Sciences 23(7): 1057-1065. 77. Xu D, Xu J, Wu J & Muhammad A (2006) Studies on the phosphorus sorption capacity of substrates used in constructed wetland systems. Chemosphere 63(2): 344-352. 78. Wu D, Zhang B, Li C, Zhang Z & Kong H (2006) Simultaneous removal of ammonium and phosphate by zeolite synthesized from fly ash as influenced by salt treatment. J Colloid Interface Sci 304(2): 300-306. 79. Zhang M, Zhang H, Xu D, Han L, Zhang J, Zhang L, Wu W & Tian B (2011) Removal of phosphate from aqueous solution using zeolite synthesized from fly ash by alkaline fusion followed by hydrothermal treatment. Sep Sci Technol 46(14): 2260-2274. 80. Hagare P, Thiruvenkatachari R & Ngo HH (2001) A feasibility study of using hematite to remove dissolved organic carbon in water treatment. Sep Sci Technol 36(11): 2547-2559. 81. Moriguchi T, Yano K, Tahara M & Yaguchi K (2005) Metal-modified silica adsorbents for removal of humic substances in water. J Colloid Interface Sci 283(2): 300-310. 82. Wang S, Terdkiatburana T & Tadé MO (2008) Single and co-adsorption of heavy metals and humic acid on fly ash. Separation and Purification Technology 58(3): 353-358. 83. Li C, Dong Y, Wu D, Peng L & Kong H (2011) Surfactant modified zeolite as adsorbent for removal of humic acid from water. Appl Clay Sci 52(4): 353-357. 78 84. Duan J & Gregory J (2003) Coagulation by hydrolysing metal salts. Adv Colloid Interface Sci 100: 475-502. 85. Lenoble V, Laclautre C, Deluchat V, Serpaud B & Bollinger J- (2005) Arsenic removal by adsorption on iron(III) phosphate. J Hazard Mater 123(1-3): 262-268. 79
© Copyright 2024