Mogelijkheden tot verbetering van de voorspellende waarde van

November 2001
ECN-C--01-027
MOGELIJKHEDEN TOT VERBETERING VAN DE
VOORSPELLENDE WAARDE VAN LABORATORIUMUITLOOGPROEVEN VOOR DE PRAKTIJK
ANVM 228
H.A. van der Sloot*, R.P.J.J. Rietra*, E. Mulder**, J.L.T. Hage**, J.P. Brouwer**
*ECN
** TNO-MEP
Revisies
A
B
Opgesteld door:
Goedgekeurd door:
H.A. van der Sloot
Geverifieerd door:
R.N.J. Comans
Vrijgegeven door:
J. J. Dijkstra
C.A.M. van der Klein
ECN-Schoon Fossiel
Verantwoording
Dit onderzoek is verricht in opdracht van NEN (AVNM-programma) door ECN en TNOMEP. (Intern ECN 7.2741).
Abstract
Subject of this study is an investigation for improvement of the relationship between
laboratory leaching tests and observations in the field. Via a desk study the need to improve,
differentiate, and/or adept laboratory tests is addressed in order to improve the agreement
between predictions based on laboratory tests and the real exposure of materials.
For such a study one would ideally use the results of laboratory, lysimeter and field
investigation from one project. However these results are not available for most materials and
therefore certain generic processes are identified that determine the differences between
leaching from materials in laboratory and leaching in field conditions. Important differences
between leaching in laboratory and field conditions are the preconditioning of materials in
laboratories such as grinding to a certain particle size, and the differences of environmental
factors that can have a large influence on the leaching: pH and redox conditions. Differences
between the pH in the laboratory test and in the field are due to carbonatation by CO2 from air
or from the degradation of organic material (relevant for bottom ash, slags, cement stablised
materials). Differences in pH in laboratory and the field can also be due to release of alkaline
material after grinding of material in laboratory conditions (relevant for bottom ash and
slags). Differences between the redox in laboratory test and in the field can be due to grinding
of materials (relevant for slags). Differences between redox in laboratory and field conditions
can be caused by application of material in reducing environmental conditions in sediments or
in confined applications.
The observed differences between the environmental conditions in the laboratory tests and the
field do not have the same effect on the leaching of components and in many cases a good
agreement has been established between leaching in the laboratory test and in the field. For a
range of components the differences between the leaching in the laboratory test and in the
field are significant and can lead to a different classification in the Dutch regulations for
building materials (Building Materials Decree).
There are technical possibilities to decrease the differences between the leaching conditions in
the laboratory test and in the field. It is recommended to have at least a full characterization
for each type building- and waste material: leaching as a function of pH, acid-neutralising
capacity, reducing capacity, columntest and diffusiontest. This enables one to determine the
effect of the critical parameters on leaching and to assess if leaching in the lab can be strongly
different from leaching in the field. It is also recommended to assess the leaching from
materials that have been exposed in field conditions for a long time to determine the
neoformation of minerals.
For several materials improvements of the laboratory tests are suggested on the basis of the
material applications. The suggested improvements are classified depending on the required
research and according to their potential to be incorporated in legislation on the short term or
long term.
INHOUD
1
1.1
1.2
1.3
INLEIDING
Doelstelling
Opzet
Milieuhygienisch uitgangspunt
2
2.1
2.2
2.3
2.4
2.5
2.6
PROCESSEN DIE DE UITLOGING IN DE PRAKTIJK BEÏNVLOEDEN
Verhogen van de oplosbaarheid door complexatie aan DOC
Carbonatatie
Oxidatie/reductie
Verzuring
Mechanische effecten op monstermateriaal t.g.v. verkleining
Desintegratie door verwering en erosie
10
10
11
16
17
17
18
3
3.1
3.2
3.2.1
3.2.2
3.2.3
3.2.4
3.2.5
3.2.6
3.3
3.3.1
3.3.2
3.3.3
3.3.4
3.3.5
3.4
VERGELIJKING VAN DE UITLOGING IN LAB- EN PRAKTIJKSITUATIES
Inleiding
Selectie van de materialen en beschrijving van de scenario’s
Selectie van de in beschouwing genomen materialen en scenario’s
AVI bodemas toepassingen
Betontoepassingen
Toepassingen van staalslakken
Stort van afval
Stort van bouw- en sloopafval
Verschillen en overeenkomsten in uitlooggedrag tussen lab- en praktijksituatie
Toepassingen met AVI assen
Betontoepassingen
Staalslakken
Stort van niet-gevaarlijk afval
Stortplaats van bouw en sloop afval
Beinvloedingsfactoren die in veel cases leiden tot verschillen in uitloging
19
19
19
19
23
24
26
29
30
30
30
36
40
45
46
48
4
4.1
4.2
4.3
4.4
MOGELIJKHEDEN EN NOODZAAK TOT DIFFERENTIATIE VAN
UITLOOGPROEVEN
50
Reeds beschikbare modificaties en alternatieve methoden
50
Mogelijkheden om verschillen in uitloging tussen lab- en praktijksituatie te verkleinen50
Differentiatie in uitloogkarakterisering naar materiaal en toepassing
52
Aanvullend onderzoek
53
5
5.1
5.2
AANBEVELINGEN EN CONCLUSIES
Aanbevelingen
Conclusies
ECN-C--01-027
7
7
7
8
57
57
57
3
4
ECN-C--01-027
SAMENVATTING
Onderwerp van deze studie is een verkenning van de mogelijkheden tot verbetering van de
relatie tussen resultaten van laboratorium-uitloogproeven en praktijkwaarnemingen waarmee
de voorspellende waarde van laboratorium proeven voor de praktijk kan worden verhoogd.
Voor een dergelijke verkenning zou het ideaal zijn indien gebruik gemaakt zou kunnen
worden van studies, waarin voor specifieke materialen, binnen één project, van alle
deelaspecten – karakterisering van het uitlooggedrag van een materiaal door middel van
laboratorium proeven, resultaten van lysimeterproeven en veldverificatiemetingen –
onderzoeksresultaten beschikbaar zouden zijn. Dit is echter slechts in heel beperkte mate het
geval, zodat de gegevens over de deelaspecten vanuit diverse onderzoeken samengebracht
moesten worden.
Uit een inventarisatie van een breed scala van materialen in diverse toepassingen is gebleken
dat toch een behoorlijk beeld verkregen kan worden van de generieke processen, die in
verschillende situaties van invloed zijn op de uitloging onder laboratorium- en
veldomstandigheden. Daarbij worden de condities, waaronder de laboratoriumproeven
worden uitgevoerd, vergeleken met blootstellingsomstandigheden in de praktijk voor de
verschillende toepassingen.
In het beperkte aantal gevallen, waarvoor lab en veld gegevens beschikbaar zijn, blijkt er
tenminste voor een aantal componenten een redelijk tot goede overeenkomst te bestaan tussen
uitloging, gemeten met behulp van de standaard uitloogproeven, en die, gemeten in de
praktijksituatie. Er zijn echter ook duidelijke verschillen aanwijsbaar, die overigens in vrijwel
alle gevallen verklaarbaar zijn uit verschillen in uitloogomstandigheden tussen de
laboratorium- en de praktijksituatie. Belangrijke generieke verschillen zijn in dit verband de
mate waarin een (vers) materiaal na voorbewerking voor de uitvoering van een
laboratoriumproef andere eigenschappen heeft dan in de praktijksituatie verwacht mag
worden of relevant blijkt te zijn. Andere belangrijke verschillen in omstandigheden hebben
betrekking op de pH condities en/of de redox situatie. Verschillen in pH condities tussen lab
en praktijksituatie worden veroorzaakt door met name carbonatatie door koolzuur uit de lucht
dan wel koolzuur afkomstig van biologische afbraak (cement gebonden producten, bodemas
en diverse slakken). pH verschillen kunnen ook ontstaan door het beschikbaar maken van
alkalische bestanddelen door verkleining (relevant voor: bodemas, slakken). Verschillen in de
redox situatie van een materiaal kunnen ontstaan door verkleining (slakken) dan wel
toepassing in een reducerend milieu (sediment, diepe ondergrond), biologische activiteit, en
beinvloeding van de emissie van metalen of organische microverontreinigingen door
associatie met opgeloste organische stof (DOC). In het laatste geval kan dat zowel door
afbraak van bestanddelen in het materiaal zelf alsmede door extern geproduceerd DOC dat
met het materiaal in contact komt. Ook de korrelgradatie is een cruciale factor gebleken in dit
verband.
Bovengenoemde processen blijken voor veel materialen generiek op te treden. Carbonatatie
speelt bij veel alkalische bouwproducten (b.v. beton, kalkzandsteen), AVI bodemas, diverse
industrieslakken een rol.
De geconstateerde verschillen in blootstellingsomstandigheden tussen lab en praktijksituatie
zijn niet voor alle elementen in dezelfde mate van invloed op het uitlooggedrag. In een groot
aantal gevallen komt de uitloging in de praktijksituatie redelijk tot goed overeen met de
uitloging, zoals die in het laboratorium wordt gemeten (hoewel de blootstellingsomstandigheden lang niet altijd identiek zijn). Daar staat tegenover dat er ook aanzienlijke
verschillen in uitlooggedrag zijn geconstateerd, van enkele factoren tot één of enkele orden
van grootte. Indien de geconstateerde verschillen niet tot een andere beoordeling in het kader
ECN-C--01-027
5
van de van toepassing zijnde regelgeving leiden, omdat het effect zich afspeelt ruim binnen de
marge van de aanvaardbare grenswaarden dan is mogelijk geen verdere actie nodig. Zonder
een nadere evaluatie van de mogelijke externe invloeden is daarover echter geen uitsluitsel te
geven.
Er zijn mogelijkheden om materialen voor te bewerken alvorens ze aan een uitloogproef te
onderwerpen en ze daarmee meer in overeenstemming te brengen met condities zoals die in
de praktijk relevant blijken. Op grond van deze waarnemingen wordt aanbevolen
bouwmaterialen en afvalstoffen tenminste eenmalig uitgebreid te karakteriseren met behulp
van meerdere uitloogproeven (pH stat, kolomproef diffusieproef) en op basis van de
generieke kennis, die vanuit onderzoek aan diverse materialen beschikbaar is gekomen, een
inschatting te maken van de mogelijk kritische parameters. In het geval van de beoordeling
van monolithische materialen wordt een aanpassing van de beproevingscondities (lucht met
CO2 doorblazen) cq. een voorbehandeling van het te beproeven materiaal voorgesteld om
emissie onder neutrale pH condities te kwantificeren, die in veel toepassingssituaties van
belang is. Daarnaast worden met name voor korrelvormige materialen voorbewerkingen
voorgesteld om de eindsituatie in de praktijk te kunnen beoordelen, zoals b.v. carbonatatie,
oxidatie, volledige afbraak van organische stof, re-mineralisatie e.d.
De neutrale pH conditie is voor veel materialen een belangrijke conditie in de beoordeling van
het lange termijn gedrag. Grote wijzingen in materiaaleigenschappen, relatief kort na de
productie van een materiaal (of na de toepassing ervan onder specifieke condities), zouden per
materiaal gekarakteriseerd en vastgelegd moeten worden om de relevantie voor het lange
termijn uitlooggedrag vast te kunnen stellen. De minerale fasen die aan het buitenoppervlak
van bouwmaterialen en afvalstoffen worden aangetroffen en die ontstaan door de interactie
van het materiaal met zijn omgeving zijn bepalend voor de emissie op korte en langere
termijn. Deze minerale fasen aan het buitenoppervlak hoeven niet noodzakelijkerwijs overeen
te stemmen met de minerale fasen binnenin het product. De toevoer van zuurstof voor
oxidatie en van koolzuur voor neutralisatie is locatiespecifiek, waarbij de porositeit en de
mate van waterverzadiging een grote rol spelen. Gasfase transport verloopt namelijk 5 orden
van grootte sneller dan transport via de waterfase. Om het belang van minerale omzettingen te
kunnen beoordelen en de gevolgen van biologische afbraak te kunnen kwantificeren, is een
karakterisering van verouderd en ten dele of volledige afgebroken materiaal de aangewezen
route, waarna de bestaande (uitloog)proeven kunnen worden toegepast.
6
ECN-C--01-027
1
INLEIDING
1.1 Doelstelling
Doelstelling van het uitgevoerde project was het uitvoeren van een onderzoek naar de
noodzaak en mogelijkheden van differentiatie in (de uitvoeringsvorm van) uitloogproeven
naar toepassingen en/of materialen, om tot een betere afstemming te komen tussen de emissie
voorspeld op basis van de resultaten verkregen in lab uitloogproeven en de emissie in de
praktijk. De opzet van het rapport is dat de verschillen tussen uitloging in de praktijk en in het
laboratorium, en de daarvoor verantwoordelijke processen, worden gekwantificeerd (bijv. pH,
pe, DOC, korrelgradatie). De nadruk ligt hierbij op de discrepantie die er vaak is tussen,
bijvoorbeeld, de pH en redox van de materialen in laboratorium experimenten en de pH en
redox van de materialen in de toepassingssituatie, omdat de pH en redox worden beinvloed
door milieuomstandigheden in de toepassing. De verkleining, die een onderdeel vormt van de
voorbereiding van een materiaal t.b.v. de uitvoering van een standaard uitloogproef kan al tot
een belangrijke verandering in materiaal eigenschappen (o.a. pH en redox) leiden. De factoren
pH en redox hebben een sterke invloed op de uitloging van een aantal voor het
Bouwstoffenbesluit relevante elementen. Dit alles kan aanleiding zijn om over te gaan tot een
differentiatie in de proefuitvoering alsmede een differentiatie in de conditie waaronder
materialen beproefd zouden moeten worden.
1.2 Opzet
Om te komen tot een uitspraak over de uitloging uit materialen in praktijktoepassingen op
basis van laboratoriumproeven, worden de belangrijkste processen die de uitloging bepalen of
beïnvloeden gekenschetst in hdfst 2. De kennis van de processen maakt het idealiter mogelijk
om te komen tot een vertaling van de laboratoriumproef naar de praktijk indien de sturende
procesparameters voor uitloging in de praktijk bekend zijn.
In hoofdstuk 3 wordt aan de hand van een aantal onderzoeken (Mammoetproject, 1985-1990,
Meima, 1997; Zevenbergen, 1994; CROW, 1994-1996; Schreurs et al, 1997; Van der Sloot et
al, 1996, Van der Sloot et al, 1997; Van der Sloot, 1999; IAWG, 1997; Mehu et al 1997;
Fällman, 1997) nagegaan in hoeverre in een aantal cruciale toepassingen van bouw- en
afvalstoffen (o.a. AVI-bodemas, staalslakken, hoogovenslakken, verontreinigde grond,
diverse alkalische bouwstoffen, zoals beton) discrepanties bestaan tussen de uitkomst van
uitloogproeven (onder laboratoriumomstandigheden) en de feitelijke uitloging in de praktijk.
Verder wordt in hoofdstuk 3 onderzocht of de processen, die besproken zijn in hoofdstuk 2,
de verschillen tussen uitloging in laboratoriumproeven en praktijk kunnen verklaren of
aannemelijk kunnen maken. Het blijkt dat deze verschillen worden veroorzaakt door het feit
dat de uitloogcondities in de laboratoriumproef niet voldoende overeenkomen met de
uitloogcondities onder praktijkomstandigheden. Dit uit zich o.a. in belangrijke verschillen in
pH en redox tussen de labproef en de veldblootstelling. De pH en redox van materialen in hun
toepassing worden vaak weer beïnvloed door externe factoren.
De pH kan o.a. worden beïnvloed door:
• CO2 uit de lucht;
• CO2 afkomstig van afbraak van organisch materiaal;
• verzuring door zure depositie;
• uitspoeling van oplosbare alkalische stoffen (b.v. portlandiet);
• het omringende milieu, bijvoorbeeld in zee- of oppervlaktewater.
de redox toestand van een materiaal kan veranderen door:
ECN-C--01-027
7
•
•
sulfide oxidatie (verzuring);
verandering in externe redox situatie (contact met afbreekbare organische stof),
toepassingen in een zuurstofloos milieu.
blootstelling aan de atmosfeer
Afbraak van organische stof:
• mobilisatie van anorganische componenten en organische micro verontreinigingen door
DOC afkmostig van afbraak van de eigen organische stof of van externe bronnen.
Korrelgradatieverschillen tussen lab en praktijk:
• erosie
• uiteenvallen van materiaal
• korrelgradatie verschillen tussen testuitvoering en praktijk situatie
Als functie van de pH kunnen zich over relatief kleine pH trajecten factoren tot orden van
grootte verschil in uitloging voordoen, die tot niet onbelangrijke verschillen in uitkomst
tussen lab-resultaten en resultaten van praktijkmetingen kunnen leiden. Andere factoren, die
van invloed zijn op de relatie of het ontbreken daarvan tussen het resultaat van de proef en de
praktijk, zijn opgeloste organische stof (DOC) en eventuele verschillen in redox condities.
Dit alles kan leiden tot een differentiatie in de proeven ter beoordeling van materialen dan wel
een pre-conditionering van het te onderzoeken materiaal. Dit wordt in hoofdstuk 4 besproken.
Opgemerkt dient te worden dat in CEN TC 292 “Characterization of Waste” een onderscheid
in beproevingsmethoden is geadopteerd, waarbij de beproevingsmethoden worden
onderscheiden in (1) karakteriseringsproeven, (2) acceptatieproeven en (3) on-site
verificatieproeven. Dit onderscheid zal naar verwachting van nut zijn bij de uitwerking van
aanbevelingen voor de verbetering van de relatie tussen lab- en praktijkgegevens.
Karakteriseringsproeven kunnen voor een breed scala van toepassingssituaties zichtbaar
maken of verschillen in uitloogcondities al dan niet kunnen leiden tot ordegroottes van
verschil in uitloogresultaten. Een acceptatieproef dient zo goed mogelijk met de
corresponderende karakteriseringsproef overeen te komen en zou bij voorkeur zo nauw
mogelijk aan te sluiten bij de milieuomstandigheden in de praktijk.
1.3
Milieuhygienisch uitgangspunt
In de toepassing van materialen zoals voorzien in het Bouwstoffenbesluit wordt uitsluitend
naar de gebruiksfase van materialen gekeken. Het is belangrijk om de stadia gedurende de
hele levenscyclus van bouwmaterialen te onderkennen: een gebruiksfase, een recycle fase
(een zelfde toepassing), een hergebruik fase (een andere toepassing), en een "end-of-life" fase
(afval op een stortplaats). In de beoordeling van bouwmaterialen volgens het Bouwstoffenbesluit worden deze 2e en 3e levensfase van bouwmaterialen niet onderkend.
In figuur 1.1 zijn schematisch de stadia weergegeven met daarbij een aanduiding van het type
test dat bij de betreffende fase hoort. Materialen die voldoen aan de wettelijke criteria in de
gebruiksfase hoeven niet noodzakelijkerwijs ook te voldoen aan dezelfde criteria in de
hergebruiksfase. Dit zou kunnen betekenen dat indien dit vooraf bekend is het materiaal niet
wordt toegepast, of rekening houdend met deze 2e of 3e levensfase, een productie wordt
gekozen die ook in de 2e of 3e levensfase van het bouwmateriaal aan dan te stellen criteria
voldoet. Dit kan betekenen dat de voor het Bouwstofbesluit gebruikelijke tests (kolomproef
en diffusieproef) alleen niet voldoende zijn en dat aangepaste of extra tests nodig zijn.
Bijvoorbeeld: een monolitisch materiaal wordt voor de gebruiksfase volgens het
Bouwstoffenbesluit getest met de diffusieproef. Voor de hergebruiksfase als korrelvormig
materiaal zou de kolomproef gebruikt kunnen worden, eventueel met een aanpassing van het
materiaal naar de te verwachten omstandigheden.
8
ECN-C--01-027
Primary Raw
Materials
Stage 1
Raw material
supplies
Alternative raw
materials
Granular
compliance test
Characterisation of
monolith leaching
behaviour and pH
dependence
Recycling of
construction
debris
“End of Life”
Stage 5:
Demolition
Dust, noise
emissions
Stage 2:
Manufacture of
construction
materials and elements
Energy
Supply of
information on
technical and
environmental
quality
Characterisation of
granular leaching
behaviour and pH
dependence
Stage 3:
Construction
Process
Monolith
compliance
leaching test
Environmental impact
(dusting)
Energy
Stage 4:
Service Life
Release into the
environment
Figuur 1.1. Levenscyclus van bouwmaterialen in relatie tot verschillende soorten
uitloogproeven voor milieukundige (emissies) beoordeling van het materiaal.
ECN-C--01-027
9
2
PROCESSEN DIE DE UITLOGING IN DE PRAKTIJK
BEÏNVLOEDEN
De uitloging van diverse elementen wordt voornamelijk door de heersende pH, de redox
toestand van het materiaal en de mate van interactie met opgeloste organische stof (DOC).
Daarnaast spelen factoren als fysische belemmeringen van de uitloging door verschil in
korrelgradatie tussen labcondities en de praktijk een rol. De processen welke de uitloging
sterk kunnen beïnvloeden en welke in de praktijk anders zijn dan in laboratriumproeven, of
aan verandering onderhevig zijn, zijn in kwalitatieve zin langzamerhand bekend.
2.1 Verhogen van de oplosbaarheid door complexatie aan DOC
De verhoogde oplosbaarheid van metalen onder invloed van opgeloste organische stof is
uitgebreid besproken in de literatuur (Meima et al. (1999) en modellen zijn ontwikkeld die de
metaalbinding beschrijven aan gezuiverde humus- en fulvozuren. Deze kennis is recent in het
kader van een ANVM project samengevat (Comans et al, 2000). De verhoogde oplosbaarheid
van Cu aan in de extracten van een verse en een 1.5 jaar oude bodemas is experimenteel
bepaald in het pH bereik van pH 7 en 11 door Meima et al. (1999) via een competitieve
ligand-uitwissel extractie methode. De verhoogde oplosbaarheid van metalen kan
gemodelleerd worden als binding van metaalionen aan DOC in evenwicht met metalen in de
oplossing en aan de vaste organische stof. Hierbij is gebruik gemaakt van modelconstanten
van gezuiverde humuszuren uit veen (Kinniburgh et al., 1999). Deze aanpak kan toegepast
worden op uitloogdata van materialen indien metingen van het totaal reactief organisch
materiaal, en van de reversibel gebonden zware metalen, beschikbaar zijn. Deze werkwijze is
ook toegepast op verontreinigde bodems, compost en vervuild sediment, zie voorbeeld in
figuur 2.1 (van der Sloot 2001c). Opgeloste organische stof (DOC) kan zorgen voor hogere
metaalconcentraties in oplossing dan op basis van minerale oplosbaarheid te verwachten is.
Tevens kan DOC in een toepassingssituatie leiden tot mobilisatie van metalen en organische
contaminanten uit het materiaal onder een toepassing. Zowel metalen als organische
microverontreinigingen kunnen door opgeloste organische stof gemobiliseerd worden en
aldus naar de omgeving getransporteerd worden. Deze mobilisatie kan zowel door biologische
oorzaken, namelijk biologische afbraak van organische stof plaatsvinden als door chemische
oorzaken, namelijk door kontakt van een organische stof houdend materiaal met een alkalisch
materiaal. Een veel over het hoofd gezien voorbeeld van een dergelijke situatie is het kontakt
van een betonpaal met organische stof rijke grond. De alkaliniteit uit het beton leidt tot
mobilisatie van DOC en daarmee gepaard gaande mobiliteit van in de bodem aan organische
stof gebonden metalen en organische microverontreinigingen.
10
ECN-C--01-027
1.E-03
CW 5
1000
100
CW 1
10
C SO2
concentratie Cu (mol/l)
concentratie DOC (mg C/l)
10000
SED 3
1
1.E-04
1.E-05
1.E-06
1.E-07
DOC
COPPER
1.E-08
0
3
5
7
pH
9
11
13
3
5
7
pH
9
11
13
Figuur 2.1 Voorbeeld van modellering van de metaal concentraties als functie van pH,
organische stof en DOC concentratie bij compost (CW1, integraal afval; CW5, bronscheiding), verontreinigde grond (CSO2) en sterk vervuild sediment (SED3; van der Sloot et
al, 2001c)
2.2 Carbonatatie
Diverse vormen van carbonatatie, allen leidend tot een verlaging van de pH
Cement gebonden matrices en door andere oorzaken hoog alkalische materialen, die veelal
zijn ontstaan bij thermische conversie, worden vaak gekenmerkt door het mineraal portlandiet
(Ca(OH)2) dat niet stabiel is in aanwezigheid van lucht omdat het met CO2 reageert, onder de
vorming van CaCO3. Hierbij verandert de pH van het materiaal, wat een grote invloed heeft
op de uitloging van veel elementen. Tevens is gesuggereerd dat carbonatatie invloed kan
hebben op de diffusie door een matrix door een verminderde diffusiesnelheid als gevolg van
nieuw gevormde mineralen (gestabiliseerd afval in marien milieu, Hockley en Van der Sloot,
1991). De carbonatatie van een AVI bodemas is bestudeerd door Meima (Meima, 1997) door
de CO2 in een suspensie van bodemas te blazen en de uitgaande CO2 concentratie te meten
zodat uit het verschil tussen de in- en de uitgaande hoeveelheid CO2 de CO2 opname bepaald
wordt. Alvorens te carbonateren daalt de pH (zie figuur 2.2) tot een redelijk constante pH van
10. Na 600 uren is CO2 door de suspensie geblazen waarna in een periode van 5 dagen de pH
onder invloed van carbonatatie daalde van ongeveer 10 tot een pH van 8.3 waarbij een eerste
pH verlaging tot 9.7-9.6 heel snel verliep. De oplosbaarheid van Ca en SO4 (zie figuur 2.2)
suggereert het bestaan van ettringiet in het hoge pH bereik tussen pH 10 en 11.
11
3000
3000
e tt
2000
pH
10
9
1000
8
0
0
200
400
600
tijd (ure n)
800
SO 4
(m g /L )
gyp
2000
1000
0
8
9
10
11
pH
Figuur 2.2 De pH (stippellijn) en SO4 als functie van de tijd, voor (open symbolen) en
gedurende carbonatatie (gevulde symbolen), bij L/S=5 van een AVI bodem as (Meima, 1997).
De lijnen geven de voorspelde evenwichten met ettringiet (ett) of gips (gyp).
ECN-C--01-027
11
Het effect van het kunstmatig verouderen van materialen via carbonatatie is onderzocht door
Garvais et al. (submitted) waarvan enige onderzoeksresultaten door prof. Kosson zijn
gepresenteerd tijdens de workshop over de relatie tussen lab en praktijk (Heemskerk 1/2-22001) georganiseerd door het Network Harmonisatie uitloog en extractieproeven. Bepaald is
de pH afhankelijke uitloging van korrelvormig materiaal met of zonder carbonatatie vooraf.
De uitloging wordt enigszins beïnvloed door de carbonatatie welke een andere pH
afhankelijke uitloging geeft voor een aantal componenten (As, Ca, SO4). Dit betekent dat het
kunstmatig verouderen enerzijds leidt tot een andere pH van het materiaal maar ook kan
leiden tot een andere binding van de componenten onder veldomstandigheden. Tevens is
onderzocht wat het effect is van het carbonateren van vormgegeven materiaal in de
diffusieproef. Voor het onderzochte materiaal blijkt dat de uitloging voor een aantal
componenten (Cd, As, SO4) duidelijk verandert. Geconcludeerd wordt dat de uitloging op de
lange termijn niet voorspeld kan worden via een eenvoudige correctiefactor om te
compenseren voor de veldomstandigheden.
Er zijn verschillende toepassingssituaties voor verschillende materiaalsoorten, maar ook kan
een materiaal in diverse situaties toegepast worden, die qua emissie naar de omgeving niet
equivalent zijn. De beschrijving van toepassingen geven aan welke eindsituaties relevant zijn
om uitloging in laboratorium experimenten te relateren aan emissie in de praktijk. Door de
chemische parameters in de toepassingsituatie te kenschetsen en de invloed hiervan op de
uitloging te evalueren is het mogelijk om voor de eindsituatie en eventueel als functie van de
tijd de emissie uit laboratoriumproeven te relateren aan meetresultaten in de toepassing.
10000
V ers e A V I
Pe rcolaat stortplaats [mg/l]
bodemas
1000
c arb onatie
Div ers e
100
s tortplaats en
AVI
bodemas
deponie (DK
10
Ca
V erouderde
A V I bodemas
1
4
5
6
7
8
9
10
11
12
pH
Figuur 2.3 Calciumconcentratie in percolaat als functie van pH en van het soort materiaal.
Aangegeven is de relatie voor verse en 10 jaar oude AVI bodemas (carbonatatie) en met
daarin data van percolaatsamenstelling van huisvuil storts (o.a. Robinson, 1995). De figuur
geeft aan dat de calciumconcentratie en de pH in het percolaat van storts op den duur
hetzelfde wordt als die van de gecarbonateerde AVI bodemassen.
Het effect van aanvoer van CO2, vrijkomend bij de afbraak van organisch materiaal, of van
CO2 afgifte door plantenwortels is dat materialen zullen carbonateren en systemen op den
duur de pH aannemen, opgelegd door de plaatselijke CO2 concentratie in lucht in evenwicht
met calciet (CaCO3). Calciet kan gedurende lange tijd als buffer aanwezig blijven indien de
afvoer via hemelwater beperkt blijft.
12
ECN-C--01-027
De pH van water in evenwicht met de CO2 concentratie in lucht (0.32 mbar) en alleen CaCO3
is 8.3. De pH in evenwicht met bodemlucht en calciet kan dalen tot pH-waarden van 7.7 tot
7.0 onder invloed van hogere CO2 concentraties in de bodemlucht. In de bodemlucht treden
10 tot 100 keer hogere CO2 concentraties op dan in de atmosfeer, ten gevolge van respiratie
door plantenwortels en ten gevolge van afbraak van organische stof (Appelo en Postma,
1996). Afbraak van organische stof vormt daarmee één van de grootste CO2 bronnen die voor
neutralisatie van alkalische materialen, toegepast als bouwstoffen, kunnen zorgen. Voor de
lange termijn tenderen de pH waarden van het percolaat onder stortplaatsen naar pH 7 à 8 (zie
figuur 2.3) Tevens kan de pH wat lager zijn in een systeem waar de calciumconcentratie mede
bepaald wordt door andere mineralen zoals bijvoorbeeld gips. Onder invloed van de
hoeveelheid sulfaat wordt de calciumconcentratie bepaald via het evenwicht met gips en door
het calcium wordt de pH bepaald via het evenwicht met calciet. Dergelijke effecten kunnen de
pH in evenwicht met koolzuur uit de lucht doen varieren van ongeveer pH 7.5 bij 20 mmol/l
opgelost calcium tot pH 8.3 bij 0.6 mmol/l opgelost calcium.
In een uitgebreid onderzoek naar de chemie in 20 jaar oude MSWI assen (proefschrift Meima)
blijkt de pH en de CO2 concentratie in oplossing in evenwicht met een CO2 concentratie in de
lucht van de stort van pCO2 = -2.7. De CO2 concentratie in de lucht van de stort is hoger en
niet in evenwicht met de atmosfeer (pCO2=-3.5). Dit kan verklaard worden door afbraak van
organische stof in dit relatief organische stof arme materiaal.
Onder wegen of in een geluidswal of dijklichaam is het dus mogelijk dat de carbonatatie van
een alkalische stabilisatielaag, en de daarmee gepaard gaande pH daling, sneller verloopt dan
verwacht kan worden op basis van de trage uitwisseling met atmosferische lucht onder een
wegdek. Dit is dus mogelijk door afbraak van organisch materiaal onder de weg. Om het
effect van CO2 respiratie door plantenwortels of door afbraak van organisch materiaal op de
nuttige toepassing van reststoffen in te kunnen schatten, dient geëvalueerd te worden hoeveel
organische stof kan afbreken en of er plantenwortels in de omgeving aanwezig zijn. In een
aantal gevallen kan sprake zijn van een beperkte hoeveelheid afbreekbare organische stof
zoals onder een wegdek, of in een bouwwerk. Niettemin kan dan CO2 via de bodemlucht
vanuit de zijkant van de weg of de bodem naast het gebouw naar locaties onder de weg of het
gebouw diffunderen. Gasfase diffusie verloopt 5 orden van grootte sneller dan diffusie in
water.
Indien er geen plantenwortels zijn kan dus afbreekbare organische stof zorgen voor verhoogde
CO2 aanvoer ten opzichte van CO2 uit de atmosfeer. Een schatting van de maximale
hoeveelheid CO2 welk kan vrijkomen onder de invloed van afbraak van organische stof kan
als volgt gemaakt worden: bij grond met 1.2% afbreekbare organische stof (≈ 0.6 g C /100 kg
grond) onder een materiaal dat kan carbonateren kan 0.5 mol C/kg grond, oftwel via
CO2+H2O = H2CO3, 1 mol H+ per kg grond geven. Het zuurneutraliserend vermogen (ZNV)
van te carbonateren materialen varieert sterk, van 0.1 tot 5 mol/ kg. Echter, carbonatatie door
CO2 kan bij vormgegeven en grove materialen zeer plaatselijk zijn (enkele mm’s, Hockley en
van der Sloot, 1991), en aan de buitenkant van materialen plaatsvinden zodat de blootgestelde
oppervlakken sterk in pH dalen. Een meter grond met 1.2 % organische stof kan 10 cm van
een bouwstof met een ZNV van 1 mol/kg neutraliseren. Toevoer van op grotere afstand van
de bouwstof gevormde CO2 kan ook tot verdere neutralisatie bijdragen door diffusie of
gastransport in de onverzadigde bodem.
Het is dus relevant om te weten hoe snel de carbonatatie aan de buitenzijde van een
vormgegeven materiaal plaatsvindt, aangezien de hoeveelheid per tijdseenheid
gecarbonateerd materiaal tot een verandering van de uitloging kan leiden. Daarbij is het van
belang om in de verschillende toepassingssituaties na te gaan of de neutralisatie optreedt door
CO2 uit de atmosfeer, door CO2 van afbraak van organische materiaal (zie voorbeelden in
Figuur 2.4), of door CO2 dat beschikbaar komt via respiratie door plantenwortels. Dit kan
ertoe leiden dat rekening gehouden wordt met de organische stof in grond omdat dit leidt tot
versnelde carbonatatie ten opzichte van aanvoer vanuit de atmosfeer. Bij invloed van buitenaf
(CO2 toevoer vanuit atmosfeer) is de schaalgrootte (de hoogte) van werken van belang. In
grote ophogingen, en bij afdichtingen (categorie 2 in Bouwstoffenbesluit) gaat het proces van
CO2 aanvoer uit atmosfeer uiteraard langzamer dan in dunnere funderingslagen.
ECN-C--01-027
13
5.5
5
DOC (mg/l)
4
3.5
Afbraak in een
conventionele
huisvuil stort
10000
T1/2=10.2 maanden
Veld
4.5
log COD
100000
Bioreactor
1000
100
AVI bodemas
monodeponie
3
2.5
10
T1/2=1.5 maand
TNO kolom
2
Bioreactor
degradatie
(labschaal)
1
0
20
Tijd (maanden)
40
0
2
4
6
8
10
12
Tijd (jaar)
Figuur 2.4 Concentratie van opgelost organisch materiaal onder condities van afbraak van
organische stof (van der Sloot, Heyer, Hupe, Stegmann en Buurman, 2001). De figuur geeft
aan dat de afbraak onder “ideale” omstandigheden heel snel kan verlopen zoals in een
bioreactor, ten opzichte van minder “ideale” omstandigheden, zoals in een stort. AVI
bodemas bevat nog slechts een kleine restfractie afbreekbaar materiaal
Verandering van uitlooggedrag ten gevolge van carbonatatie
Carbonatatie, dat in veel gevallen een belangrijke sturende factor blijkt te zijn in tal van
blootstellingssituaties, resulteert in een pH verschuiving van alkalische naar neutrale pH. De
termijn waarop deze verandering plaats vindt is sterk afhankelijk van de locale
(toepassings)situatie, maar het eindpunt ligt vast. Inzicht in de kinetiek van dergelijke
processen in relevante materialen ontbreekt grotendeels. Van cement uit de Romeinse tijd is
onlangs in ECN onderzoek gebleken dat het geheel geneutraliseerd is tot pH 8,0
(Zevenbergen, 2001).
Uit onderzoek van Gervais et al (in prep.) en Sabbas (2000, persoonlijke mededeling) blijkt
dat voor veel elementen geldt dat het effect van carbonatatie voor een groot deel door de pH
verklaard wordt. Op basis van een vergelijking van eigen pH en pH neutraal meting, die zijn
af te leiden uit de pH stat proef kan een inschatting gemaakt worden van de potentiele
effecten van neutralisatie op het uitlooggedrag.
Zoals hierboven is omschreven, kunnen materialen welke portlandiet (Ca(OH)2) bevatten,
door carbonatatie in de loop van de tijd worden omgezet in calciet. Het calciet kan vervolgens
door zuur uit de omgeving en/of atmosfeer oplossen. Gedurende de tijd dat het materiaal
portlandiet of calciet bevat is de pH gebufferd rondom een bepaalde pH waarde (pH 12,6).
Gedurende deze periode wordt de uitloging van veel componenten dan ook sterk bepaald door
de opgelegde pH. De hoeveelheid CO2 en/of zuur welke nodig is om bepaalde materialen van
pH te doen veranderen, wordt aangeduid als het ‘zuur neutraliserend vermogen’ (ZNV), of in
het engels ‘acid neutralising capacity’ (ANC), en wordt uitgedrukt in mol H+ per kg materiaal.
In bijlage 1 is voor een aantal sterk verschillende materialen het zuurneutraliserend vermogen
grafisch weergegeven als functie van de pH. Daarin is te zien dat voor bepaalde materialen er
een grote sprong in pH kan optreden ten gevolge van een kleine toevoeging van zuur of CO2.
In tabel 1 is voor een groot aantal materialen het ZNV weergegeven ten opzichte van de pHwaarde 7,8 (de waarde van een met CO2 verzadigde bodem).
14
ECN-C--01-027
Tabel 1 Zuurneutraliserend vermogen van een aantal materialen, hier gedefineerd als de
hoeveelheid zuur die nodig is om het materiaal op pH = 7,8 te brengen (uitgaande van de
door het materiaal zelf opgelegde pH (eigen pH).
Nr Materiaal
naam
ZNV Eigen pH
1 As
MSWIBA
0.74
11.86
2 Grond
Soil A
0.04
9.51
3 Grond
Soil B
-0.007
6.28
4 Slib
Ni sludge
-0.13
7.20
5 Slib
Ni-nat
-0.27
6.94
6 As
Fly-ash
2.13
12.08
7 Compost
CW1
-0.04
7.40
8 Compost
CW5
0.05
8.06
9 riool slib
IPF
-0.03
7.73
10 Rioolslib
RWZS
-0.34
7.25
11 Sediment
SED1
0.006
7.87
12 Sediment
SED2
-0.004
7.49
13 Sediment
MAL
-0.02
7.29
14 Afval
GAL
0.08
8.10
15 AVI bodemas
MBA
1.01
9.00
16 Afval
RDW
0.38
9.00
17 Drinkwaterpijp
DWP
4.07
12.00
18 Bouwmateriaal
C1FA
2.07
12.00
19 Bouwmateriaal
BRI
1.16
12.00
20 Grond
SO1
-0.02
7.00
21 Grond
SO2
0.009
8.02
22 Grond
CSO1
-0.03
7.03
23 Grond
CSO2
0.006
8.10
24 As
MFA
1.31
11.73
25 As van zuiveringslib SSI
0.010
7.94
Data van
nr. 1-5 uit ref. Van der Sloot, Rietra en Hoede (2000)
nr. 7-29 uit ref. EU project: SMT4-CT96-2066
nr. 30-31 uit ref. EU CRAFT project (1999)
nr. 32-35 uit ref. Van der Sloot en Hoede (1997)
nr. 36-47 uit ref. Van der Sloot et al. (2000)
nr. 48-50 uit ref. Van der Sloot en Hoede (1997)
nr
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
42
43
44
45
46
47
48
49
50
materiaal
bouw afval
bouw afval
bouwmateriaal
Bouwmateriaal
As
As
ind. Slak
ind. Slak
ind. Slak
ind. Slak
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
Cement
verglaasde as
verglaasde as
verglaasde as
naam
STG
STF
C2FA
ABA
tilbury2
glensanda
DU1 r
DU2 v
FG2 d
Q3
C1
C2
C3
C4
C5
C6
C7
C8
C9
C10
C11
C12
ZNV
0.29
0.45
1.76
0.55
0.003
0.004
0.008
0.007
0.23
0.15
3.02
2.76
3.99
3.30
3.46
3.38
3.24
2.84
3.49
3.48
2.92
3.40
0.005
0.008
0.004
Eigen pH
12.33
12.12
12.00
12.00
9.58
10.73
8.47
9.45
10.55
10.58
12.26
12.28
12.24
12.46
12.35
12.33
12.58
12.18
12.56
12.45
12.40
12.43
9 – 10
9 – 10
9 – 10
Een indicatie van het effect van de pH op de uitloging van elementen uit materialen kan
opgemaakt worden uit de pH afhankelijke uitloging. In Europese onderzoeksprojecten (Brite
Euram en Craft) zijn studies verricht waarbij relaties zijn gelegd tussen de uitloging als
functie van pH en als functie van de L/S verhouding (NEN 7343) aan Pb/Zn slak (Sella,
1997), aan AVI bodemas (CEN TC 292 WG6 werkdocument, 1998) en aan synthetisch
aggregaat (van der Sloot, 1999). Daaruit blijkt dat de aanname van lokaal evenwicht aan de
uitloop van een kolom (volgens NEN 7343) heel redelijk lijkt, omdat het pH verloop en de
emissie uit de kolom corresponderen met veranderingen in uitloging als functie van pH. Dit
zou erop kunnen wijzen dat pH effecten groter zijn dan kinetische aspecten en de laatste
daarom gemaskeerd worden. De gevonden correlatie kan als basis dienen voor de
voorspelling van de praktijkemissie onder condities, die niet in het lab gemeten zijn.
Van een groot aantal materialen is de pH afhankelijke uitloging van elementen bepaald, zoals
voor Pb is weergeven in figuur 2.5. De voor de andere materialen berekende waarden zijn
weergegeven in bijlage 2. Tevens is weergegeven of een gewijzigde uitloging, ten gevolge
van een andere, opgelegde pH, aanleiding zou geven tot een andere beoordeling op basis van
de door het Bouwstoffenbesluit gestelde eisen. Uit de gegevens in bijlage 2 blijkt dat de
uitloging uit een groot aantal onderzochte materialen, uitgezonderd cement, voor meerdere
elementen afneemt indien de materialen onderzocht zouden worden bij een neutrale pH, een
pH die verwacht mag worden na volledige carbonatatie van het materiaal. Dit zou in een
aantal gevallen tot een andere beoordeling kunnen leiden. Bij cement neemt de uitloging voor
meerdere elementen toe beoordeling bij neutrale pH. Cementproducten worden echter meestal
beoordeeld op vormgegeven materiaal in de plaats van verkleind materiaal, behalve bij de
beoordeling van de hergebruiksfase van cement-producten (Van de Sloot, 2000).
ECN-C--01-027
15
1 00 0
1 00 0
Lab oratorium
conditie s
1 00
Concentratie (mg/kg)
Concentratie (mg/kg)
1 00
Praktijk
situatie
10
1
0 .1
Pb
Oplo sbaarheids
co ntro le
Pb
10
1
0 .1
pH stat; L/S=1 0
Kolom; L/S=0 ,1 -10
0 .0 1
0 .0 1
3
5
7
pH
9
11
13
0 .1
1
10
L/S (l/kg)
1 00
Figuur 2.5 De pH afhankelijke uitloging van Pb uit een materiaal en de uitloging in een
kolomproef (van der Sloot et al., 2000a). De uitgeloogde hoeveelheden uit een dynamisch
systeem zoals een kolom komt bij L/S=10 goed overeen met de Pb concentraties zoals bepaald
in evenwicht bij dezelfde pH waarden. Speciaal aangeduid is de pH en Pb concentratie bij lab
condities en zoals verwacht op de lange termijn.
2.3 Oxidatie/reductie
Bepaalde materialen, zoals diverse industriële en metallurgische slakken, zijn gereduceerd
van aard en zullen bij blootstelling aan de lucht oxideren. Hierbij kunnen zware metalen,
vastgelegd als sulfiden, potentieel vrijkomen en kunnen anionen zoals sulfaat en molybdaat
gemobiliseerd worden. Daarentegen kunnen tijdens het oxidatieproces ijzerhydroxiden
gevormd worden welke voor nieuwe bindingsplaatsen zorgen (van der Sloot et al., 1995).
Netto kan de situatie dus qua emissie gunstig uitkomen. Voor de uitvoering van
uitloogproeven aan slakken wordt een verkleining van de korrelgrootte (< 4 mm)
voorgeschreven. Deze bewerking leidt in het geval van reducerende slakken in veel gevallen
tot het vrijmaken van reducerende oppervlakken en blootstelling van vrij CaO in het
materiaal. In dat geval kan ten opzichte van de uitgangssituatie van een grofkorrelig materiaal
een belangrijke redox verandering en een belangrijke pH verschuiving optreden, die niet
representatief is voor de praktijksituatie.
Het omgekeerde kan ook gebeuren, dat materialen gereduceerd raken in een toepassing
tengevolge van de door biologische afbraak opgelegde reducerende condities (een voorbeeld
van dit soort situaties is de toepassing van een materiaal in contact met een reducerend
sediment). Een reducerend milieu zal vaak ontstaan door afbraak van organisch materiaal dat
in het materiaal zelf aanwezig is (afvalstoffen, bodemas).
In een aantal gevallen wordt bij de immobilisatie gebruik gemaakt van sulfiden om metalen in
de cementmatrix vast te leggen (Connor, 1990) (zie effect op Pb in figuur 2.6). Door oxidatie
bij blootstelling van een dergelijk immobilisaat aan de lucht zal een oxidatie/neutralisatie
front ontstaan, waarbij een sterke toename van de uitloging is geconstateerd. De Pb uitloging
neemt sterk toe tijdens de looptijd van de uitloogproef. Het oxidatiefront was zichtbaar in het
materiaal op 1 cm vanaf het buitenoppervlak, in de vorm van een kleuromslag van zwart
(gereduceerd Fe) naar bruin (Fe(OH)3.
16
ECN-C--01-027
1000
1000
Gesloten vat, reducerend
Cumulative release (mg/m2)
Cumulatieve emissie (mg/m2)
Open vat; uitwendige oxidatie
100
10
Pb
1
Pb
100
10
1
0.1
1
10
Tijd (dagen)
100
0.1
1
10
100
Tijd (dagen)
Figuur 2.6 Mobilisatie van Pb door oxidatie van een sterk alkalisch, reducerend (sulfide)
cement gestabiliseerd afval (Van der Sloot en Hoede, 1992).
2.4 Verzuring
Verzuring van gecarbonateerd materiaal is uitgebreid onderzocht bij onderzoek naar effecten
van zure regen op de pH van bodems (Markewitz et al., 1998; Blake et al, 1999; Van der
Salm en de Vries, 2001). Het zuurneutraliserend vermogen van materialen wordt ingeschat
ten opzichte van de zure depositie. De ANC informatie die uit de pH statische proef verkregen
wordt, geeft het vermogen van materialen weer om zuur te neutraliseren. De hoeveelheid zuur
uit de omgeving is de hoeveelheid uit de zure depositie aangevuld met eventueel zuur uit
afbraak van organische materiaal. De bijdrage van zure depositie is over het algemeen gering
ten opzichte van andere, meer plaatselijke, vormen van zuurvorming (zwaveloxidatie en CO2
afgifte door plantenwortels).
2.5 Mechanische effecten op monstermateriaal t.g.v. verkleining
Ten behoeve van de NEN 7343 kolomproef worden monsters indien nodig voorbehandeld
door te verkleinen en te drogen. Monsters worden indien nodig gedroogd bij een temperatuur
beneden de 40°C en zonodig nog verkleind tot deeltjes kleiner dan 4 mm. Dit alles gebeurt ter
standarisatie van de beproevingscondities om reproduceerbare meetresultaten te verkrijgen.
Het heeft echter ook als nadelig neveneffect dat de monsters beproefd worden onder
omstandigheden die mogelijk minder overeenkomen met de situatie in de praktijk.
In het Mammoetonderzoek deel 10 (Anthonissen et al., 1990) is onderzoek gedaan naar de
praktijkrelevantie van de standaard uitloogproef door middel van schaalvergroting.
Onderzocht zijn onder andere het effect van verkleining en de stromingsrichting. De
stromingsrichting van het eluaat in de kolom heeft een effect op de hoeveelheid lucht (en dus
koolzuur) in de kolommen. Bij de standaard NEN 7343 kolomproef wordt de oplossing van
beneden naar boven gepompt (up-flow) omdat op deze wijze kanaalvorming vermeden kan
worden. Een dergelijke stroming en de daarmee gepaard gaande afwezigheid van lucht is
vanzelfsprekend niet in overeenstemming met de vaak onverzadigde condities in de praktijk.
Door de verkleining trad in het Mammoetonderzoek een beduidend hogere pH op bij AVIbodemas, met als gevolg daarvan lagere concentraties van As, Cr, Mo, en Ni en hogere
concentraties Ba, Ca, Pb en Zn (Anthonissen et al., 1990). Door de verkleining zijn de reeds
gecarbonateerde slakdeeltjes ‘opengebroken’, waardoor weer vers oppervlak beschikbaar is
gekomen en er meer alkalische componenten in oplossing konden gaan, leidend tot een
hogere pH.
ECN-C--01-027
17
De stromingsrichting in de kolom en de daarmee gepaard gaande hoeveelheid lucht in de
poriën had een belangrijk effect op de uitloging uit een kolom met fosforslak (Anthonissen et
al., 1990). Bij up-flow trad een aanzienlijke pH daling op, waarschijnlijk samenhangend met
anaerobe omstandigheden. Effecten op metalen konden niet bepaald worden omdat de
concentraties beneden de bepalingsgrens lagen. Bij de AVI-bodemas geeft de down-flow
uitvoering meetbare Cr concentraties terwijl bij de standaard up-flow uitvoering de Cr
concentraties beneden de bepalingsgrens bleven. Dit komt overeen met de verwachting van
een effect van oxidatie op Cr, en dus vorming van het meer mobiele chromaat door oxydatie
in geval van down-flow. Door de trage percolatie in de grote kolommen lijkt de aaname van
lokaal evenwicht aannemelijk.
2.6 Desintegratie door verwering en erosie
Een bekend gevolg van luchtverontreiniging is de schade aan monumentale oude gebouwen.
Door de reactie van SO2 met kalk ontstaat gips dat een groter volume inneemt dan de
originele kalk. Een oppervlak raakt hierdoor beschadigd en het oppervlak kan snel slijten
indien het is blootgesteld aan regen en wind (Davidson et al., 2000). De fractie die door erosie
vrijkomt (fijnkorrelig) kan op basis van pH afhankelijke uitloogdata beoordeeld worden
indien de relevante pH bekend is. In het extreme geval van inhalatie/ingestie zal een lage pH
(pH 3-4) relevant zijn. Het is niet bekend of de hoeveelheden componenten die versneld
vrijkomen door de erosie relevant zijn. Er zijn verschillende materialen, zoals cement
gestabiliseerd materialen, die een beperkte duurzaamheid hebben in aan weer en wind
blootgestelde condities. Door vochtopname en bevriezing kan afbrokkeling optreden. Bij
toepassing van gestabiliseerd vliegas als kunstmatig rif dient rekening te worden gehouden
met schelpdieren, die het materiaal als substraat gebruiken en holten in het materiaal kunnen
boren (Hockley en van der Sloot, 1991).
Indien een materiaal als stabilisatielaag wordt toegepast, kan door de mechanische belasting
een verandering van de korrelgradatie optreden, waardoor de uitloging kan veranderen. In dit
soort situaties zou naast een beoordeling van de uitloging als monoliet, ook de uitloging als
korrelvormig materiaal moeten worden meegenomen. Dit geldt ook voor het inschatten van
de emissie bij erosie. Via uitloging van aan verkleind materiaal kan de emissie van
geerodeerd materiaal gesimuleerd worden.
18
ECN-C--01-027
3
VERGELIJKING VAN DE UITLOGING IN LAB- EN
PRAKTIJKSITUATIES
3.1 Inleiding
Er zijn nauwelijks toepassingsituaties van een bouwstof of afvalstof, waarbij voor één
specifiek materiaal op al de verschillende schaal niveau’s - laboratoriumproeven,
lysimeterproeven en praktijksituaties – meetresultaten beschikbaar zijn. Het uitvoeren van een
goed gefundeerde vergelijking van de uitloging in lab- en praktijksituaties (met als doel om
verschillen tussen laboratorium en veldgegevens op te sporen en te verklaren) is dus lastig,
omdat gegevens van verschillende onderzoeksprojecten naast elkaar gezet moeten worden.
Bovendien ontbreken in studies, die voor andere doeleinden zijn uitgevoerd soms cruciale
gegevens en parameters, die nu belangrijk blijken te zijn. Daarom is ervoor gekozen om voor
een beperkt aantal materiaaltypes één of meer eenvoudige gebruiksscenario’s
(toepassingssituaties) te beschrijven (paragraaf 3.2), waardoor alle beschikbare gegevens per
materiaaltype gebruikt kunnen worden voor een vertaling van laboratoriumuitloogproeven
naar de praktijksituatie in het veld (paragraaf 3.3). Tenslotte wordt een opsomming gegeven
van die factoren en processen die in veel gevallen aanleiding geven tot verschillen in uitloging
tussen de laboratoriumuitloogproeven en de praktijksituatie (paragraaf 3.4).
Voor de vergelijking van het uitlooggedrag in praktijksituaties met die in de
laboratoriumsituatie is gebruik gemaakt van een methode, die is beschreven in ENV 12920
(CEN, 1996). Hierin wordt aangegeven hoe het uitlooggedrag uit materialen in een bepaald
scenario in een aantal stappen kan worden beschreven en geëvalueerd. De stappen die daarin
worden doorlopen, zijn:
1. Vraagstelling.
2. Beschrijving van het scenario
3. Beschrijving van het materiaal
4. Bepaling van de invloed van verschillende parameters op het uitlooggedrag van
componenten (d.m.v. laboratorium uitloogproeven).
5. Modellering van het uitlooggedrag
6. Verificatie van het model, door de onderlinge vergelijking van de resultaten van
verschillende uitloogproeven, de vergelijking met de resultaten van veldexperimenten of
door analogie met natuurlijke of archeologische situaties.
7. Conclusie
3.2 Selectie van de materialen en beschrijving van de scenario’s
3.2.1
Selectie van de in beschouwing genomen materialen en scenario’s
Om de vergelijking volgens de in 3.1 genoemde systematiek (verificatie van de op basis van
resultaten van lab-uitloogproeven gemodelleerde uitloging in praktijksituaties) te kunnen
uitvoeren, zijn verschillende gegevens nodig. In de eerste plaats zijn dat gegevens van
meerdere karakteriseringsuitloogproeven (stappen 3 en 4), op basis waarvan, middels een
model, de uitloging in de praktijksituatie kan worden voorspeld (stap 5). Daarnaast zijn dat
gegevens van lysimeterexperimenten, pilot-uitloogexperimenten en/of meetgegevens uit de
praktijksituatie, in het veld, ten behoeve van de verificatie (stap 6).
ECN-C--01-027
19
In tabel 2 wordt een groot aantal beschikbare literatuurbronnen genoemd waarin dergelijke
gegevens zijn terug te vinden. In tabel 2 zijn de gegevens en literatuurbronnen
gecategoriseerd naar materiaalsoort.
Tabel 2 Overzicht van literatuur, op grond waarvan laboratorium-praktijk relaties kunnen
worden vastgesteld, voor verschillende materialen
Materiaal
Categorie
Laboratorium
Lysimeter Veld Historisch
Referentie
pH
Kolom Diffusie
Archeologisch
afhanke- proef proef
lijkheid
1. AVI
X
X
Hjelmar et al. (1991)
Bodemas
X
X
X
Fallman (1997)
CROW (1996)
X
Johnson et al. (1999)
X
X
IAWG (1997), Meima (1997) Comans
et al. (1991)
X bak
Mulder (1991)
X
X kolom
Anthonissen et al. (1990)
X
X
RWS/TAUW mond. med.
2. E-vliegas
X
X
X
X
Hjelmar et al. (1991) ECN?
3. Stortplaats
X
Van der Sloot at al. (1997)
MSW
X
Ham (1990) Robinson (1995) Van der
Sloot et al. (2000b)
Bioreaktor
X
X
X kolom X
Van der Sloot et al. (2000b)
4. Staalslak
X
X
X
X
Van der Sloot et al. (1995)
X
X
X
X
Fallman (1997)
X
X bak
Mulder en Gerritsen (1990)
staalslak
X
X
X
Van der Sloot en Hoede (1995)
HO slak
Van der Sloot et al. (1995)
X
Pb/Zn slak
X
X
X
Sella (1997), Van der Sloot en Hoede
(1998)
X Maskall en Thornton (1995)
5. Immobilisaat
X
X
VBM (in prep.)
X
Van der Sloot en Hoede (1992)
X rif
X Hockley en van der Sloot (1991)
6. Beton
X
X pH8
Van der Sloot et al. (2001a), Van der
Sloot (2000)
X
Hockley en van der Sloot (1991)
X
Van der Plas en Van der Wegen
(1993)
7. Bouw-en
X
X
Van der Sloot (2000)
Sloopafval
X bak
Mammoet semi-praktijk (1985-90),
CROW (1996)
X
Mostbauer en Lechner (2000)
8. Grond
X
Keijzer et al. (1992)
Zevenbergen et al. (1997)
X
X
Comans en Geelhoed (1997)
X
X
Van der Sloot et al (2000a), Van der
Sloot et al. (2001c)
20
ECN-C--01-027
Naast een beschrijving van de materiaalsoorten (stap 3) is ook de beschrijving van de
scenario’s, waarin het betreffende materiaal is toegepast of gestort (stap 2), relevant. De
onderzoeken, zoals nader aangeduid in tabel 2, beschrijven diverse, meer of minder van elkaar
verschillende scenario’s. In tabel 3 zijn deze scenario’s geclusterd tot een vijftal groepen.
Tevens wordt in tabel 3 aangegeven welke types materialen daar veelal in worden toegepast
en met name ook aan welke materiaaltypen in de betreffende scenario’s onderzoek is
uitgevoerd en beschreven.
Tabel 3 Schematisch overzicht van scenario’s (en de belangrijkste karakteristieken daarvan)
voor de verschillende materiaaltypes
Materialen
Scenario’s
Korte beschrijving van situatie, hydrologie en externe invloeden
1
AVI-bodemas Funderingslagen van assen en slakken.
Fosfaatslak
• Een laag van 0,5 m enigszins gecompacteerd materiaal onder
Staalslak
wegverharding en boven de grondwaterspiegel.
Poederkool• Onder de wegverharding is er geringe percolatie.
vliegas
• Neutralisatie en oxidatie is mogelijk door externe blootstelling
stabilisatie
van CO2 en O2 vanuit lucht, en door CO2 na afbraak van
Bouw- en
organische stof in de bodem.
sloopafval
2
Beton
Pijlers, kaden e.d. van beton.
Toeslagstoffen • Een pijler geplaatst in grotendeels stilstaand water, deel boven en
Aggregaten
deels onder water (kademuur is vergelijkbaar).
• Sterke blootstelling aan milieu, onder water bij constante pH,
boven water aan lucht, op grensvlak achtereenvolgend aan beide.
3
Staalslak,
Oeverbescherming van slakken.
P slak
• Als onregelmatige stenen die deels boven en deels onder
stromend water zijn geplaatst.
• Als voorgaande, evt. grotere verversingssnelheid.
• Carbonatatie, oxidatie en vorming gehydrateerde ijzeroxiden
4
Immobilisaat
Stort.
• Materiaal in een laag van omstreeks 20m boven de
Allerlei
grondwaterspiegel, welk van boven na een bepaalde
afvalstoffen,
bedrijfsperiode wordt afgesloten. Na lange tijd zijn lekkages te
Pb/Zn-slak,
verwachten.
monofill.
• Percolatie tijdens bedrijfsperiode 300 mm per jaar, na afsluiting te
infiltratie beperkt tot een aantal mm/j.
• Blootstelling aan hemelwater en lucht tijdens bedrijfsperiode
groot, na afsluiting beperkt.
5
Vervuilde
Ophogingen.
grond
• Materiaal in een laag van 5 m, boven grondwaterspiegel en met
beplanting.
• Percolatie 300 mm/j.
• Blootstelling aan lucht. Menging van grond, opname en afgifte
van componenten door biologische invloed.
ECN-C--01-027
21
In de gevolgde systematiek is stap 4 de kwantificering van de factoren die van invloed zijn op
de uitloging. Hiervoor is een begrip van de processen zoals besproken in hoofdstuk 2 van
groot belang. Bij de verschillende scenario’s dienen de processen die daar een rol spelen, te
worden beschreven en te worden meegenomen in de verklaring van eventuele verschillen in
uitlooggedrag tussen laboratorium- en praktijksituatie. In algemene zin kan gesteld worden
dat onder invloed van water en lucht er processen als carbonatatie en oxidatie/reductie
optreden die dit soort verschillen tussen laboratoriumproef en uitloging in de praktijk kunnen
veroorzaken. In tabel 4 wordt een overizcht gegeven van de processen, die een rol kunnen
spelen in de scenario’s, zoals die zijn genoemd in tabel 3.
Tabel 4: Korte beschrijving van processen die een rol spelen in de scenario’s per
materiaaltype
Materialen
Scenario’s
Korte beschrijving van processen die een eventueel gebrek aan
goede relatie tussen laboratorium- proeven en veldsituatie kunnen
verklaren
1
AVI-bodemas Ophogingen/talud van assen en slakken.
Fosfaatslak
• Wijzigingen van pH o.i.v. CO2 uit afbraak (Meima, 1997) en CO2
Staalslak
uit lucht (Mostbauer en Lechner, 2000).
Pb-Zn slak
• Reductie van materiaal o.i.v. metaalresten (Mitzutani, et al., 1997)
Poederkool• Invloed van afsluiting door wegdek/afdichting.
vliegas
Bouw- en
Sloopafval
2
Beton
Pijlers, kaden e.d. van beton.
Toeslagstoffen • Wijzigingen van pH en carbonatatie door CO2 (Hockley en van
Aggregaten
der Sloot, 1991)
• Verminderde diffusie o.i.v. nieuwe precipitaten
3
Staalslak,
Oeverbescherming/versterking van slakken.
P slak
• Wijzigingen van Eh (Anthonissen et al. 1990)
• Wijzigingen van pH
• Vorming van metaalhydroxiden in geoxideerde deel welke
contaminanten kunnen binden die uit gereduceerde deel zijn
gediffundeerd (Van der Sloot et al., 1995).
4
Immobilisaat
Stort.
Pb/Zn-slak,
• Wijzigingen van pH o.i.v. CO2
monofill,
• Wijzigingen van Eh leiden tot andere emissie (Van der Sloot,
Allerlei
1992)
afvalstoffen
• Afbraak organische stof.
5
Vervuilde
Ophogingen.
grond
• Wijzigingen van pH, opname door planten, menging van grond
door bodemfauna.
• Wijzigingen van Eh leiden tot andere emissie (Keijzer et al, 1992)
Uit de in Tabel 2 genoemde literatuurbronnen is een dusdanige selectie van materialen en
bronnen gemaakt dat daarmee de meeste in Tabel 3 genoemde scenario’s aan bod kunnen
komen en dat ook vrijwel alle in Tabel 4 genoemde beïnvloedende factoren een rol kunnen
hebben gespeeld. Op grond van bovenstaande criteria is de volgende selectie gemaakt:
• De toepassing van AVI-bodemas in wegfunderingen en in constructieve ophogingen (in
de wegenbouw), evenals de stort van AVI-bodemas.
• De toepassing van beton in een waterig milieu, zowel in een kademuur (als onderdeel van
een schutsluis), als in andere toepassingen.
• De toepassing van staalslakken als wegfunderingsmateriaal en als oeverbeschermingsmateriaal in de waterbouw.
22
ECN-C--01-027
•
•
De stort van niet-gevaarlijk afval in diverse oude en nieuwe stortscenario’s.
De toepassing en stort van bouw- en sloopafval.
In de hiernavolgende sub-paragrafen wordt een beschrijving gegeven van de hierboven
genoemde materialen in de betreffende scenario’s. De overeenkomsten en verschillen in
uitlooggedrag van deze materiaal-scenario combinaties, onderzocht in het laboratorium en in
de praktijksituatie, worden beschreven in de volgende paragraaf (3.3), eveneens in de
hierboven genoemde volgorde.
3.2.2
AVI bodemas toepassingen
Toepassingen van AVI bodemas in wegconstructies zijn onderzocht en beschreven in een
aantal studies. In Tabel 5 worden de onderzoeken genoemd waarbij voor AVI bodemassen
kolom- en veld / lysimeterexperimenten zijn uitgevoerd.
Tabel 5. Onderzoeken waarbij kwantitatief onderzoek van L/S ratio in kolom- en aan
lysimeter bepaald is voor AVI bodemassen.
1
2
3
4
5
6
7
8
Kolom
proef
X
X
Lysimeter
Praktijk
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Vondelingenweg, Coloradoweg. CROW, 1996
Proefvak Rijksweg 15 (uitgevoerd door DHV, in opdracht
van Rijkswaterstaat, Dienst Weg en Waterbouw)
Stortplaats. Meima, 1997
Stortplaats Losdorf. Johnson et al., 1998,1999.
Mammoet kolomproef
Grote kolommen, up- en downflow. Anthonissen et al. 1990
Pilot wegtoepassing, Mammoet, Mulder
Fallman, 1997
AVI-bodemas in wegfundering
Bij een 8 jaar oude weg met AVI bodemas als fundering zijn monsters genomen om de
blootstelling van de onderliggende bodem te bepalen en te vergelijken met de voorspelling op
basis van de kolomproef. Om voldoende statistische basis te krijgen voor de vergelijking zijn
10 monsters gestoken aan de Vondelingenweg (Rotterdam). De monsters zijn genomen met
inbegrip van de toepassing (h = 0.34 m) en de onderliggende bodem. De verouderde monsters
zijn aan uitloogproeven onderwerpen, waarmee de gevolgen van de veranderingen in
materiaaleigenschappen na 8 jaar toepassing zijn te kwantificeren.
Figuur 3.1 illustreert de toepassing van AVI-bodemas onder wegen. Het wegdek kan deels
zorg dragen voor een bepaalde mate van inkapseling van het materiaal onder het wegdek:
weinig percolatie van water en gering contact met lucht. Via de lucht is er een bepaalde mate
van aanvoer van CO2 en O2. Aanvoer van CO2 is ook mogelijk door afbraak van organische
stof of door plantenwortels.
ECN-C--01-027
23
biologische
activiteit CO2
Figuur 3.1 Schematische voorstelling van doorsnede van een wegconstructie met een
fundering van gebonden materiaal onder een asfalt wegdek (CROW, 1996). Door invloed van
CO2 door biologische afbraak van organische stof kan de carbonatatie relatief snel verlopen.
De toepassing van AVI-bodemas in een constructieve ophoging
Reconstructies van een deel van RW 15, waarin AVI bodemas was toegepast als ophoging,
bood de unieke mogelijkheid om uitloogonderzoek te doen aan langdurig verouderde
bodemas. Het bood tevens de mogelijkheid om vast te stellen welke materiaaleigenschappen
veranderen onder praktijk condities.
In de rijksweg15 te Rotterdam is in 1989 onder het wegvak AVI bodemas gebruikt als ophoog
materiaal (hoogte 4-5 m). De AVI assen zijn afgedekt met een bentoniet/zand laag en een
zand laag waarboven het het asfalt ligt. Het wegvak is ontmanteld in 1999-2000 zodat het
materiaal 10 jaar na aanbrengen onderzocht kon worden. Tevens is de uitloging van het
materiaal tussen 1989 en 1992 onderzocht in het proefvak (dwarsdoorsnede van de weg). Het
onderzoek is uitgevoerd door Tauw.
Stort van AVI-bodemas
In een uitgebreid onderzoek naar de chemie in 20 jaar oude AVI assen (proefschrift Meima) is
bepaald dat de materialen beneden een diepte van 8.3 m water-verzadigd, basisch en
gereduceerd zijn (zie Figuur 3.7). In de onverzadigde zone (8m) is het materiaal vergaand
gecarbonateerd en geoxideerd.
Pilot en lysimeteronderzoek aan AVI-bodemas
Naast de bovengenoemde praktijktoepassingen van AVI-bodemas, zijn ook lysimeter- en
pilotproeven gedaan. Lysimeteronderzoek is uitgevoerd door A.M. Fällman, en het
pilotonderzoek is uitgevoerd in het kader van het Mammoetonderzoek, zowel aan grote
kolommen (Anthonissen et al. 1990) als aan wegfunderingen in een semi-praktijk
proefopstelling (Mulder en Gerritsen, 1990). Van beide pilotonderzoeken wordt een meer
gedetailleerde beschrijving gegeven in 3.2.4 (staalslakken).
3.2.3
Betontoepassingen
Hoewel beton het meest gebruikte bouwmateriaal is, zijn er weinig gegevens beschikbaar met
betrekking tot de uitloging van elementen uit betontoepassingen in de praktijk. In één geval
zijn concentratieprofielen gemeten in beton dat was toegepast in een kademuur, als onderdeel
van een sluizencomplex. Daarnaast is enige informatie beschikbaar van uitloging, gemeten
aan een betonnen koelwaterpijp, en aan een kunstmatig rif.
24
ECN-C--01-027
Toepassing van beton in de waterbouw
In dit onderdeel wordt de uitloging uit een betonconstructie die in contact staat met water
beschouwd. De lange termijn uitloging uit vormgegeven materialen zal worden gedomineerd
door een diffusiemechanisme; in het laboratorium wordt de uitloging uit vormgegeven
materialen dan ook gemeten in de diffusieproef. In de diffusieproef kunnen naast diffusie ook
andere uitloogmechanismen worden vastgesteld, zoals oppervlakte afspoeling, oplossing en
schijnbare uitputting. Algemeen wordt echter aangenomen, dat op lange termijn de uitloging
door diffusie overheersend zal zijn. De voorspelling van de lange termijn uitloging is dan ook
gebaseerd op extrapolatie van de meetresultaten aan de hand van de theoretisch verwachte
tijdsafhankelijkheid van een diffusieproces.
Om inzicht te verschaffen in de processen die de uitloging in de praktijk kunnen beïnvloeden,
is in figuur 3.2 een voorbeeld geschetst van een toepassing van een betonconstructie in water.
Een deel van de constructie continu staat in contact met (oppervlakte)water, terwijl een ander
deel is blootgesteld aan atmosferische omstandigheden. Er kunnen dus verschillende zones
worden onderscheiden.
neerslag
verdamping
absorptie neerslag
verdamping
absorptie neerslag
Zone C
verdamping
maaiveld
bodem
verdamping
spatwater
capillair
transport
absorptie
+ diffusie
diffusie
lucht
Zone B
absorptie
+ diffusie
water
diffusie
Zone A
Figuur 3.2: Schematische weergave van een betoncontructie in water en de daarbij te
onderscheiden zones en transportmechanismen (Aalbers et al., 1996).
In zone A is het materiaal volledig en continu bevochtigd. Percolatie zal bij de gangbare beton
dichtheden geen rol spelen. De uitloging zal volledig diffusie gecontroleerd verlopen.
Zone B is de zone nabij de waterspiegel. Het materiaal staat afwisselend bloot aan droge en
natte atmosferische omstandigheden. In droge perioden zal het atmosferische deel van het
beton in de buurt van het oppervlak enigszins uitdrogen. Door capillaire krachten zal dan
vocht uit de verzadigde zone worden opgezogen. Tevens kan absorptie van spatwater
plaatsvinden. Over het algemeen kan deze zone worden beschouwd als volledig
waterverzadigd, en zal de uitloging diffusie gecontroleerd verlopen. Er dient echter wel
rekening te worden gehouden met de geschetste capillaire opzuiging.
ECN-C--01-027
25
Opgemerkt moet worden dat onder afwezigheid van water is carbonatatie afwezig is, en in
volledig natte omstandigheden is de carbonatie traag is. Onder de genoemde afwisselende natdroog situatie situatie zijn de omstandigheden gunstig voor carbonatatie.
In zone C staat het materiaal volledig bloot aan atmosferische condities. Door neerslag treden
ook in deze zone nat/droog cycli op. Capillair transport van oppervlaktewater zal echter
nauwelijks plaatsvinden. Het vochtgehalte in de buitenste laag zal dan ook lager zijn dan in
zone B. In het bevochtigde deel zal de uitloging voornamelijk diffusie gecontroleerd verlopen,
terwijl in het droge deel geen uitloging zal plaatsvinden.
Doel van de studie was, om de lange termijn uitloging in de praktijk te onderzoeken voor een
tweetal historische objecten, waarin secundaire grondstoffen zijn gebruikt en welke zijn
gebonden met cement of bitumen. Men heeft uiteindelijk een tweetal objecten onderzocht,
waarvan er hier één (namelijk de betonconstructie) zal worden behandeld.
Als onderzoeksobject heeft men de sluishoofden van het Dortmund-Ems kanaal te Alte
Rheine (Duitsland) geselecteerd. De sluishoofden waren ten tijde van de studie 18 jaar oud, en
stonden in contact met zoet water. In de sluishoofden is B22.5 beton gebruikt met 290 kg/m3
hoogovencement klasse 350 L en 50 kg/m3 poederkoolvliegas (EFA-Füller-RM), bij een
water cement factor van 0.55 (gegevens eigenaar). Uit de sluishoofden zijn 2 kernen geboord
boven de hoogste waterstand (welke dus alleen aan spatwater en weersinvloeden hebben
blootgestaan), en 4 kernen, in 2 series van 2, onder de laagste waterstand (dus continu nat).
Alle kernen vertoonden erosie (2-3 mm diepte), en de kernen genomen onder de laagste
waterstand bevatten afzetting van organisch materiaal.
Overige betontoepassingen
Enig onderzoek aan cementgebonden toepassingen welke langdurig aan veldcondities zijn
blootgesteld zijn een koelwaterpijp bij ECN en een kunstmatig rif in de atlantische oceaan.
Bepaald zijn de concentratieprofielen. Hiervan zijn geen diffusieproeven van voor en na de
toepassing beschikbaar.
Zoals hierboven al is aangegeven, zijn slechts weinig gegevens beschikbaar van
uitloogonderzoek aan beton (noch van praktijkonderzoek, noch van lab-onderzoek). In kader
van het hierboven beschreven praktijkonderzoek aan beton uit het sluizencomplex zijn helaas
geen laboratorium uitloogproeven uitgevoerd. In ander kader is wel uitgebreid laboratorium
uitloogonderzoek gedaan, maar dat is weer niet gekoppeld aan praktijkonderzoek. In het kader
van onderzoek aan cementmortels van wereldwijde herkomst (Van der Sloot, 2000) is naast
een diffusieproef bij eigen pH ook een diffusieproef onder pH gestuurde condities uitgevoerd.
3.2.4
Toepassingen van staalslakken
Met betrekking tot staalslakken is gekeken naar een drietal cases. Ten eerste is dat de case,
beschreven door Fällman in haar proefschrift: ‘Characterisation of Residues’ (1997). Deze
resultaten kenmerken zich door een gecombineerde beproeving van granulair- en
monolithisch materiaal. Voor ‘granulair materiaal’ wordt een korrelgrootte bedoeld van 040mm, voor grotere deeltjes wordt de term ‘monolithisch materiaal’ gebruikt. Deze indeling
is uiteraard arbitrair, maar wordt als zodanig in dit rapport toegepast. In het geval van slakken
wordt ook de term ‘stuk-slak’ gehanteerd. De door Fällman beschreven praktijkstudie betreft
de toepassing van staalslakken als wegverharding.
De tweede case betreft de resultaten uit het Mammoet onderzoek (Aalbers, et al., 1990;
Mulder, E. en Gerritsen, R, 1990), gekenmerkt door de toepassing van granulair materiaal. De
semi-praktijkproef betreft in dit geval de beoogde toepassing als wegfundering.
De derde case betreft de resultaten van de casestudie naar gebruik van staalslakken voor
oeverbescherming in de Biesbos (van der Sloot et al., 1995;Comans, et al. 1995; Aalbers, et
al. 1996). Dit onderzoek kenmerkte zich door uitsluitend gebruik van monolithisch materiaal.
26
ECN-C--01-027
De beschreven praktijksituatie betreft de toepassing van staalslakken als oeverbeschermingg.
Bij granulair materiaal is percolatie het belangrijkste uitloogmechanisme; bij monolithisch
materiaal is dit diffusie. In zowel het eerste als het laatste onderzoek wordt naast een
laboratoriumproef en een semi-praktijk proef ook een veldexperiment beschreven. In deze
paragraaf zullen vooral de resultaten van de eerste twee studies wat uitgebreider worden
besproken, terwijl voor het derde geval zal worden volstaan met een samenvatting en
beschouwing van de beschikbare gegevens.
Toepassing van granulaire en monolithische staalslakken als ophoging (Fällman, 1997)
Als laboratoriumproef is gebruik gemaakt van de kolomproef, conform de Scandinavische NT
ENVIR 002 norm. De gebruikte kolom heeft een hoogte van 90 cm en een diameter van 10
cm. Het monster met een bekend watergehalte heeft een maximale deeltjesgrootte van
maximaal 20 mm en is dus granulair materiaal. De flow rate is ongeveer 0.1 L/S per dag. Het
eluaat is bemonsterd op L/S=0.1, 0.3, 0.7, 1.0, 2 en 4 (in l/kg).
De lysimeter heeft de afmetingen 3.0 x 3.0 x 1.2 m3 en werd gevuld met 21 ton staal slakken,
met een maximale deeltjesgrootste van 300mm. De wanden waren bedekt met HDPE
kunststof. De bodem was bedekt met geotextiel om te voorkomen dat deeltjes het
drainagesysteem zouden verstoppen. De percolaten werden continue verzameld in
afgeschermde emmers onder argon, waardoor CO2 en O2 zo min mogelijk invloed hebben op
het monster. Figuur 3.3 geeft een schematische voorstelling van de lysimeter.
Figuur 3.3 Schematische tekening van de lysimeter zoals gebruikt door Fällman (1997).
Opgemerkt dient te worden dat het percolaat alvorens de opslag onder argon gas gedurende
enige tijd is blootgesteld is aan lucht en hierdoor beïnvloed kan zijn.
Tenslotte is in het onderzoek van Fällman een wegsectie onderzocht, met een lengte van 50m,
geplaveid met staalslakken. De sectie werd verdeeld in twee stukken waarin staalslakken met
verschillende deeltjesgrootte zijn toegepast. De grootte van de deeltjes in het eerste deel
varieerde van 0-300 mm en in het tweede deel van 11-300 mm. Twee bemonsteringseenheden
zijn geplaatst in elk van de secties, op 0.5 m en 1.5 m diepte.
Toepassing van staalslakken in een wegfundering (Mammoet semi-praktijkonderzoek)
In het mammoetonderzoek wordt de reguliere kolomproef (NEN 7343) en een semi-praktijk
onderzoek beschreven. De semi-praktijk proef betreft de simulatie van een toepassing als
wegfunderingsmateriaal in een bak met een afmetingen 200x100x45 cm (Figuur 3.4). Deze
bak is gevuld met een mengsel van hoogovenstaalslakken, hoogovenslakken en
hoogovenslakkenzand in de verhouding 70:20:10. Het totale gewicht was 364kg. Een laag
staalslakken is hierin afgedekt met een laag bitumen. Links en rechts van het asfalt kon
ECN-C--01-027
27
regenwater binnendringen. Het percolaat werd geregeld bemonsterd. Er is geen kolomproef
gedaan in deze 70:20:10 verhouding, maar wel zijn de diverse materialen in aparte
kolomproeven gekarakteriseerd. Om toch de getallen te kunnen vergelijken, en omdat de
staalslak naar zijn de resultaten van deze drie kolomproeven verhoudingsgewijs gemiddeld.
Figuur 3.4 Schematische tekening van semi-prakijk proef
Toepassing van monolitische staalslakken als oeverbescherming (Biesbosch)
In de case beschreven door ECN/Riza is een vergelijking gemaakt tussen de reguliere
diffusieproef, een semi-praktijk proef (figuur 3.5) en de werkelijke praktijk (figuur 3.6). De
beschreven diffusieproef (in het rapport wordt gesproken van standproef) is de diffusieproef
zoals beschreven in NEN 7345. Het principe komt erop neer dat een brok monolithisch
materiaal met bekende afmetingen in een bak water wordt gelegd. Hierin zullen vervolgens
componenten uitlogen. Op gezette tijden wordt het water ververst.
In de semi-praktijk proef zijn ca. 350 kg staalslakken geplaatst in een vat van 1m3. De
gebruikte staalslak heeft een standaardsortering 40/160 mm (korrelgrootte tot maximaal
zeefmaat 250 mm). Op verschillende punten wordt water in het systeem gepompt waardoor
een gelijkmatige flow wordt verkregen. Door deze continue toevoer van water over langere
tijd is een evenwichtssituatie bereikt met stilstaand water tussen de slakken en stromend water
erboven. Door het aftappen van water op verschillende hoogten kan een indruk worden
verkregen van de redox-effecten. Een schematische voorstelling is te zien in figuur 3.5.
28
ECN-C--01-027
Figuur 3.5 Schematische tekening van de semi-praktijkproef
In de praktijkproef is in de Biesbos een oeverbescherming gemaakt van ca. 2 km lengte met
een dikte van 20-25 cm en een hoogte van 1.5-2 m. Zoals reeds vermeld was de maximale
grootte van de staalslakken was 250 mm met een standaardsortering 40/160 mm. De
staalslakken zijn onderdeel van een dijk van klei-achtig materiaal. Op 4 plaatsen zijn
geperforeerde pijpen in het slakkenpakket aangebracht. Het oppervlaktewater nabij deze
oeverbescherming is gedurende een bepaalde periode bemonsterd. Figuur 3.6 laat een
schematische tekening zien.
Figuur 3.6 Schematische voorstelling van de praktijkopstelling
3.2.5
Stort van afval
Uitgebreide inventarisaties van het percolaat van vele huisvuilstortplaasten in Groot-Britannië
(Robertson, 1995) en Duitsland (Ehrig, 1983) zijn uitgevoerd. Recentelijk is een dergelijke
inventarisatie ook uitgevoerd in Nederland. Van de stortplaatsen waarvan het percolaat is
onderzocht,zijn geen kolomexperimenten aan het gestorte materiaal uitgevoerd. Het bepalen
van de percolaatsamenstelling en het bepalen van de uitloging in kolomexperimenten aan de
ECN-C--01-027
29
monsters van de gestorte materialen is onderwerp van een lopend onderzoek (Van der Sloot et
al.,1999).
Onderzoek is uitgevoerd aan restmateriaal vanuit bioreactors (afbraak van huishoudelijk
afval) waarbij de uitloging in kolomexperimenten is bepaald welke vergeleken is met
uitloging in grote kolommen (Van der Sloot et al, 2001; Vroon et al, 1999).
3.2.6
Stort van bouw- en sloopafval
Een lysimeter met ca. 1500 kg materiaal van geselecteerd en gebroken bouw- en sloopresten
uit Wenen is ingericht in Oostenrijk (Mostbauer en Lechner, 2000) (resulterende
deeltjesgrootte 32-200 mm). De bouwresten bestonden uit resten van tegels, bakstenen, beton,
mortel en enige grond. Metaalresten en andere zaken zoals isolatiemateriaal en hout werd
met de hand verwijderd. De lysimeter was ingericht met plastic (PE) waarboven gravel werd
verspreid. Hierop werd een laag van 40 cm bouw- en sloopresten verspreid. De uitloging in de
lysimeter is over een periode van 5 maanden gevolgd door twee keer het percolaat te
analyseren.
3.3 Verschillen en overeenkomsten in uitlooggedrag tussen lab- en
praktijksituatie
In 3.2 is van een groot aantal praktijktoepassingen van bouwstoffen en stortsituaties (van
afvalstoffen) een beschrijving gegeven van het scenario. In deze paragraaf zal met name
worden nagegaan in hoeverre de in die (praktijk)scenario’s gemeten uitloging afwijkt van de
uitloging die in het laboratorium, met behulp van uitloogproeven, is bepaald. In veel gevallen
is de laboratorium-uitloging middels een model vertaald naar uitloging in de praktijk (stap 5
van de in 3.1 genoemde systematiek). Voor die gevallen, waarin verschillen worden
geconstateerd tussen de (al dan niet gemodelleerde) uitloging in het laboratorium en de
uitloging in de praktijk, wordt gepoogd om die verschillen te verklaren. Hierbij wordt in de
meeste gevallen teruggegrepen op de in hoofdstuk 2 genoemde processen en factoren die de
uitloging beïnvloeden.
In deze paragraaf wordt dezelfde volgorde aangehouden als in 3.2.
3.3.1
Toepassingen met AVI assen
AVI-bodemas in wegfundering (Vondelingeweg, (CROW, 1996))
Bij een 8 jaar oude weg met AVI bodemas zijn monsters genomen om de blootstelling van de
onderliggende bodem te bepalen en te vergelijken met de voorspelling op basis van de
kolomproef. Bepaald zijn:
(1) de concentratieafname in de bodemas relatief ten opzichte van de beginsituatie,
(2) de concentratietoename in de onderliggende bodem en de hoeveelheid in percolaat
(3) het verschil in uitloging tussen vers materiaal en materiaal uit het veld na de periode.
Om voldoende statistische basis te krijgen voor vergelijking zijn 10 boorkernen gestoken aan
de Vondelingenweg (Rotterdam). De monsters zijn genomen met inbegrip van de toepassing
(h = 0.34 m) en de onderliggende bodem. In Tabel 6 wordt voor een aantal componenten een
vergelijking gegeven voor de emissie zoals voorspeld en zoals bepaald via de genoemde
verschillende methoden. Voor veel relevante componenten is een te kwantificeren
hoeveelheid uitloging bepaald na 8 jaren. Ondanks een relatief grote onzekerheid in de
bepaalde uitgeloogde hoeveelheden in het veld veroorzaakt doordat een verschilmeting
worden uitgevoerd (concentratietoename tov achtergrondconcentratie met bijbehorende
onzekerheden) is voor de meeste componenten de voorspelling redelijk te noemen. Voor de
oxyanionen van Mo en S is de toename in de onderliggende bodem geen geschikte methode
30
ECN-C--01-027
omdat de retentie in de bodem te gering is zodat een analyse van het percolaat geschikter zou
zijn (dit is echter hier niet bepaald). Van andere componenten (Cd, Pb) is geen significante
toename gemeten ten opzichte van de uitloging uit de referentie bodem zodat een analyse van
het gehele profiel een geschikte methode is voor de evaluatie.
Tabel 6. Vergelijking tussen de voorspelde emissie op basis van de kolomproef, en de veld
verificatie voor een toepassing onder een weg van AVI bodemas (nb, niet bepaald; nm, niet
meetbaar).
Element
Immissie op basis van Bepaalde emissie uit Bepaalde emissie uit toename in
kolomproef en veld LS verschil tussen vers en bodem en bepaling in percolaat
(mg/m2) LSfield = 4.6
veld materiaal (mg/m2)* (mg/m2)*
bij neutrale pH
Cu
1530
1624 (1421)
bodem
percolaat***
996 (1060)
390 (200)
1386 (1061)
Mo**
800
220 (340)
4 (1.6)
nb
Ni
57
nm
132 (61)
nb
Cd
2.4
1.5 (3.5)
15 (27)
nm
Pb
180
218 (342)
570 (1250)
nm
Sulfaat**
2.400.000
1.800.000 (1.400.000)
10400 (17300)
nb
* tussen haakjes standaard deviatie, gebaseerd op het gemiddelde van 10 kernen. ** Componenten welke
niet significant gebonden worden in zandige bodem. *** Bepalingen van Cu in percolaat en volume
percolaat zijn gebruikt om de fractie uitgeloogd Cu te bepalen uit as en uit onderliggende bodem ( mg/m2).
Uit de cijfers in tabel 6 volgt dat in het geval van Cu ongeveer 70 % wordt gebonden in de
onderliggende bodem, en 30% wordt getransporteerd naar het grondwater. Dit wordt
veroorzaakt door de binding van Cu aan opgeloste organische stof. De hoeveelheid
uitloogbaar Cu is echter gering 1600 mg/m2 waardoor de uitloging in de onderzoeksperiode
van 8 jaar beperkt is gebleven.
Veranderingen in de condities die de uitloging bepalen, zijn relevant voor een aantal
componenten. Initieel is de pH hoog (ongeveer 12). Later (> 5 jaren) heeft de bodemas een
pH welke bijna neutral is (pH 8-9), onder invloed van verwering en carbonatatie. De
consequentie van de pH verandering is dat voor Pb de uitloging verminderd in de loop van de
tijd. Dit verklaart de discrepantie tussen de hogere voorspelling voor Pb op basis van de
kolomproef en de lagere uitloging zoals bepaald in het veld (lagere pH na verloop van tijd).
De toepassing van AVI-bodemas in een constructieve ophoging (RW15, Steketee, Tauw, in
opdracht van RWS DWW, 2001)
Uit de resultaten die gepresenteerd zijn door Ir. Steketee (Tauw)(Workshop Heemskerk 1/2-22001) blijkt dat water uit de weg geinfiltreerd is in een deel van de AVI assen ondanks de
afdekking met de bentonietlaag. Een vergelijking tussen de uitloging in de kolomproef en de
uitloging onder veldomstandigheden (lysimeter) is mogelijk door de uitloging bij dezelfde
mate van infiltratie, ofwel L/S (liquid-solid ratio) te vergelijken. De uitloging van
verschillende componenten uit de AVI assen naar de bodem is gering, wat veroorzaakt wordt
door de geringe infiltratie van water. Na drie jaren is een L/S van 0.09 bereikt en de
veldgegevens komen voor de meeste onderzochte elementen (zeer) slecht overeen met de
kolomproef, alleen voor de zouten (met name Cl) is de overeenkomst goed. De uitloging van
Cu en Mo is in de veldomstandigheden beduidend lager.
Deze verschillen in uitloging van Cu en Mo worden veroorzaakt door verschillende
processen. De AVI assen hebben een gereduceerd milieu gecreëerd welke een sterkere
vastlegging van zware metalen heeft veroorzaakt. Dit is waarschijnlijk veroorzaakt door
ECN-C--01-027
31
metallische bestanddelen in bodemas, die bij hoge pH tot waterstofvorming leidt en door
biologische reacties (afbraak rest organische stof, sulfaatreductie). Tevens zorgt de zandlaag
onder de AVI as voor een vastlegging van Mo. Uit in serie geplaatste kolommen met
respectivelijk AVI as en zand blijkt dat de binding van Mo enkel van belang is bij de lage
L/S verhoudingen. Dit is in overeenstemming met onderzoek, uitgevoerd in het kader van een
EU project over poederkoolas, waarbij een geringe capaciteit van de bodem voor Mo is
gemeten (Van der Sloot et al, 1989)
Het blijkt dat de pH van de bodemas in het centrale deel van de toepassing op een vrij
constant niveau van ca. 10 à 11 ligt. Dat is substantieel lager dan de pH van vers uit de
installatie bemonsterde AVI bodemas (gewoonlijk pH 10.9 – 11.7). Dit kan worden
veroorzaakt door de verwering van het verse materiaal en de daarbij horende vorming van
ettringiet. Het weglichaam is vanwege de in de regelgeving gestelde eisen met een
bentonietlaag van directe infiltratie van regenwater afgeschermd. Aan de buitenzijde en de
bovenzijde van het weglichaam zijn lagere pH niveau’s aangetroffen, die op externe
carbonatatie duiden.
Het gloeiverlies van de bodemas bleek te varieren van 4 – 5 gew. %. Dit is een normale
waarde voor moderne installaties zodat een koolzuur bijdrage door afbraak van organische
stof verwacht mag worden indien afbraak van organische stof optreedt. Onder anaerobe
omstandigheden is de afbraak echter traag.
Het is belangrijk hier op te merken dat het een misverstand is dat bodemas door de hoge pH,
zoals die in uitloogproeven gevonden wordt, niet biologisch actief kan zijn. Door de
heterogeniteit van bodemas kunnen er in de praktijk “hot spots” zijn, waar de pH condities en
het organische stof gehalte zodanig zijn dat biologische activiteit op kan treden. In
vergelijking met de 20 jaar oude stort van AVI bodemas in Denemarken (Meima, 1997) moet
gesteld worden dat de kwaliteit van de geproduceerde bodemas in de loop der jaren, ten
aanzien van het organisch stof gehalte( betere uitbrand), duidelijk verbeterd is. Dat zou mede
de relatief trage pH verlaging in RW15 verklaren.
ANC/BNC (mol/kg)
0.5
0
-0.5
-1
-1.5
MSWI BA
EU project HARMONISATION
RW15
relevant pH en ANC bereik
-2
-2.5
-3
3
5
7
pH
9
11
13
Figuur 3.6 Relevant bereik van pH en zuurneutralisatie in AVI bodemas. Stabilisatie van pH
van AVI bodemas op pH 10.4 (ANC van RW15 as is gesteld op 0).
Indien een neutrale pH als optimaal gezien wordt (stabiele eindsituatie in evenwicht met de
omgeving) dan kan op basis van de gemeten hoge pH waarden de vraag gesteld worden of een
nog verdere verlaging van het koolstof gehalte wel zo effectief is, omdat organische stof leidt
tot neutrale pH’s door afbraak. Anderzijds is duidelijk dat de opsluiting van het pakket en
uitsluiting van kontakt met de lucht neutralisatie vertraagt. De beperking van de infiltratie zou
er niet toe moeten leiden dat het pakket van de lucht wordt afgesloten. Door drains in een AVI
bodemas toepassing aan te brengen kan een constante toevoer van koolzuur in het pakket
gestimuleerd worden, waarmee de snelheid van neutralisatie positief beinvloed kan worden.
32
ECN-C--01-027
Stort van AVI-bodemas
Stort van 20 jaar oud in Denemarken (Meima, 1997)
In een uitgebreid onderzoek naar de chemie in 20 jaar oude AVI assen (proefschrift Meima) is
bepaald dat de materialen beneden een diepte van 8.3 m water-verzadigd, basisch en
gereduceerd zijn. In de onverzadigde zone is het materiaal gecarbonateerd en geoxideerd.
Figuur 3.7 geeft de sterke pH verlaging en Eh verhoging weer in het profiel dat na 20 jaar is
ontstaan.
Figuur 3.7 Schematische voorstelling van monsters welke verzameld zijn uit 15 (of 20?) jaar
oude stort met vuilverbrandingsresiduen, met aangeven het verloop van de pH en Eh als
functie van de diepte in profiel. De onverzadigde zone is geheel gecarbonateerd en
geoxideerd.
Het blijkt uit de pH en uit de CO2 concentratie in oplossing, dat de CO2 concentratie in de
lucht in de stort hoger is dan de CO2 concentratie in evenwicht met de atmosfeer. Dit is van
belang omdat dit alleen verklaard kan worden door afbraak van organische stof in dit
inmiddels relatief organische stof arme materiaal. Relevante processen uit dit onderzoek
blijken: carbonatatie door CO2 geproduceerd in de stort, en oxidatie.
Stort van AVI bodemas na 3, 4 en 5 jaar (Landfill Losdorf)
In het eerder genoemde onderzoek naar de chemie in 20 jaar oude AVI assen is het porie
water en de vaste fase onderzocht. Bij de stort Losdorf (Zwitserland) is gedurende drie
perioden van 5 à 12 dagen het percolaat onderzocht 3, 4 en 5 jaren na storten (Johnson, et al.,
1998, 1999). De hydrologie is gedurende 22 maanden onderzocht. Uit de studie blijkt dat er
duidelijke stroombanen in het 6 m dikke pakket zorgen voor preferente stroming van water
gedurende periodes met veel regen.
De dynamische omstandigheden, veroorzaakt door de wisselende neerslag, uiten zich ook in
de samenstelling van het percolaat. Gedurende de periodes met veel regen is de samenstelling
van het percolaat voor veel componenten vergelijkbaar met enigszins verdund poriewater. Dit
is te verklaren door de preferente stroming van water door stroombanen. De
concentratieveranderingen (max. factor 5) kunnen niet voor alle elementen verklaard worden
op basis van verdunning. Belangrijk is dat gevonden wordt dat ondanks de
concentratieveranderingen de gemiddelde concentraties corresponderen met concentraties die
via chemische evenwichten verklaard kunnen worden. De pH varieert daarbij van pH 11,28
gedurende droge periodes, en pH 8,68 gedurende natte periodes. Eventuele
concentratieveranderingen welke veroorzaakt worden door de pH veranderingen kunnen niet
ECN-C--01-027
33
onderscheidden worden van concentratieveranderingen door verdunning. Het dient te worden
opgemerkt dat het gehele systeem geoxideerd blijft.
In het onderzoek is de Cu concentratie gecorreleerd aan de DOC concentratie, en de Cu
concentratie in het percolaat is 100 keer zo hoog als de evenwichtsconcentratie op basis van
Cu(OH)2. Beide feiten geven duidelijk aan dat de uitloging van Cu verloopt via de
concentratieverhoging door binding aan DOC. De conclusie uit het onderzoek is dat in de
praktijksituatie de chemische evenwichten de concentraties bepalen terwijl de hydrologische
factoren de concentratiefluctuaties bepalen.
Pilot en lysimeteronderzoek
Uitloging uit lysimeter met AVI assen in Zweden (Fallman, 1997)
Met de uitlooggegevens van een AVI-bodemas in een lysimeter en kolomexperiment is zoals
in de vorige voorbeelden een vergelijking van de uitloging als functie van de L/S mogelijk.
De uitloging van Cu, Al, Pb, en Mn uit de AVI bodemas (zie figuur 3.8) is beduidend lager
dan verwacht mag worden op basis van de resultaten in de kolom ondanks zeer vergelijkbare
pH waarden (pH kolom min. pH 7.3 en max. 8, pH lysimeter min. 7.6 en max. 8.5 Een
verschil in de uitloging van de mobiele componenten zoals Na en K kan duiden op verschillen
in de mate van contact tussen water en de gehele massa door bijvoorbeeld voorkeurskanalen
tussen grove delen. De uitloging van Na en K is bij de hiergenoemde lysimeters gelijk of
hoger dan bij de kolom zodat er voorkeurskanalen de verschillen hier niet verklaren.
1.E+01
emissie (mg/kg)
1.E+00
1.E-01
1.E-02
1.E-03
1.E-04
1.E-05
1.E-06
0.001
0.01
0.1
1
10
L/S
Al kolom
Cu kolom
Mn kolom
Pb kolom
Al lysimeter
Cu lysimeter
Mn lysimeter
Pb lysimeter
Figuur 3.8 Uitgeloogde hoeveelheden uit AVI bodem as in kolom en lysimeterproeven
(Fallman, 1997).
Uitloging uit pilot wegtoepassing met AVI assen (mammoet)
In een pilotexperiment met een toepassing van AVI assen is een vergelijking mogelijk met de
AVI assen zoals onderzocht in de kolomproef en in de grote kolommen waarin de uitloging
bij verschillende flow condities, up-flow en down-flow, is onderzocht. De resultaten kunnen
geheel vergeleken worden door ze als functie van L/S te geven, zoals in figuur 3.9 is gedaan.
34
ECN-C--01-027
pH
Cl
13
10000
12
1000
11
10
100
9
8
10
7
6
0 .0 1
0 .1
1
10
100
1
0.01
0.1
1
L /S
10
100
L /S
kop er
L ood
100
100
10
10
1
1
0.1
0 .1
0.01
0 .0 1
0.001
0 .0 0 1
0 .0 1
0 .1
1
10
100
0.0001
0.01
0.1
1
L /S
10
100
10
100
L /S
C alc iu m
M o ly b d e e n
1 0 0 0 00
10
10000
1
1000
0.1
100
0.01
10
1
0 .0 1
0 .1
1
10
100
0.001
0.01
0.1
L /S
1
L /S
L a b o ra t o ri u m
L C u p -fl o w
L C d o w n -fl o w
ve l d s c h a a l e x p e ri m e n t w e g a p p li c a t i e
b e s c h i k b a a rh e i d
Figuur 3.9 Vergelijking tussen uitloging in grote kolomexperimenten (Anthonissen et al.,
1990) en in pilot wegtoepassing (Mulder).
De resultaten, zoals gepresenteerd in figuur 3.9, laten zeer grote pH verschillen zien tussen de
pH van het verse materiaal in de kolomproef (pH 10.5-12), de pH in de grote kolommen (pH
omstreeks 8-10) en de pH in de veldproef (pH 7-8). De overeenkomsten tussen de uitloging in
de kolomproef en de grote kolommen is in veel gevallen goed. De kolommen geven in een
aantal gevallen echter geen goede voorspelling van de resultaten in de pilot-veldproef. Het
verschil in pH verklaart wel de hogere Pb uitloging in de kolomproef maar niet de lagere
uitloging van Cl en Mo. Mogelijk dat niet de gehele massa in de veldproef contact heeft met
het percolaat waardoor de uitloging van Cl, Mo, en Cu lager uitvalt in de veldproef. De
uitloging van Ca is mogelijk een gecombineerd effect van een lagere uitloging door minder
contact van het percolaat in de veldproef en een hogere uitloging door de lagere pH.
ECN-C--01-027
35
Conclusies op basis van AVI-bodemas lab- en praktijkonderzoeken
Concluderend kan van alle AVI-bodemasprojecten (Tabel 5) gesteld worden dat de pH van
verse bodemas niet stabiel is en in de loop van de tijd daalt. Deze factor verklaart in een
aantal gevallen de verschillen in uitloging zoals die gevonden wordt in de praktijk ten
opzichte van de kolomproef. Er is echter nog te weinig inzicht in de snelheid waarmee de pH
veranderingsprocessen plaatsvinden (lucht toetreding, biologische processen) en daarmee van
het effect op de uitloging ten opzichte van de kolomproef. Genoemd dient te worden dat
Fällman (1997) verschillen tussen de kolomproeven en de lysimeter vindt die niet verklaard
kunnen worden door pH verschillen. In een aantal gevallen treden ook andere effecten op die
maken dat de kolomproef niet altijd een goede voorspelling biedt van de uitloging onder
veldomstandigheden. Genoemde oorzaken zijn: geen volledige percolatie door het hele pakket
(pilot mammoet), en reducerend milieu in een afgesloten pakket (RW15), en eventueel
nieuwvorming van mineralen (Al-silicaten en oxiden).
3.3.2
Betontoepassingen
Toepassing van beton in de waterbouw (Sluishoofden te Alte Rheine, Duitsland)
Zoals in 3.2.2 is omschreven, zijn op diverse plaatsen kernen uit het beton van het
sluizencomplex geboord. Deze zijn o.a. fysisch gekarakteriseerd. In dat verband zijn van de
proefstukken de vacuümporositeit en de (zuurstof)doorlaatbaarheid bepaald. De resultaten
(ε=13.3%, DO2=3.2*10-10 m2/s) duiden op een betontype met een relatief dichte structuur (lage
permeabiliteit), wat in overeenstemming is met de gegeven betonsamenstelling. De gevonden
geringe carbonatatiediepte van 2.5 mm duidt op een relatief hoog vochtgehalte, wat (voor de
proefstukken boven de hoogste waterstand) deels een gevolg is van capillaire opzuiging
vanuit de waterverzadigde zone.
In het onderzoek zijn verder de concentratieprofielen van enkele componenten in de
proefstukken bepaald. Uit de concentratieprofielen kan worden afgeleid of inderdaad een
diffusiemechanisme heeft plaatsgevonden, en met welke snelheid (m.a.w. de waarde van de
effectieve diffusiecoëfficiënt kan worden geschat). De proefstukken zijn hiertoe laagsgewijs
afgeslepen. In de resulterende poeders zijn de gehaltes van de betreffende componenten
bepaald. Daarbij is enerzijds gebruik gemaakt van ontsluiting met koningswater, en anderzijds
van verzadigde kalkoplossingen (alleen bij één serie proefstukken onder de laagste
waterstand). De filosofie van het gebruik van verzadigde kalkoplossingen is, dat de pH van de
gebruikte oplossing (pH=12.4) ongeveer overeenkomt met de pH van het poriewater. Op die
manier wordt dus een bij de lokale condities beschikbare hoeveelheid gemeten (hoewel
poriewater een ietwat hogere pH zal hebben van ongeveer 13). Deze methodiek is voor de
gecarbonateerde zone niet goed aangezien de pH daar veel lager is (pH 8-9).
In het rapport van Intron (CROW, 1994-1996) zijn de gehalten van de verschillende
componenten berekend ten opzichte van het bindmiddelgehalte. Het bindmiddelgehalte is in
ieder afgeslepen monster indicatief bepaald door meting van het gloeiverlies. De reden voor
deze manier van weergeven is de variatie van het bindmiddelgehalte met de diepte. Met name
vlakbij het oppervlak is immers relatief veel bindmiddel aanwezig, aangezien daar slechts
weinig toeslagmateriaal aanwezig zal zijn. Dit betekent dat de beschikbaarheid nabij het
oppervlak hoger zal zijn dan dieper in het materiaal, omdat de van belang zijnde componenten
niet in noemenswaardige hoeveelheden zullen voorkomen in de toeslagmaterialen. Door de
toegepaste correctie zullen de concentratieprofielen worden “recht getrokken”.
Het op deze manier berekende concentratieprofiel kan echter niet rechtstreeks worden
vergeleken met het geval van diffusie uit een materiaal met een initieel vlak
concentratieprofiel. De reden is dat door de hogere absolute concentraties nabij het oppervlak
tijdens de eerste periode ook inwaartse diffusie zal optreden. Dit zal leiden tot een maximum
in de concentratie in de buurt van het oppervlak. Wanneer de concentratie vervolgens
gecorrigeerd wordt voor het bindmiddelgehalte zal wederom een maximum gevonden
36
ECN-C--01-027
worden, zij het minder uitgesproken. Eén en ander is kwalitatief geïllustreerd in onderstaande
figuur. De veronderstelde variatie zal zich naar verwachting binnen een laag van ±5-10 mm
voordoen. Uit de metingen van Intron blijkt dat de variatie van het bindmiddelgehalte zich
voornamelijk in deze laag voordoen. Indien het materiaal deels uitgedroogd is en vervolgens
van buiten af bevochtigd wordt, kan men zich voorstellen dat de verhoogde concentraties door
een percolatie effect naar binnen verschoven worden (het vocht wordt immers naar binnen
gezogen).
In het onderstaande worden de concentraties weergegeven per hoeveelheid bindmiddel.
As
gehalte [mg/kg cement]
gehalte [mg/kg cement]
Cu
2000
Kern A1
Kern A2
1500
1000
500
0
0
50
100
150
60
50
40
30
20
10
0
Kern A1
KernA2
0
200
50
diepte [mm]
50
Kern A1
Kern A2
30
20
10
0
0
50
100
diepte [mm]
150
200
V
gehalte [mg/kg cement]
gehalte [mg/kg cement]
Mo
40
100
diepte [mm]
150
200
200
Kern A1
150
Kern A2
100
50
0
0
50
100
150
200
diepte [mm]
Figuur 3.10 De totaalgehaltes voor drie componenten in de kernen, te weten Cu, Mo, As en
V.
• Betonkernen boven de hoogste waterstand (A1 en A2)
Diep in het materiaal is het gehalte van alle componenten constant, echter nabij het oppervlak
zijn de concentraties hoger en is sprake van maxima. Waarschijnlijk gevolg van nat-droog
wisselingen, en capillair vochttransport. Bekend is dat de buitenste 15 à 20 mm van beton
beïnvloed wordt door nat-droog cycli, onafhankelijk van cementtype en de watercement
factor. Door het steeds weer droogvallen slaan zouten neer, hierdoor ontstaat een
pompmechanisme. Opname door het beton uit kanaalwater, in plaats van uitloging van
componenten naar het water, kan voor Cu en As hebben geleid tot hogere Cu en As gehalten
(dankzij sterke binding in beton, en ondanks zeer lage concentraties van Cu en As in het
kanaalwater).
• Betonkernen onder de laagste waterstand.
In totaalgehalte alleen afname van Ba. In kalkwaterbeschikbaarheid afname van Ba en Mo
nabij oppervlak (afname in zone van 0 tot 10 mm diep). Diffusie: de concentratieprofielen
kunnen worden gefit aan de oplossing van de wet van Fick. Deze oplossing luidt, voor
eendimensionale diffusie in een half-oneindig medium, als volgt:
ECN-C--01-027
37

C A − C A0
x 
= erf 
2 D t 
C Ai − C A0
e 

waarin erf ( p )=
∞

p 2n +1 
* ∑ (−1) n *

(2n + 1) * n !
π n =0 
2
Hierin is x de diepte in het materiaal. Strikt gesproken zouden de concentraties voor bepaling
van de diffusiecoëfficiënt aan de hand van het concentratieprofiel op basis van het volume
van het proefstuk moeten worden genomen. Echter, de auteurs hebben de gehalten bepaald
per kg bindmiddel. Met de gevolgde methode maakt dit voor de resulterende
diffusiecoëfficiënt niets uit, daar de diffusiecoëfficiënt wordt berekend uit een dimensieloze
drijvende kracht.
In het onderzoek zijn voor de eerste kernen alleen totaalontsluitingen (in koningswater)
uitgevoerd. Alleen voor de tweede serie kernen zijn kalkwaterextracties (C1 en C2)
uitgevoerd. In geval van koper boven hoogste waterstand lijkt een inloging op te treden.
De conclusies zijn dat de uitloging van betonoppervlakken, welke aan weer en wind zijn
blootgesteld, wordt bepaald door twee mechanismen:
- een buitenste zone (ca. 20 mm) wordt gedomineerd door wisselende nat-droog
omstandigheden en daardoor relatief sterke carbonatatie.
- het dieper gelegen deel wordt gedomineerd door een diffusiegecontroleerd
mechanisme.
De beschikbaarheid van de meeste componenten is pH-afhankelijk. De diffusiecoëfficiënt
zoals berekend uit concentratieprofielen dus ook! Wel zal de berekende uitloging
onafhankelijk zijn van de gebruikte beschikbaarheid.
Overige betontoepassingen
Koelwaterpijp na 25 jaar gebruik in zoetwater (van der Sloot et al., 1989)
Concentratieprofielen van de elementen zijn geanalyseerd met SEM-EDAX van een betonnen
koelwaterleiding na 25 jaar (zie figuur 3.11). Calcium is uitgeloogd aan de blootgestelde zijde
van de koelwaterpijp (tot 1.7 mm) terwijl Mg is toegenomen. Sulfaat is uitgeloogd tot een
grotere diepte dan Ca en mangaan is aangerijkt tot een zeer geringe diepte. Het mangaan komt
voort uit de seizoensmatige anoxische omstandigheden van het plaatselijk oppervlaktewater.
Relevante processen uit dit onderzoek blijken: carbonatatie aan de buitenzijde van beton en
opname van een metaal ion (in dit geval Mn2+) uit het oppervlaktewater in de alkalische
betonmatrix. De opname van Mn is van belang omdat dit proces ook voor andere - vanuit
milieu oogpunt meer relevante - metalen geldt die echter niet met SEM-EDAX meetbaar zijn.
.
38
ECN-C--01-027
Figuur 3.11 SEM foto’s van een betonnen koelwaterleiding na 25 jaar (van der Sloot et al.,
1989). Calcium en sulfaat zijn uit de buitenkant (rechts in foto’s) uitgeloogd. De buitenkant is
aangerijkt met magnesium en in mangaan.
Immobilisaat na 8 jaar in zee (Hockley en van der Sloot, 1991)
Blokken van met cement en kalk gestabiliseerde vliegas zijn na een verblijf van 8 jaar in zee
geanalyseerd. De concentratieprofielen van de elementen geven een scherp front op een
diepte van 10-20 mm na 8 jaren. In het inwendige van de steen is via rontgendiffractie
aangetoond dat portlandiet, calciumsulfiet, ettringite aanwezig zijn terwijl deze aan de
buitenzijde verdwenen zijn. De scherpe fronten voor de penetratie van de zeezouten in de
steen suggereren dat diffusie inwendig geremd is door precipitatie van mineralen gedurende
de 8 jaar. De pH is vastgesteld door extractie bij lage vloeistof/vaste stof verhouding (
Hockley et al, 1991) en varieert van pH 11 à 12 in het inwendige van de steen tot 10.0 à 9.2
aan de buitenkant.
Relevante processen uit dit onderzoek blijken: carbonatatie en daarmee gepaard gaande pH
verlaging, emissie via diffusie, en gesuggereerd wordt invloed van inwendige precipitatie op
de diffusiesnelheid op de lange termijn.
Laboratoriumuitloogonderzoek aan cementmortels
In het kader van onderzoek aan cementmortels van wereldwijde herkomst (Van der Sloot,
2000) is naast een diffusieproef bij eigen pH ook een diffusieproef onder pH gestuurde
condities uitgevoerd. Daarin is een groot aantal parameters bepaald, waarvan in figuur 3.12
een voorbeeld is opgenomen. Uit de pH stat proef aan gebroken materiaal blijkt dat de
uitloging van Mo toeneemt met afnemende pH. Het blijkt dat Mo uitloging redelijk met de
oplosbaarheid van Ca-molybdaat beschreven kan worden (van der Sloot et al, 2001). Bij hoge
pH gaat waarschijnlijk opname in ettringiet achtige fasen een rol spelen, hetgeen tot een
lagere Mo uitloging bij hoge pH leidt. Dit uitlooggedrag in de pH stat proef wordt
weerspiegeld in het emissiegedrag in de diffusieproef. Veldverificatie van dit soort relaties
ECN-C--01-027
39
10
10
Uitgeloogd (mg/kg)
Cumulatieve emissie (mg/m2)
ontbreekt nog en vergt waarschijnlijk een andere aanpak en een andere selectie van locaties
dan uitgevoerd in de studie van INTRON m.b.t. het beton in het sluizencomplex in Alte
Rheine.
Op pH=7 gestuurde pH
1
0.1
Eigen pH
0.01
Mo
1
0.1
0.01
Mo
0.001
0.1
1
10
Tijd (dagen)
100
0.001
2
4
6
8
pH
10 12 14
Figuur 3.12. Uitloging van Mo uit een grote reeks cementmortels bij eigen en bij op pH 7
gestuurde pH in de diffusieproef in relatie tot de uitloging als functie van pH.
3.3.3
Staalslakken
Toepassing van granulaire en monolithische staalslakken als ophoging (Fällman, 1997)
De resultaten van de analyses van de percolaten van de kolomproef en de lysimeter zijn bij
elkaar weergegeven in figuur 3.13 en Bijlage 3. Op de y-as zijn de cumulatief uitgeloogde
hoeveelheden uitgezet in mg/kg en op de x-as de vloeistof/vaste stof verhouding, de L/S
waarde. Uit de dataset is een keuze gemaakt uit de metalen, de oxy-anionen, de anionen en de
hoofdelementen. Tevens zijn de pH, de Eh en de geleidbaarheid uitgezet tegen de L/S ratio.
Wanneer de metalen worden vergeleken, valt op, dat er in het geval van barium meer uitloogt
uit de kolom dan uit lysimeter. Koper geeft uitloog-patronen die bijna in elkaars verlengde
liggen en de uitloging van lood zit hier tussenin. In alle gevallen logen de metalen relatief
beter uit in de kolom. De oxy-anionen laten een ander beeld zien. De uitloging in de lysimeter
gaat sneller dan in de kolom voor zowel vanadium als voor chroom. Zwavel is het enige
gepresenteerde anion dat in beide gevallen is gemeten en geeft een analoog beeld, de
aanloopfase in de kolom niet meegerekend. Wat betreft de hoofdelementen is weer een
wisselend beeld te zien. Calcium loogt minder snel uit in de lysimeter, terwijl natrium dan
juist beter uitloogd. Opmerkelijk zijn de gemeten pH-waarden. In de lysimeter liggen die rond
de 8, terwijl die in de kolom rond de 12 liggen. Deze hogere pH geeft voor veel
(hoofd)componenten meer uitloging en dus een hogere geleidbaarheid in de kolom te zien.
Opmerkelijk zijn verder de resultaten van de redoxpotentialen. In de kolom deze waarden zijn
ca. 0.2 Volt lager dan in de lysimeter.
Het verschil in uitloging tussen chroom en vanadium tussen de kolom- versus de semipraktijk-proef lijkt een pH-effect. Bij een pH van 9 logen deze componenten beter uit dan bij
een pH van 12 (voor V zie figuur 3.13). Het extra uitlogen van deze redox-gevoelige
componenten zou ook met de Eh te maken kunnen hebben; de toestand van componenten is
immers afhankelijk van de combinatie van de pH en de Eh.
40
ECN-C--01-027
Data Fallman:
Metalen:
10.0000
0.10000
Ba
mg/kg
1.0000
0.010000
Cu
0.01000
0.001000
0.00100
0.000100
0.00010
0.000010
0.00001
0.000001
Pb
0.1000
0.0100
0.0010
0.0001
0.001
0.010
0.100
L/S
1.000 10.000
0.001
0.010
0.100
L/S
1.000 10.000
0.001
0.010
0.100
L/S
1.000 10.000
0.100
1.000 10.000
Oxy-anionen:
mg/kg
1.0000
1.0000
Mo
0.1000
0.1000
0.0100
0.0100
0.0010
0.0010
0.0001
1.000
V
0.100
0.010
0.0001
0.001
0.010
0.100
L/S
1.000 10.000
Cr
0.001
0.001
0.010
0.100
L/S
1.000 10.000
0.001
0.010
Anionen:
mg/kg
100.0
10.0
S
Cl
Legenda
10.0
lysimeter
1.0
1.0
kolom
0.1
0.1
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
Hoofdelementen:
mg/kg
1000.0
0.10000
Ca
100.0
0.01000
10.0
0.00100
1.0
0.00010
0.1
100.0
Fe
10.0
1.0
0.00001
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
Na
(= bepalings grens)
0.1
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
0.00
0.01
0.10
1.00
10.00
0.100
1.000 10.000
1000
0.001
500
Conductivity
10
0.100
L/S
1.000
10.000
0.001
300
200
1
0.010
Eh
400
100
mV
pH
mS/m
pH
Condities:
14
12
10
8
6
4
2
0
100
0.010
0.100
L/S
1.000
10.000
0.001
0.010
Figuur 3.14 Vergelijking tussen uitloging in kolomproef en in lysimeter. voor staalslak
(Fallman, 1997)
ECN-C--01-027
41
Bij nadere beschouwing van de figuren 3.14a en 3.14b blijkt echter dat voor Cr in beide
gevallen de Eh-pH combinatie valt in het gebied van CrO42- en dat het waarschijnlijk primair
een pH-effect is. Voor V is de Eh nog minder van belang, maar voor vanadium is het verschil
ook minder groot. Lood zou in de lysimeter kunnen worden vastgelegd als PbCO3 door
carbonatatie. Het verschil tussen calcium en barium kan goed worden verklaard door het
verschil in pH.
Voor de boordeling van het verschil in uitloging tussen de kolomproef en de wegverharding
zijn in het proefschrift slechts drie componenten beschikbaar: Cr, V en Pb. De resultaten zijn
onderverdeeld in resultaten van het wegvak met daarin de fractie 0-300mm en resultaten van
het vak met de fractie 11-300mm, gemeten op verschillende diepten. Uit figuur 3.13 blijkt dat
zowel chroom als vanadium beter uitlogen bij de grovere fractie. Lood daarentegen loogt juist
beter uit bij de hogere pH, conform de verwachting voor dit element. De hogere pH wordt
veroorzaakt door de kleinere deeltjes die zorgen voor een groter reactief oppervlak. Naar
verwachting zal ook de redoxpotentiaal lager zijn in het geval van de fijnere fractie, maar die
is niet gegeven. Bij een wat mildere basische pH logen chroom en vanadium beter uit dan bij
een hogere. Zonder de resultaten van de Eh-metingen lijkt dit pH-effect een voor de hand
liggende verklaring en mogelijk wordt het pH-effect versterkt door het Eh-effect. Bij het
beschreven verschil in deeltjesgrootte kan het diffusiemechanisme een grotere rol gaan spelen
ten opzichte van het percolatiemechanisme, maar dit effect is klaarblijkelijk van minder
belang. Naar verwachting zal de hogere pH die aangetroffen is bij de fijnere fractie op termijn
door bijvoorbeeld carbonatatie worden afgezwakt. Dit is ook de verwachting voor de
vermoedelijke lagere Eh: door oxidatie zal op termijn de Eh hoger worden. Carbonatatie en
oxidatie zijn mechanismen die ook voor het grovere materiaal gelden, maar door de grovere
structuur zullen deze eerder effect hebben. Potentieel zijn de hoeveelheden aan metalen als
chroom en vanadium in de fijnere fractie minimaal net zo groot als in de grovere fractie. Op
de lange termijn kunnen componenten in de fijnere structuur in relatief grotere cumulatieve
hoeveelheden vrijkomen dan de grovere fractie. Dit is dus in tegenstelling tot de trend die de
grafieken nu laten zien. Continuering van het monitoren van dit proefvak strekt tot
aanbeveling.
Toepassing van staalslakken in een wegfundering (Mammoet semi-praktijkonderzoek)
De resultaten van het uitgevoerde onderzoek zijn weergegeven in Bijlage 4. Helaas zijn geen
overeenkomstige metalen gemeten, zodat deze niet meegenomen kunnen worden in een
vergelijking. De oxy-anionen logen in de kolom beter uit dan in de semi-praktijk opstelling.
Molybdeen geeft een bijna identiek beeld. De anionen logen relatief beter uit in de semipraktijk opstelling ten opzichte van de laboratorium opstelling, maar de resultaten komen
redelijk met elkaar overeen. De hoofdelementen logen beter uit in de kolom. De pH is in
beide gevallen ongeveer gelijk (ca. 11), evenals de geleidbaarheid (max. ca. 5000 mS/m). De
redoxpotentiaal is niet gemeten.
Bij een gelijke pH blijkt dat er in de semi-praktijk opstelling in de meeste gevallen minder is
uitgeloogd dan in de kolom. Uitzondering hierop zijn sulfaat en chloride. De lagere uitloging
in de semi-praktijk opstelling kan te maken hebben met een fysische oorzaak. Immers, het
water is gedwongen om een vast traject te volgen, via de ‘berm’. Het middenstuk van de
wegfundering (midden onder het asfalt) zal dus nauwelijks doorstroomd worden met water en
dus minder bijdragen aan de cumulatieve uitloging. De L/S-verhouding van dat deel van de
vaste stof dat wel wordt doorstroomd, is dus feitelijk hoger dan de nu berekende, gemiddelde
L/S-verhouding. Gezien de resultaten van sulfaat en chloride, kan dit overigens maar een deel
van de verklaring zijn.
Wanneer de resultaten van het vanadium en chroom in ogenschouw worden genomen, blijkt
dat reeds bij een L/S van 0.1 een relatief grote hoeveelheid uit de kolom wordt geloogd.
Daarna is de uitloging veel minder. Vermoedelijk heeft dit ermee te maken dat de
hoogovenslaalslakken, die voor een belangrijk deel bepalend zijn voor de totale uitloging, zijn
42
ECN-C--01-027
geoxideerd alvorens in de kolom te worden beproefd. Redox-gevoelige elementen zoals Cr en
V worden door de oxidatie mobiel en zullen snel uitlogen (zie figuur 3.14b). Dat na een
L/S=3 vanadium verder begint uit te logen is een effect dat wordt veroorzaakt door de
hoogovenslakken. Waarschijnlijk is het materiaal inmiddels dusdanig ver geoxideerd door het
percolerend water dat ook het vanadium naar een mobielere vorm is geoxideerd. Het effect
van oxidatie is fraai te zien aan de V-data van de hoogovenslakken. Bij L/S=0,1 l/kg is de
concentratie in het eluaat 145 μg/l waarna deze daalt naar 21μg/l bij een L/S=0,51 l/kg. Bij
een L/S van 10,32 is de concentratie in het eluaat zelfs 610 μg/l. Opmerkelijk hierbij is ook de
geringe variatie in pH, wat duidt op een overwegend Eh-effect.
Figuur 3.14a.
Figuur 3.14b.
Figuur 3.14a. Eh-pH diagram van het Cr-O-H systeem (Brookins, 1988). Aangenomen
activiteit van het opgeloste Cr=10-6. Figuur 3.14b Eh-pH diagram van het V-O-H systeem
Er zijn relatief hoge sulfaat-, chloride- en natrium-concentraties gemeten, die ca. 100x hoger
zijn dan in de Fällman-case. Deze hogere waarden hebben te maken met het feit dat de
staalslakken die zijn gebruikt, werden gekoeld met zeewater. De molaire verhouding van
Cl:Na:SO4 in zeewater is 1:0,85:0,15 en in de uitloogvloeistof van deze semipraktijkproef is
de verhouding van Cl:Na:SO4 gelijk aan 1:2:0,5. Het verhoogde natrium is te verklaren door
toevoegingen van fluxverbeteraars als NaOH aan de slak, terwijl het verhoogde sulfaat een
gevolg kan zijn van het gebruikte erts.
Toepassing van monolitische staalslakken als oeverbescherming (Biesbosch)
Het bleek niet mogelijk om de resultaten van deze case op dezelfde manier te presenteren als
die van de andere cases. De presentatie van de data is daarom beperkt tot de totale
cumulatieve emissies, gemeten in de diffusieproef versus de semi-praktijk proef (Tabel 7), en
de vergelijking van de concentratie niveaus van de semi-praktijk proef versus de veldsituatie.
Van de beschikbare concentratiegegevens zijn die van Ca, Ba, Cr en V de meest interessante,
omdat deze componenten als meest kenmerkend zijn te beschouwen voor de beoordeling van
de uitloging van staalslakken. De pH-stat grafieken voor geoxideerde en gereduceerde
slakken, de grafieken kolomproef en de cascadeproef, alsmede de grafieken
uitloogconcentratie tegen de pH van de semi-praktijkproef als wel de echte praktijk voor
vanadium zijn weergegeven in Bijlage 5. Interessant is in de semi-praktij proef dat er een
sterke afname van vanadium is bij een pH wijziging van pH 9 naar pH 8 door ijzeroxidatie
van het ijzer uit de slak. Dit wordt niet in de labexperimenten geconstateerd door de te trage
ECN-C--01-027
43
oxidatie van ijzer uit de slak (zie de figuur in Bijlage 5). Voor de overige resultaten wordt
verwezen naar de rapporten (van der Sloot et al., 1995, Comans et al,.1995, Aalbers et al.,
1996).
Tabel 7 – Vergelijking uitloging lab schaal met semi-praktijk exp. in ca. 60 dagen (mg/m2)
Element
lab-schaal
semi-praktijk
verhouding
Ca
11000-142000
3500000
300-24
F
7-30
380
54-13
Ba
3-10
2600
860-260
V
24-190
300
12-1,6
Uit Tabel 7 blijken nogal forse kwantitatieve afwijkingen. Als belangrijkste mogelijke
oorzaken gelden de volgende mechanismen:
• Het gedeeltelijk uiteenvallen van de staalslakken in de semi-praktijkproef door
expansie van vrij kalk. Door het grotere oppervlak wat daardoor ontstaat zullen
relatief hogere waarden zullen worden gemeten dan in de standproef.
• In de standproef heersen stationaire condities, terwijl de tank continu wordt
doorgespoeld met water. Hierdoor ontstaan grotere concentratieverschillen tussen
de grenslaag en de bulk van de vloeistof, resulterend in een grotere drijvende
kracht.
• De redoxpotentiaal in de semi-praktijk opstelling kon zich volledig ontwikkelen
(ca. -0.15V vanaf 35cm diepte), terwijl die in de standproef onderhevig is aan
regelmatige verversingen (gemiddeld ca. 0.1V).
• De pH was in de semi-praktijk proef vanaf ca. 35cm hoger dan 12, terwijl die in de
standproef maximaal 11 was.
Vooral de hogere pH lijkt een belangrijke verklaring voor de hogere uitloging van Ca en Ba.
Voor F en V lijkt het uiteenvallen van de staalslakken en het daarmee genereren van groter
oppervlak, de belangrijkste oorzaak.
Tabel 8 geeft een globale vergelijking van de concentratie niveaus gemeten in het
interstitieële water en het semi-praktijk experiment en in de oeverbescherming. Uit de
resultaten blijkt een redelijk goede match, hoewel het lijkt of in de semi-praktijk proef relatief
meer uitloogt. Mogelijke oorzaak is wellicht dat het interstitieële water onderhevig is aan
meer oppervlaktewaterprocessen stroming van het water, zoals golfslag en de stroming ten
gevolge van stuwing door de wind. Niet alleen vinden horizontaal verversingen van het
interstitieële water plaats, maar ook verticaal.
Tabel 8 – Vergelijking concentratie niveaus intersitieel water semi-praktijk proef versus de
oeverbescherming. Het verschil in pH is vooral een verschil met de diepte, waardoor er
ook een variatie is in Eh welke vooral voor V van belang is.
pH
Ca
Mg
Ba
V
mg/l
mg/l
ug/l
ug/l
semi-praktijk
8
60-70
15-20
25-30
experiment
10
75-100
5-15
20-25
10-400
12
400-600
0,03-0,1
150-300
13
900-1100
0,01-0,1
400-2300
1-5
oeverbescherming
44
8
10
12
13
70
45-70
150-300
400-650
5-10
0,5-10
0,05-1
0,04-0,1
20-40
5-30
150-300
250-500
5-150
1-13
ECN-C--01-027
Het gebruik van staalslakken in een waterig milieu leidt tot sterk reducerende
omstandigheden, wat invloed heeft op uitloging van redox-gevoelige elementen zoals chroom
en vanadium. Barium vertoont onder reducerende condities en bij hoge pH een sterk
verhoogde uitloging door de lagere sulfaat concentraties (oplosbaarheid van bariumsulfaat
mineralen/solid solutions). Dit is in tegenstelling tot slakken toegepast aan de oppervlakte die
relatief snel worden geoxideerd. Hoewel er diverse verschillen zijn aan te geven tussen de
verschillende proeven, lijkt toch dat de variatie in pH de belangrijkste invloed is wat betreft
de verschillen in uitloging. De redox-potentiaal is vooral van belang voor redoxgevoelige
elementen zoals de oxy-anionen. Slakken worden om deze reden vooral toegepast in stromend
water. Toepassing in water systemen met te weinig verversing leidt tot hoge pH, sulfide en
verhoogde Ba uitloging. In de regelgeving zijn geen eisen gesteld worden ten aanzien van pH
en reducerende eigenschappen. Staalslakken hebben reducerende eigenschappen en de
uitloging wordt sterk beinvloed door pH en redox toestand. Verschillen tussen de lab en
praktijk kunnen daarom leiden tot ongewenste toepassingen van materialen.
3.3.4
Stort van niet-gevaarlijk afval
Data van pH in percolaat van Duitse (Ehrig, 1983) en Engelse storts (Robinson, 1995).
Data van de pH als functie van de tijd van het percolaatwater onder Duitse (Ehrig, 1983) en
Engelse stortplaatsen (Robinson, 1995) geven een plateau bij pH 8 à 8.5. Initieel zijn de pH
waarden veel lager, variërend van 8.5 tot pH 5. Het onderzochte percolaat van de Engelse
storts had na 10 jaren vrijwel in alle gevallen een pH tussen 7 en 8 waarbij het verwachte pH
verloop is weergeven in Figuur 3.15. Na de initiële aërobe afbraak volgt een anaërobe
afbraak. Na een periode van anaërobe, niet-methanogene afbraak volgt een methanogene
afbraak die leidt tot een evenwichtige afbraak waarbij de concentraties in de gasfase (CH4 en
CO2) en de pH constant worden (Beaven en Walker, 1997). Buffering van de pH wordt zowel
door calciet als door slecht afbreekbare organische stof veroorzaakt.
Relevante processen uit dit onderzoek blijken: afbraak van organisch materiaal, reductie,
uitspoeling van Ca, en het onstaan van stabiele condities overeenkomend met gecarbonateerd
materiaal rondom pH 8.
Figuur 3.15 Globale weergave van trends in pH, COD en BOD in percolaatwater van
stortplaatsen (uit Robinson, 1995)
ECN-C--01-027
45
Figuur 3.16 Data van percolaat van Duitse stortplaatsen van pH en COD (CZV: chemische
zuurstof verbruik) (uit Ehrig, 1983)
3.3.5
Stortplaats van bouw en sloop afval
Bouw en sloopafval als stabilisatie laag (lysimeter studie)
De pH van een poreuze alkalische matrix kan relatief snel geneutraliseerd worden door de
indringing van CO2, gevolgd door carbonatatie. Hierover bevat de Oostenrijkse bijdrage aan
de TAC (Technical Adaptation Committee for EU Landfill Directive) interessante informatie
betreffende bouw-en sloopafval (Mostbauer and Lechner, 2000). Vooral als de resultaten
vergeleken worden met resultaten van laboratorium uitloogexperimenten. In Figuur 3.17 is de
pH afhankelijke uitloging gegeven van bouw- en sloopafval uit het EU project
Harmonization of Leaching / Extraction tests (in voorbereiding, van der Sloot et al. 2001c) in
vegelijking tot de bepaalde concentraties in het eluaat van lysimeters met bouw- en sloopafval
zoals gerapporteerd (Mostbauer en Lechner, 2000). De elementen Mg, Ca, PO4 (als P), SO4
(als S), Zn, Ni, Cr, and Cd worden gegeven. De lysimeter data komen voor verschillende
elementen - mede gezien de analytische onzekerheden - vrijwel overeen met de data uit de pH
afhankelijke uitloogproeven. De bariumconcentraties wijken af bij pH>12 . Dit hangt samen
met de lagere sulfaat concentraties onder deze condities. De Ca concentraties in de pH
afhankelijke test zijn systematische hoger dan de Ca concentratie zoals gevonden in de
lysimeter/veld test. Dit wordt mogelijk veroorzaakt door de reactie met CO2 uit de
(bodem)lucht en de vorming van calciumcarbonaat. Geochemische modellering (open
vierkantjes) met calciet en gips als oplosbaarheidscontrolerende fasen komen sterk overeen
met de lysimeter data. Resultaten van de schudproeven volgens DIN–S4, welke is uitgevoerd
aan verkleind materiaal in een gesloten vat (geen CO2) leidt zoals te verwachten is tot hogere
pH waarden. De pH afhankelijke experimenten laten een sterke relatie zien tussen de
lysimeter en schudproeven met pH als verklarende factor voor de verschillen. De
deeltjesgrootte verdeling van bouw- en sloopafval is een belangrijke factor van verschil bij de
evaluatie van de uitloging in veldsituaties. Dit is vooral relevant bij materialen met een hoge
46
ECN-C--01-027
pH zoals cement. De pH van het percolaat blijft dus alleen hoog bij een lage blootstelling van
CO2.
10 00
10000
A NC
ly s im e t e rs
m o d e l: lim e a n d g y p s u m
10 0
Le a c h e d (m g /
Le a c h e d (m g /
Mg
10
A NC
1
ly s im e t e rs
1000
Ca
0.1
C& D W
0.01
3
5
7
pH
9
11
13
1
10 0
3
5
7
pH
9
11
13
1000
C& D W
A NC
ly s im e t e rs
C& D W
Le a c h e d (m g /
10
Le a c h e d (m g /
C& D W
100
1
1
0.1
100
S
A NC
ly s im e t e rs
m o d e l: lim e a n d g y p s u m
D IN 3 8 .4 1 4
10
P
0.01
1
1
3
5
7
9
11
13
1
3
5
pH
C& D W
A NC
ly s im e t e r
D IN 3 8.4 14
1
11
13
A NC
ly s im e t e rs
1
Le a c h e d (m g /
C& D W
Le a c h e d (m g /
9
10
10
0.1
0.01
D IN 3 8 .4 1 4
0 .1
0 .0 1
Zn
Ni
0.001
0 .0 0 1
1
3
5
7
9
11
13
1
3
5
pH
1
7
9
11
13
pH
1
A NC
ly s im e t e r
D IN 3 8.4 14
C& D W
Le a c h e d (m g /
Le a c h e d (m g /
7
pH
0.1
C & DW
A NC
Cd
0 .1
0 .0 1
Cr
0 .0 0 1
0.01
1
1
3
5
7
pH
9
11
1
13
5
7
C& D W
A NC
11
13
A NC
D IN 4 8 .4 1 4
Le a c h e d (m g / kg
D IN 3 8.4 14
Le a c h e d (m g /
9
pH
10
C& D W
3
0.1
0.01
1
0 .1
Ba
Cu
0 .0 1
0.001
1
3
5
7
pH
9
11
13
1
3
5
7
9
11
13
pH
Figuur 3.17 Vergelijking van de pH afhankelijke uitloging (in mg/l) zoals bepaald aan een
monster bouw- en sloopafval en uitloogconcentratie bij lysimeters met bouw- en sloopafval
(Mostbauer and Lechner, 2000).
ECN-C--01-027
47
3.4 Beinvloedingsfactoren die in veel cases leiden tot verschillen in uitloging
Materialen worden normaal relatief kort na hun productie beoordeeld in relatie tot hun
eventuele toepassing. Bij die beoordeling wordt het materiaal in veel gevallen verkleind om
het geschikt te maken voor de uitvoering van laboratoriumproeven. Beide aspecten kunnen
een belangrijk verschil introduceren met het gedrag van het materiaal op langere termijn,
hetgeen veroorzaakt wordt door verwering en minerale omzettingen die het gevolg zijn van de
aanpassing van het vaak thermisch geproduceerde product aan een nieuwe conditie qua
temperatuur en atmosfeer. Grote wijzigingen in materiaal gedrag relatief kort na productie,
en in typische blootstellingscondities in de praktijk, dienen per materiaal gekarakteriseerd en
vastgelegd te worden.
De mineralogie van bulkmaterialen (monolieten) is veelal van ondergeschikte betekenis voor
de milieuhygiënische beoordeling van materialen. De aanwezigheid van gereduceerde
ijzerverbindingen (wusteniet) in bulkslak is niet bepalend voor de uitloging en typische
cementhydraten als ettringiet, C3A, e.d. zijn evenmin bepalend voor de uitloging in veel aan
de omgeving blootgestelde materialen. Voor hoog alkalische materialen zal een
gecarbonateerde oppervlaktelaag veel meer bepalend zijn, terwijl voor slakken een
geoxideerd, geneutraliseerd en met gehydrateerde ijzeroxiden gecoat oppervlak bepalend zal
zijn. De uitloging verloopt over het algemeen via een diffusiemechanisme via de poriën en in
zekere mate via oplossing van het oppervlak. De pH in het poriewater in de bulk van het
product bepaalt de oplosbaarheid van allerlei componenten. Als die componenten bij de
heersende hoge pH niet in oplossing gaan (b.v. oxy-anionen), zullen ze ook niet naar de
buitenkant diffunderen, en dus ook niet uitlogen. Op de korte termijn kan het deel dat in de
gecarbonateerde oppervlaktelaag aanwezig is uitlogen t.g.v. de lage pH in die laag.
Een gecarbonateerde buitenlaag (en neutrale pH) en een niet gecarbonateerde bulk (met
hoge pH) werkt waarschijnlijk in alle gevallen positief (leidt tot lage uitloging). Elementen
die bij hoge pH slecht oplossen, komen niet naar buiten, terwijl elementen die bij hoge pH wel
oplossen weliswaar naar het oppervlak komen, maar weer zullen neerslaan t.g.v. de
heersende, lagere pH. Ook die komen dus niet naar buiten. De minerale fasen die aan het
buitenoppervlak van bouwmaterialen en afvalstoffen worden aangetroffen en die ontstaan
door de interactie van het materiaal met zijn omgeving zijn bepalend voor de emissie op korte
en langere termijn.
Alle alkalische materialen met initieel een hoge pH gaan na verloop van tijd geheel
(korrelvormige materialen) of aan de oppervlakte (monolithische materialen) naar pH
waarden rond pH 8, waarbij door koolzuur uit de atmosfeer of door koolzuur afkomstig van
biologische afbraak calciet als meest relevante en sterk pH bufferende minerale fase ontstaat.
Voor niet-gevaarlijk afval dat gestort wordt en biologisch materiaal dat versneld afgebroken
wordt door optimalisatie van de biologische processen, geldt ook dat na langdurige afbraak
een restproduct overblijft dat neutraal van pH is en onder andere gebufferd wordt door calciet.
De neutrale pH conditie is dus voor veel materialen een belangrijke conditie in de
beoordeling van het lang termijn gedrag.
Het is echter niet in alle gevallen even duidelijk hoe lang het gaat duren voordat een systeem
in zijn geheel geneutraliseerd is. Deze kinetische aspecten van de omzetting zijn sterk
afhankelijk van de locale situatie (zoals toevoer van CO2, uitspoeling, infiltratie). De AVI
bodemas toepassing in RW 15 is een voorbeeld van trage omzetting door de omstandigheden
(isolatie en goede uitbrand), terwijl de stort van AVI bodemas met een hoogte van 20 m
(Denemarken) in de onverzadigde zone wel binnen ca. 10 jaar volledig geneutraliseerd is, en
ook een wegstabilisatie van 0,5 m binnen 8 jaar volledig gecarbonateerd is. De toevoer van
zuurstof voor oxidatie en van koolzuur voor neutralisatie is locatiespecifiek, waarbij de
48
ECN-C--01-027
porositeit en de mate van waterverzadiging een grote rol spelen, omdat gasfase transport 5
orden van grootte sneller verloopt dan transport via de waterfase.
Veel chemische processen verlopen relatief snel, zodat de looptijd van een proef niet
beperkend is. Dat biedt de mogelijkheid om de L/S naar een tijdschaal om te rekenen. Voor
een aantal minerale omzettingen en voor biologische afbraak geldt dat relatief kort durende
(kolom)proeven de werkelijkheid niet goed simuleren. Om het belang van minerale
omzettingen te kunnen beoordelen, het ontstaan van reducerende condities en de gevolgen
van biologische afbraak te kunnen kwantificeren, is een karakterisering van verouderd (en
gereduceerd) en ten dele of volledige afgebroken materiaal de aangewezen route, waarbij de
bestaande proeven kunnen worden toegepast.
ECN-C--01-027
49
4
MOGELIJKHEDEN EN NOODZAAK TOT DIFFERENTIATIE
VAN UITLOOGPROEVEN
De overeenkomst, in een aantal gevallen, tussen de laboratorium uitloging met de uitloging in
de praktijk geeft aan dat er geen noodzaak is tot wijziging van de laboratoriumtests. In
paragraaf 3.3 zijn voor veel materialen de verschillen tussen lab - en praktijk situaties
beschreven. Het verkleinen van deze verschillen kan een verbetering geven van de uitloging
in het laboratorium. Voor specifieke gevallen kan de grootte van de verschillen tussen lab en
praktijk situaties de noodzaak van alternatieve laboratorium tests onderbouwen. In dit
hoofdstuk worden de reeds beschikbare aanpassingen voor laboratorium tests gegeven en
alternatieve mogelijkheden om tests voor bepaalde materialen te verbeteren.
4.1 Reeds beschikbare modificaties en alternatieve methoden
Zoals hiervoor besproken, zoals ook in publicaties (Van der Sloot, 1995, Van der Sloot et al ,
1997, Garvais et al., submitted) is aangegeven, kan uitloging uit alkalische materialen in veel
gevallen niet op een representatieve wijze bepaald worden in een gesloten vat (NEN 7345).
Onder die condities wordt de pH in het uitloogmedium namelijk te hoog om nog
representatief te zijn voor de condities in veel praktijksituaties. Als alternatief wordt
aangegeven de proef (NEN 7345) als voorgeschreven uit te voeren, maar dan in die zin
aangepast dat lucht door het uitloogmedium wordt geleid, of dat de proef in een open vat
wordt uitgevoerd. Zodoende wordt er voor gezorgd dat de pH in het uitloogmedium rond de
pH 8 gestabiliseerd wordt. Voorgesteld is om slakken voorafgaand aan de uitloog proef te
oxideren om tot meer eenduidige uitloogcondities te komen (Van der Sloot et al, 1995 1996).
Tevens is voorgesteld om vers materiaal voorafgaande aan de uitloogproef te neutraliseren
met CO2 in gevallen waar sprake is van een hoge pH in de uitloogproef. Dit kan een oplossing
bieden om de proef meer in lijn te laten verlopen met de praktijk (Gervais et al, in prep.). In
situaties, waarbij korrelvormige materialen zich door hun fijnheid als monoliet gaan gedragen
is de korreldiffusieproef (van der Sloot et al,1997) een mogelijk alternatief.
4.2 Mogelijkheden om verschillen in uitloging tussen lab- en praktijksituatie
te verkleinen
Op basis van de conclusies in hoofdstuk 3 zijn maatregelen om de grootste verschillen tussen
lab en praktijk op te lossen gewenst. Idealiter geeft een uitloogproef een uitloging welke een
zo goed mogelijke voorspelling geeft van de uitloging onder veldomstandigheden. Uit de in
hoofdstuk 3 genoemde onderzoeken naar de relatie tussen de resultaten van
laboratoriumuitloogproeven en veldexperimenten is duidelijk gebleken dat in een aantal
gevallen belangrijke verschillen bestaan tussen de uitloging in het veld, en de uitloging zoals
voorspeld via een uitloogproef. Dit wordt voornamelijk veroorzaakt door het verschil in
omstandigheden waarbij de uitloging plaatsvindt in het veld en in de proef. De uitloogproef
vindt plaats bij de voorgeschreven proefomstandigheden (tijdsduur, korrelgradatie, klein
temperatuur bereik, waterverzadiging, contact met de atmosfeer). Deze omstandigheden
worden in de laboratoriumuitloogproef voornamelijk bepaald door het materiaal zelf. De
uitloging in het veld wordt echter in meerdere of mindere mate beïnvloed door de externe
milieu-omstandigheden (nat/droog cycli, temperatuur, biologische activiteit, etc). In geval van
de percolatie- of kolomproef wordt het materiaal vaak sterk verkleind.
Er zijn verschillende manieren om de hierboven genoemde discrepanties te verkleinen. Dit
kan door verandering van de beproevingscondities in de laboratoriumuitloogproef, door
50
ECN-C--01-027
verandering (preconditionering) van het te onderzoeken materiaal, door het beproeven van
materiaal dat al gedurende langere tijd aan veldcondities is blootgesteld, door
schaalvergroting (om korrelgrootte effecten te beperken), door extra proevenen/of door
differentiatie in de modellering/interpretatie van de resultaten van de standaard
karakteriseringproeven.
Aanpassing van de beproevingscondities
Een voorbeeld van een aanpassing van de proefcondities is de uitvoering van de diffusieproef
bij gestuurde neutrale pH, waarbij geen zuur maar koolzuur uit de lucht (of lucht met een tot
enkele % verhoogd CO2 gehalte) wordt toegepast. Koolzuur is het normale reagens dat voor
neutralisatie onder praktijk condities zorgt en dus overeenkomt met de veldomstandigheden.
Er is al enige ervaring met deze werkwijze opgedaan. Het leidt duidelijk tot andere resultaten
in de diffusieproef. Voor sommige elementen geeft het een lagere uitloging en voor andere
een toename van de uitloging. Deze veranderingen sluiten aan bij de veranderingen zoals die
in de pH-statische proef aan gebroken materiaal worden waargenomen. De uitloging kan
worden onderzocht bij neutrale pH, in plaats van bij de pH zoals die door het materiaal wordt
opgelegd (tevens drogen nalaten, verkleinen van materiaal, schaalgrootte van proef). Deze
aanpassing dient bij voorkeur gebruikt te worden in combinatie met een voorbewerking van
het te testen materiaal.
Vooraf conditioneren van de te beproeven materialen, onder beoogde veldcondities.
Mogelijkheden om de materialen te conditioneren, zijn er in verschillende vormen. Het
voordeel van aanpassing van het materiaal is dat de uit te voeren proeven niet afwijken van de
standaard proeven. Door volledige carbonatatie met koolzuur van verkleind materiaal, kan de
uitloging bij neutrale situatie worden onderzocht, een situatie zoals die op den (lange) duur
ontstaat in materiaal dat aan veldcondities is blootgesteld. Vaak is een eenmalige
karakterisering voldoende om vast te stellen voor welke parameters deze informatie relevant
is.
Een andere voorbewerking is de volledige oxidatie van een reducerend materiaal of het
geoxideerde materiaal brengen in reducerende condities. Reducerende condities kunnen
worden bewerkstelligd door het materiaal langdurig met N2/H2 gasmengsel te bewerken onder
vochtige condities om daarmee de toegankelijkheid te vergroten. Een voorbeeld van oxidatie
is de zogenaamde ‘versnelde veroudering’. Een vers materiaal wordt “verouderd” zodat de
uitloging plaatsvindt bij omstandigheden die beter passen bij veldomstandigheden. Het
verkleinen van bepaalde materialen geeft hogere pH waarden tijdens de uitloging. Dit kan
gecompenseerd worden door het verkleinde materiaal na de verkleining eerst te “verouderen”.
Laboratoriumproeven zijn van te korte duur om materialen met afbreekbare organische stof
goed te karakteriseren. De relatie L/S – tijdschaal, die voor korrelvormige materialen
gehanteerd wordt, gaat in dit geval niet op door de tijdsafhankelijke afbraak van organische
stof. Wel kunnen de tussenstadia van afbraak van organische stof, of het eindstadium van
afbraak, goed gekarakteriseerd worden. Een aanpak voor materialen met afbreekbare
organische stof kan zijn om het materiaal te testen na goed gedefinieerde tussenstadia van
afbraak, of na volledige afbraak (zie bijlage 6). In een aantal gevallen is een dergelijke
benadering ook mogelijk voor op andere wijze (carbonatatie, oxidatie, remineralisatie)
veranderde materialen. Diverse metingen aan pilotproeven geven aan hoe nuttig dergelijke
metingen zijn (Zie voor voorbeelden in hoofdstuk 3).
Schaalvergroting
In een aantal gevallen heeft de verkleining van materiaal voor de uitvoering van de proef
grote gevolgen voor de uitloging. Naast de hierboven omschreven optie van ‘opnieuw
verouderen’ van het materiaal na verkleining, is het in veel gevallen ook mogelijk om de
schaalgrootte van de proefuitvoering te wijzigen. Dit is bijvoorbeeld een optie bij de
kolomproef; die kan ook op grotere schaal worden uitgevoerd. Deze aanpak is echter niet
bruikbaar voor schud- of roerproeven omdat de mechanische belasting van het materiaal
eventuele oppervlaktecoatings verstoren en daarmee een ongedefinieerd resultaat opleveren.
ECN-C--01-027
51
Vertalen van uitloging in laboratorium naar uitloging onder veldomstandigheden
In een aantal goed gedocumenteerde gevallen kan mogelijk gebruik gemaakt worden van
“vertaalfactoren”, waarmee voor een specifiek scenario gebriuk makend van dezelfde
standaard uitloogproeven, maar hanteert, afhankelijk van de toepassing, andere
vertaalfactoren op bais van uitgevoerde modellering. Dit vereist wel dat er een degelijk
onderzoekprogramma wordt uitgevoerd om voor een aantal veel voorkomende
toepassingscondities en veelgebruikte materialen deze ‘vertaalfactoren’ af te leiden. Hét grote
voordeel van deze optie is dat in het reguliere ‘compliance onderzoek’ gewoon de standaard
proef kan worden uitgevoerd.
Aanpassing van testcondities afhankelijk van de toepassingssituatie
In combinatie met de eerder genoemde mogelijkheden, aanpassen van testcondities en
aanpassen van de te testen materialen, is het mogelijk om het materiaal niet in alle gevallen op
dezelfde manier te testen (en te beoordelen), maar dat de testcondities en de eventuele
voorbehandeling van de materialen afhankelijk gemaakt worden van de toepassingssituatie
(het scenario). Dit wordt toegelicht in paragraaf 4.3 en uitgewerkt in paragraaf 4.4.
4.3 Differentiatie in uitloogkarakterisering naar materiaal en toepassing
Momenteel worden korrelvormig en vormgegeven materialen met behulp van de daarbij
behorende proeven onderzocht en conform beoordeeld. Voor korrelvormige materialen,
waarbij diffusiegecontroleerde uitloging plaatsvindt, kan echter ook goed de
korreldiffusieproef worden gebruikt. Een aangepaste aanpak zou kunnen zijn om te
differentiëreren, op grond van materiaalsoort en toepassingssituatie. Dit hoeft niet te leiden tot
veel verschillende te beoordelen situaties, zie Tabel 9. Bovendien zijn de invloedsfactoren
(koolzuur, zuurstof, organische stof), die de emissie bepalen, meer in mate van beïnvloeding
verschillend dan in type.
Indien een pH of pe verandering te verwachten is van het te beproeven materiaal ten gevolge
van de toepassing, dan dient de pH of pe afhankelijkheid van de uitloging meegenomen te
worden in de beoordeling. Een (dynamische) pH-afhankelijke proef is mogelijk indien de pH
verandering van het materiaal in de toepassing relatief traag zal plaatsvinden. Indien de pH
verandering relatief snel is, kan het materiaal beter bij de (gestuurde) eind-pH beproefd
worden.
In een aantal gevallen kan het moeilijk zijn om op voorhand te voorspellen hoe snel de
uitloogomstandigheden in de praktijk (pH, redox en DOC) zullen veranderen. Dit is
bijvoorbeeld het geval bij afbraak van niet-gevaarlijk afval. Dat leidt tot niet verwaarloosbare
verschillen. In een dergelijk geval kan de uitvoering van de standaard uitloogproef op het
materiaal in de uitgangssituatie en op het materiaal in de de eindsituatie een mogelijkheid
voor beoordeling geven voor de uitloging gedurende de gehele periode (bioreactor, zie bijlage
6).
52
ECN-C--01-027
Tabel 9 Mogelijkheden tot differentiatie op basis van toepassing en materialen
Toepassing
Blootsellingscondities bij toepassing
Materialen
1
Wegenbouw –
stabilisatielaag
Korrelvormig materiaal;
bovenafdekking, zuurstof en koolzuur
(CO2 uit de lucht en van afbraak
organische stof in bodem) toevoer via
onverzadigde zone
AVI
bodemas,
slakkengranulaat;
2
Ophoging
AVI
bodemas
3
Geluidswal
Isolatievoorziening door asfaltwegdek
en bentoniet talud afdekking, beperkte
zuurstof en koolzuur toevoer uit de
lucht.
Ophoging zonder isolerende
omstandigheden
4
Damwand,
opslagbassins,
brugpijlers
Waterleidingbuis
Oeverbescherming
Carbonatatie oppervlak; neutrale pH aan
oppervlak
Beton
Toevoer van zuurstof en koolzuur via
opgeloste fase
Staalslak,
P slak
5
Grond
6
Riolerings
Buis
Door organische stof afbraak
reducerende condities, hoge opgeloste
DOC niveaus
Beton
7
Gemetselde werken
Blootstelling aan lucht, zure regen en
nat/droog cycli, carbonatatie van de
mortel.
Baksteen
en mortel
8
Oeverbescherming
(afgesloten door
damwand of andere
vorm, van isolatie)
Beperkte zuurstof en koolzuur toevoer
P slak,
staalslak
Tests
aanpassing
materiaal en
schaalgrootte
kolomproef
NEN 7343
pH stat test CEN
TC 292
aanpassing redox
condities in
kolomproef
NEN 7343
kolomproef (in
geval van klei
eventueel
schudproef)
aanpassing
materiaal voor
diffusieproef
NEN 7345
aanpassing
materiaal voor
korreldiffusie
proef NVN 7347
aanpassing
condities in
diffusieproef
NEN 7345 cq.
Aanpassing
materiaal voor
diffusieproef
aanpassing
condities in
diffusieproef
NEN 7345 en
aanpassing
materiaal voor
diffusieproef
aanpassing
condities korreldiffusieproef
NVN 7347
4.4 Aanvullend onderzoek
Concrete voorstellen voor onderzoek kunnen gedaan worden op basis van de hierboven
genoemde suggesties. Voorstellen worden in het onderstaande overzicht als volgt gegeven,
gerelateerd aan de huidige uitloogproeven:
1. Aangegeven wordt waar potentieel verbeteringen mogelijk zijn.
2. De potentiële verbeteringen worden gegeven en aangeduid wordt hoe de verbeteringen tot
stand kunnen komen
ECN-C--01-027
53
3. Suggesties worden gegeven hoe het onderzoek uitgevoerd kan worden om te komen tot
een werkelijke verbetering.
4. Klassificatie van snelle uitvoering van onderzoek en inschatting van de mogelijkheid dat
de verbetering leidt tot een nieuwe norm.
Voor de beproeving van grondmonsters en niet-vormgegeven bouwstoffen middels de
kolomproef geldt momenteel dat monsters verkleind moeten worden indien niet 95% van de
deeltjes kleiner is dan 4 mm. In het geval dat het materiaal verkleind moet worden en het te
nat is dan moet het worden gedroogd bij een temperatuur die niet hoger is dan 40°C. De
uitloging wordt bepaald als functie van de LS-waarde.
Voorstel 1: Kolomproef NEN 7343 aan gecarboneerd (en geoxideerd) materiaal.
(1) Verbetering 1 in deze opzet kan zijn dat als van een type materiaal bekend is dat het een
alkalisch materiaal is, en verwacht mag worden dat dit in de toepassing blootgesteld wordt
aan lucht, het materiaal vooraf wordt verouderd. Dit kan middels blootstelling aan lucht
onder enigszins vochtige condities (eventueel onder verhoogde CO2-spanning).
(2) Onderzocht dient te worden hoe deze veroudering het beste uitgevoerd kan worden.
Hierbij dient gelet te worden op de praktische uitvoerbaarheid en de verbetering in relatie tot
de voorspelling van de uitloging in de praktijk. Voorschriften voor deze voorbewerking
dienen dan te worden uitgewerkt.
(3) Basis voor het onderzoek is een vergelijking van de uitloging van gecarbonateerd
alkalisch bouwmateriaal onder echte veld condities en onder kunstmatig veld condities in het
laboratorium. Zodoende kan worden vastgesteld hoe groot de verschillen zijn tussen beide
benaderingen en kan bezien worden of carbonatatie voorafgaand aan de kolomproef een
verbetering kan bieden.
(4) De kans wordt groot geacht dat op relatief eenvoudige wijze een nieuwe standaard
ontwikkeld kan worden aangezien niet de uitvoering van de kolomproef gewijzigd hoeft te
worden, maar ‘slechts’ de standaard voor monstervoorbehandeling.
Voorstel 2: Kolomproef NEN 7343 onder zuurstofloze condities
(1) Verbetering 2 in deze opzet kan zijn dat als zuurstofloze condities verwacht worden in de
toepassing dat dit dan ook in de proef de conditie is waaronder de uitloging bepaald wordt.
Dit kan middels gebruik van met N2 doorgeblazen gedemineraliseerde voedingsoplossing
voor de kolomproef (om zodoende O2 te verwijderen) in combinatie met materiaal dat in de
kolom in zuurstofloze omstandigheden wordt bewaard gedurende een bepaalde tijd (fase van
equilibratie). Zodoende legt het materiaal zelf de omstandigheden op zoals dat ook gebeurt
indien het materiaal deels van lucht is afgesloten.
(2) Onderzocht dient te worden bij welke materialen gedurende een periode van equilibratie
in afgesloten omstandigheden duidelijke veranderingen optreden van de uitloging.
Bijvoorbeeld op basis van samenstelling, organische stofgehalte, of via het onderzoeken van
het reducerend vermogen (NVN 7348). Bij materialen die een duidelijk andere uitloging te
zien geven onder zuurstofloze condities, dient onderzocht te worden hoe deze fase van
equilibratie het beste ingericht kan worden om zo goed mogelijk aan te sluiten bij de uitloging
in de praktijk. Voorschriften voor deze fase van equilibratie voorafgaand aan de kolomproef
dienen te worden uitgewerkt.
(3) Basis voor het onderzoek is dat veranderingen van de redox omstandigheden kunnen
optreden bij materialen in een toepassing ten opzichte van de proef en dat dit kan leiden tot
een verandering van de uitloging. Inzicht is nodig in de redox afhankelijkheid van de
uitloging. Mogelijkheden bieden de Eh gecontroleerde uitloging met behulp van het
gasmengsel H2/N2 en lucht zoals zuur en base bij pH gestuurde uitloging (Comans et al.,
1996, 1998). Veldverificatie is eventueel mogelijk met de resultaten van RW15
(4)De kans wordt groot geacht dat op relatief eenvoudige wijze een aanpassing als optie in
een standaard ontwikkeld kan worden.
54
ECN-C--01-027
Voorstel 3: Schudproef voor grond
(1) Verbetering 3 in deze opzet kan zijn dat enigszins zuurstofloze condities in de kolomproef
optreden, die in de praktijk niet voorkomen. In plaats van het resultaat bij LS=10 van de
kolomproef wordt een kortdurend schudexperiment voorgesteld bij LS=10. Bijvoorbeeld een
van de opties in EN 12457 . Een alternatieve optie is een voorafgaande oxidatie van de grond
.
(2) Onderzocht dient te worden welke proef de beste voorspelling biedt van de uitloging uit
grond in de praktijk. In voorgaande onderzoeken is, zover bekend, uitloging uit grond in
praktijksituaties niet onderzocht.
(3) Basis voor het onderzoek is dat in kolomproeven met natuurgrond soms fluctuaties in de
pe optreden die een onregelmatige patroon geeft van de uitloging als functie van de LS.
(4) Er is veel onderzoek op niveau van lysimeters/praktijk nodig. Vanwege het
maatschappelijk belang is aandacht voor uitloging uit grond gerechtvaardigd.
Voorstel 4: pH afhankelijke test met gespecificeerd pH bereik
(1) Verbetering 4 in deze opzet kan zijn dat voor alkalische materialen die in het milieu van
pH veranderen de pH afhankelijke uitloging wordt bepaald. De pH wordt bepaald voor het pH
bereik waaraan het materiaal in de praktijk wordt blootgesteld.
(2) Aangezien er over het algemeen een goede correlatie is tussen de pH stat L/S=10 en de
kolomproef L/S=10, kan de pH stat als basis gebruikt worden voor de beoordeling op langere
termijn.
(3) Onderzocht dient te worden of een eenduidig pH bereik gedefineerd kan worden
waarbinnen meetwaarden aan reeds op andere basis gestelde criteria (immisie in 100 j)
moeten voldoen. Basis voor het onderzoek is de vergelijking tussen uitloging bij L/S=10 bij
eigen pH van het materiaal en de uitloging bij neutrale condities. Daarbij dient te worden
vastgesteld of verdund salpeterzuur of kooldioxide gebruikt dienen te worden om de pH
aanpassing te bewerkstelligen en tevens naar welke eind pH (bereik) gestuurd dient te worden
(voorstel pH 7.8 ±0.2).
(4) De kans wordt groot geacht om op basis van de standaard, die in CEN TC 292 WG 6
ontwikkeld is, een criterium voor de beoordeling te ontwikkelen. De proef is beduidend
sneller uit te voeren dan de huidige kolomproef, die als karakteriseringsproef voor
dynamische uitlooggedrag van belang blijft. Voor monolitische materialen geeft de hierboven
beschreven aanpak een indicatie van het lange termijn gedrag in een hergebruik situatie als
ongebonden materiaal.
Voor vormgegeven bouwstoffen geldt momenteel dat de uitloging uit monsters onderzocht
wordt bij een pH-waarde die opgelegd wordt door het materiaal zelf. Hierbij wordt op gezette
tijden de uitloogoplossing ververst (gedemineraliseerd water, tot op dit moment aangezuurd
tot pH = 4).
Voorstel 5: Diffusieproef NEN 7345 aan kunstmatig verouderde materialen
(1) Verbetering 5 kan zijn dat materiaal verouderd wordt aangeboden voor de diffusieproef
omdat het materiaal in de praktijk verandert onder invloed van een aantal factoren (CO2, O2,
microbiologie).
(2) Onderzocht dient te worden welke materialen in de praktijk een verandering ondergaan
die van invloed is op de uitloging en hoe deze verandering van het materiaal gestandaariseerd
in laboratoria uitgevoerd kan worden.
(3) Basis voor het onderzoek is een vergelijking van de uitloging van een gecarbonateerd
alkalisch bouwmateriaal onder veld condities en kunstmatig condities. Er zijn voldoende
onderzoeken die aantonen dat materialen veranderen in de praktijk. Er is een aantal
onderzoeken dat binnenkort gepubliceerd wordt, waaruit blijkt dat gecontroleerde veroudering
in het laboratrium mogelijk is.
ECN-C--01-027
55
(4) De kans wordt redelijk groot geacht dat een nieuwe standaard ontwikkeld kan worden.
Deze zal aangeven hoe materiaal kunstmatig verouderd kan worden zodat het materiaal een
uitloging geeft die beter past bij uitloging in de praktijk.
Voorstel 6: Schaalvergroting van Korreldiffusieproef NVN 7347 voor heterogene/grove en
weinig poreuze materialen
(1) Verbetering 6 kan zijn dat materialen zoals slakken zomin mogelijk bewerking dienen te
ondergaan (in tegenstelling tot verkleining waarbij gereduceerd materiaal blootgesteld wordt)
en dat voor dergelijke heterogene en grove en weinig poreuze materialen de
korreldiffusieproef verder ontwikkeld wordt. Hierbij wordt vooral gedacht aan
oeverbeschermingsmaterialen.
(2) Onderzocht dient te worden of een korreldiffusie mogelijk is voor grove materialen, zoals
slakken, zodat geen verkleining noodzakelijk is. Welke materialen in de praktijk een
verandering ondergaan die van invloed is op de uitloging en hoe deze verandering van het
materiaal gestandaardiseerd in laboratoria uitgevoerd kan worden.
(3) Basis voor het onderzoek is een vergelijking van de uitloging van materialen die gevoelig
zijn voor oxidatie/reductie onder veld condities en kunstmatige condities. Indien een
herhaalbare korreldiffusieproef mogelijk is, eventueel door schaalvergroting, dan zijn geen
praktijkproeven nodig omdat de proef zoveel meer op de praktijk lijkt. De ruimte om de
slakken wordt opgevuld met glas- of plastic parels zodat diffusiegecontroleerde
omstandigheden ontstaan. Vanwege de grofheid en heterogeniteit wordt de proef groter
gedimensioneerd.
(4) De kans wordt redelijk groot geacht dat een nieuwe standaard ontwikkeld kan worden. Het
hangt voornamelijk af van de mogelijkheid om diffusiegecontroleerde omstandigheden te
creeren en van de herhaalbaarheid van de proef.
Voorstel 7: Schaalvergroting van kolomproef NEN 7343 voor grove en poreuze materialen
(1) Verbetering 7 kan zijn dat materialen zoals slakken zomin mogelijk bewerking dienen te
ondergaan (in tegenstelling tot verkleining waarbij gereduceerd materiaal blootgesteld wordt)
en dat voor dergelijke heterogene, grove en poreuze materialen de kolomproef op grotere
schaal wordt verder ontwikkeld wordt. Te denken val daarbij aan de 0 – 40 fractie die wordt
toegepast in de wegenbouw.
(2) Onderzocht dient te worden of een opschaling van de kolomproef beter past bij reële
uitloogcondities en of het herhaalbare resultaten geeft.
(3) Grove en poreuze materialen die door verkleining in water een ander pH en pe geven dan
voor de verkleining zullen in een opgeschaalde test een uitloging geven die beter past bij reële
uitloogcondities.
(4) De genoemde aanpassing wordt als een optie in WG 6 van TC 292 besproken en de kans
wordt redelijk groot geacht dat deze als een optie in een nog te ontwikkelen standaard wordt
meegenomen.
56
ECN-C--01-027
5
CONCLUSIES EN AANBEVELINGEN
5.1 Conclusies
De standaardbeoordeling van materialen met de kolomproef en de diffusieproef, zoals nu
vastgelegd in het Bouwstoffenbesluit, geeft in een niet te verwaarlozen aantal gevallen geen
juist beeld van het lange termijn uitlooggedrag van de te beroordelen materialen. Dit is
acceptabel zolang er geen sprake is van ernstig vals positieve of negatieve beoordelingen van
materialen. Die garantie kan echter niet gegeven worden gezien de soms grote verschillen in
de uitloogcondities in de kolom- of diffusieproef en de praktijk. Aangezien één enkele
component tot afkeuring kan leiden, is het van belang dat de beoordeling stabiel en juist is.
Hoe dichter de uitkomsten van uitloogproeven, die als beoordelingstest gebruikt worden, op
de werkelijkheid aansluiten des te kleiner wordt de kans op vals positief of negatieve
oordelen. Een aantal voorgestelde aanpassingen biedt de mogelijkheid om de ‘standaard’
uitloogproeven aan te passen, afhankelijk van het toe te passen materiaal en/of de
toepassingssituatie waarin het materiaal terecht komt. In het onderzoek naar deze
aanpassingen is het van belang eenduidige keuzes te kunnen maken welke condities voor
welke toepassingsituatie van belang zijn. Die eenduidigheid kan gevonden worden in het
toepassen van deze vorm van beooordeling in situaties van grootschalige toepassingen van
eenzelfde materiaal of materiaaltype. Het blijkt dat het aantal verschillende
toepassingcondtities beperkt is, zodat verwacht mag worden dat deze aanpak van
differentiatie perspectief biedt. Kleinschalige situaties dienen met de basis aanpak beoordeeld
te worden.
5.2 Aanbevelingen
In hoofdstuk 4 zijn al aanbevelingen gedaan omtrent aanpassingen en extra opties voor
uitloogproeven, om tot een betere relatie te komen tussen de reulstaten van laboratorium
uitloogproeven en uitloging in de praktijk. Op basis van het onderzoek wordt hier nog een
aantal andere aanbevelingen gedaan.
• De levencyclus van materialen meenemen in milieukundige beoordelingen omdat dat niet
in Bouwstoffenbesluit (BSB) is opgenomen. Dit kan ongewenste situaties voorkomen,
bijvoorbeeld als monolitische materiaal in de hergebruiksfase door verkleining
korrelvormig is geworden en dan een te hogere uitloging zou geven volgens BSB normen.
• Effect van korrelgradatie op uitloging voor materialen met een geringe porositeit en een
hoge sterkte (weerstand tegen verkleining) dient te worden onderzocht om onterechte
afkeuring van goed inzetbare materialen te voorkomen. In eerder onderzoek zijn de pH en
redox effecten, die een belangrijke rol spelen in de effecten onvoldoende meegenomen.
• Er is in het Bouwstoffenbesluit geen limiet gesteld aan uitloging van zuur of base.
Gebruik van hoog alkalische slakken in relatief kleine afgesloten wateren dient
voorkomen te worden door het opnemen van dergelijke eisen in gebruiksrichtlijnen
(BRL).
• Het vaker meten van de redox potentiaal vooral bij redoxgevoelige materialen zoals
slakken.
ECN-C--01-027
57
Referenties
Anthonissen, I.H., Versluijs, C.W., en Valentij, E. Onderzoek naar de praktijkrelevantie van
de standaard uitloogproef door middel van schaalvergroting. Mammoet deelrapport 10,
RIVM rapp.nr. 738504007, 1990.
Aalbers, Th.G.,C. Zevenbergen, P.G.M de Wilde, J. Keijzer, P.J. Kroes, R.T. Eikelboom.
Bouwstoffen nader bekeken. Eburon, 1998.
Aalbers, Th.G., Mulder, E., Van der Sloot, H.A., Van Heijningen, R.J.J. ‘Uitlogen op
Karakter, handboek uitloogkarakterisering, III: praktijk’, uitgave van stichting CROW, ISBN
90-6628-218-5, mei 1996
Aalbers, Th.G., Keijzer, J., Gerritsen, R., ‘Mammoet-deelrapport 7, Uitlooggedrag van
primaire en secundaire grondstoffen’, onderdeel van ‘Milieuhygiënische implicaties van
nuttige toepassingen van primaire en secundaire grondstoffen op de bodem’, RIVM-rapport
nr. 738504010, juli 1990
Blake, L., K.W.T. Goulding, C.J.B. Mott, A.E. Johnston Changes in soil chemistry
accompanying acidification over more than 100 years under woodland and grass at
Rothamsted Experimental Station, UK European J. Soil Sci. 1999 (50) 401-412.
Beaven, R.P. en Walker, A.N. Evaluation of the total pollution load of MSW, in: Proc.
Sardinia, 6e Int. Landfill Symp. Cagliari, 1997, p 55-71.
Brookins, D.G., ‘Eh-pH Diagrams for Geochemistry’, ISBN 3-540-18485-6, Dep. Of
Geology, University of New Mexico, USA, 1988.
CEN (1996) Methodology guideline for the determination of the leaching behaviour of waste
under specified conditions. PrENV 12920, CEN/TC 292 WG6 Characterisation of waste.
Comans, R.N.J., H.A. van der Sloot D. Hoede, P.A. Bonouvrie Chemical processes at a
redox/ph interface from the use of steelslag in the aquatic environment, in Waste Materials in
Construction, Ed. J.J.J.M Goumans, H.A. van der Sloot, Th. G. Aalbers, Elsevier, 1991.
Comans, R.N.J., Van der Sloot, H.A., Hoede, D., Bonouvrie, P., ‘Milieuchemische effecten
bij het gebruik van staalslak in oeverbescherming: laboratorium voorspellingen en
praktijkwaarnemingen’, ECN-CX—95-013, augustus 1995.
Comans, R.N.J., P.A. Geelhoed, D. Hoede. In-situ uitloging van metalen in de waterbodem
van de haven van Elburg voor en na sanering. ECN-C—96-070.
Comans, R.N.J., P.A. Geelhoed, A. van Zomeren, M. Geuzenbroek. Belang van opgeloste
organische stof bij transport van contaminanten uit baggerspecie. ECN-C-98-076.
CROW Handboek Uitloogkarakterisering, Deel I, II and III, CROW, Ede, The Netherlands,
1994 -1996.
Crawford, J. Thesis A model of pH and redox buffer depletion in waste landfills. Royal
Institute of Technology, Zweden, 1999.
Comans, R.N.J. & Zevenbergen, C. (1997) Beoordeling van het effect van grondreiniging op
de uitloogbaarheid van grond. ECN-C--97-055.
58
ECN-C--01-027
Comans, R.N.J. & Geelhoed, P.A. (1997) Speciatie van metalen in verontreinigde grond en
baggerspecie. Uitloogprocessen en faktoren die daarop van invloed zijn. ECN-C--96-084.
Comans, R.N.J., Geelhoed, P.A., van Zomeren, A. & Geusebroek, M. (1998) Belang van
opgeloste organische stof bij transport van verontreinigingen uit baggerspecie. ECN-C--98076.
Conner, J.R. Chemical fixation and solidification of hazardous wastes. Van Norstrand
Reinhold, New York, 1990.
Davidson, C.I., Tang, W., Finger, S., Etyemezian, V., Striegel, M., Sherwood, S.I. Soiling
patterns on a tall limestone building: changes over 60 years. Environ. Sci. Technol. 2000, 34,
560-565.
Ehrig, H. J. Quality and quantity of sanitary landfill leachate. Waste Management and
Research, 1, 53-68, 1983
Ferrari, S. Chemische Charakterisierung des Kohlenstoffes in Rückständen von
Mühlverbrennungsanlagen: Methoden und Anwendungen. Dissertation ETH Nr. 12200,
Zürich, 128 p.. 1997.
Fällman, A-M. Leaching of chromium from steel slag in laboratory and filed tests – solubility
controlled process? Waste materials in Construction, putting theory in pratice, Ed. J.J.J.M.
Goumans, G.J. Senden, H.A. van der Sloot, Elsevier, 1997.
Fällman, A-M. PhD Thesis. Characterization of residues – release of contaminants from
slags and ashes. Linkoping, Sweden, 1997.
Fällman, A-M. en B. Aurell. Leaching tests for environmental assessment of inorganic
substances in wastes, Sweden. Sci. Total. Environ. 1996, 178, 71.
Goumans, J.J.J.M., G.J. Senden, H.A. van der Sloot. Eds. Waste Materials In Construction Putting Theory into Practice. Studies in Environmental Science 71. Elsevier Science
Publishers, Amsterdam, 1997, 886 pp.
Goumans, J.J.J.M., H.A. van der Sloot, Th.G. Aalbers, Eds. Waste Materials in Construction.
1991. Studies in Environmental Science 48. Elsevier Science Publishers, Amsterdam, 672pp.
Goumans, J.J.J.M., H.A. van der Sloot, Th.G. Aalbers, Eds. Environmental Aspects of
Construction with Waste Materials. 1993. Studies in Environmental Science 60. Elsevier
Science Publishers, Amsterdam, 988pp.
Ham, R. K. Decomposition of residential and light commercial solid waste in test lysimeters.
US EPA SW-190c, 1990.
Hockley, D. en H.A. van der Sloot, Long-term processes in a stabilized waste block exposed
to seawater. 1991. Environ. Sci. & Technol., 25, 1408 - 1414.
Hjelmar, O. Field studies of leachates from landfilled combustion residues. In: Waste
materials in Construction. Eds. J.J.J.M. Goumans, H.A. van der Sloot, Th.G. Aalbers, Elsevier
Science Publishers, Amsterdam, Supplemetary issue NOVEM (1991).
Hjelmar, O., Aagaard Hansen, E. Larsen, F., en Thomassen, H. (1991) Leaching and
soil/groundwater transport of contaminants from coal combustion residues. EFP
1323/86+1323/86-19_1323/89. Water Quality Institute, Holsholm.
ECN-C--01-027
59
IAWG (International Ash Working Group; A.J.Chandler, T.T.Eighmy, J.Hartlen, O.Hjelmar,
D.S.Kosson, S.E.Sawell, H.A.van der Sloot, J.Vehlow). 1997. Municipal Solid Waste
Incinerator Residues . Studies in Environmental Science 67, Elsevier Science, Amsterdam,
974 pp.
Johnson, C.A., Richner, G.A., Vitvar, T., Schittli, N., Eberhard, M. Hydrological and
geochemical factors affecting leachate composition in municipal solid waste incinerator
bottom ash. Part I: The hydrology of Landfill Losdorf, Switzerland. Journal Contaminant
Hydrology 33 (1998) 361-376.
Johnson, C.A., Kaeppeli, M., Brandenberger, S., Ulrich, A., Baumann, W. Hydrological and
geochemical factors affecting leachate composition in municipal solid waste incinerator
bottom ash. Part II The geochemistry of leachate from Lanfill Losdorf, Switzerland. Journal
Contaminant Hydrology 40 (1999) 239-259.
Keijzer, J., Zevenbergen, Ch, Aalbers, Th, G., de Wilde, P.G.M., 1992, Het uitlooggedrag van
metalen uit natuurgronden, Bodem 4 nov 1992: 147-150.
Kosson, D.S., H.A. van der Sloot and T.T. Eighmy, An approach for estimation of
contaminant release during utilization and disposal of municipal waste combustion residues.
J. Hazard. Mat., 47 (1996) 43-75.
Ludwig, C.L., Johnson, C.A., Käppeli, M., Ulrich, A., en Riediker, S. Hydrological and
geochemical factors controlling the leaching of cemeneted MSWI air pollution control
residues: a lysimter field study. Journal Contaminant Hydrology 42 (2000) 253-272.
Meima, J., PhD Thesis: Leaching properties of MSWI bottom ash. RU Utrecht (1997) Chptr 7.
Mitzutani,S ., H.A. van der Sloot, S. Sakai, Evaluation of gas cleaning residues from MSWI
with chemical agents. Proceedings WASCON 1997 Conference “Putting Theory Into
Practice”, June 4-6, 1997 Houthem, The Netherlands.
Mulder, E. The leaching behavior of some primary and secondary raw materials, used in
pilot-scale road bases, In: “Waste materials in construction”, edited by Goumans, Van der
Sloot and Aalbers, pp 255 - 264, Elsevier, 1991
Mulder, E. en J. Joziasse, Factoren die een rol spelen bij de vertaling van resultaten van
laboratorium-uitloogexperimenten naar praktijksituaties (project O1, Taakstellend Plan),
TNO-rapport 92-364, Apeldoorn, oktober 1992
Meima, J.A., M. Bus, C. Zevenbergen, J. Bradley, O. Hjelmar, H.A. van der Sloot, R.N.J.
Comans. Geochemical processes controlling the leaching of contaminants in a 20-year old
disposal of MSWI residues, in proefschrift van J. A. Meima: Geochemical modelling and
identification of leaching processes in MSWI bottom ash. Proefschrift Meima.
Mammoetonderzoeken Deel 1-12, 1985-1990 (vooral deel 8, 10, 11).
C.W. Versluijs, I.H. Anthonissen enE.A. Valentijn. Integrale evaluatie van deelonderzoeken
Mammoet 1985. RIVM 738504008, 1990.
Maskall, J. en I. Thornton. Heavy metal migration in soils and rocks at historical smelting
sites, report of Env. Geochem Res. Group, Centre for Env. Tech., Imperial College of
Science, London, 1995.
60
ECN-C--01-027
Mandin, D., H.A.van der Sloot, J. Mehu. Valorization of lead-zinc primary smelters slags. In:
Waste materials in Construction, putting theory in pratice, Ed. J.J.J.M. Goumans, G.J.
Senden, H.A. van der Sloot, Elsevier, 1997.
Markewitz, D., D.D. Richter, H.L. Allen, J.B. Urrego. Three decades of observed soil
acidification in the Calhoun Experimental Forest. Has acid rain made a difference? Soil Sci.
Soc. of Am. 62 (1998) 1428-1439.
Meima, J.A., van Zomeren, A. & Comans, R.N.J. (1999) The complexation of Cu with
dissolved organic carbon in municipal solid waste incinerator bottom ash leachates. Environ.
Sci. Technol. 33, 1424-1429.
Mulder, E., Gerritsen, R., ‘Mammoet-deelrapport 11, Semi-praktijkonderzoek naar het
uitlooggedrag van primaire en secundaire grondstoffen als wegfundering’, onderdeel van
‘Milieuhygiënische implicaties van nuttige toepassingen van primaire en secundaire
grondstoffen op de bodem’, TNO ref. nr. 90/006721, mei 1990
Mostbauer, P. Lechner, P. Extended summary of the study “facgrundlagen zur Beurteilung
der Deponiefahigkeit von Bauschutt, 1991” ABF BOKU, Oostenrijk, september 2000.
Ochs, M., Stäubli, B., Wanner, H. Eine Versuchsdeponie für verfestigde Rückstände aus der
Rauchgasreinigung von Kehrichttverbrennungsanlagen, Teil 1. Müll und Abfall 4 (1999a)
195-205.
Ochs, M., Stäubli, B., Wanner, H. Eine Versuchsdeponie für verfestigde Rückstände aus der
Rauchgasreinigung von Kehrichttverbrennungsanlagen, Teil 2.Müll und Abfall 4 (1999b)
301-306.
Robinson, H. The Technical Aspects of Controlled Waste Management: A review of the
composition of leachates from domestic wastes in lanfill sites. Rep. Nr. CWM/072/95.
Aspinwall & Company Limited, Walford Manor, Baschurch, Shrewsbury, 1995.
Van der Salm, C.; de Vries, W. A review of the calculation procedure for critical acid loads
for terrestrial ecosystems. Science of the Total Environment, 2001 (271) 11-25
Schreurs, J.P.G.M., H.A. van der Sloot Verification of laboratory-field leaching behavior of
coal fly ash and MSWI bottom ash as a roadbase material, Waste materials in Construction,
putting theory in pratice, Ed. J.J.J.M. Goumans, G.J. Senden, H.A. van der Sloot, Elsevier,
1997.
Schreurs, J.P.G.M., H.A. van der Sloot en Ch.F. Hendriks. Uitlooggedrag in de wegenbouw:
de praktijk getoetst aan de laboratoriumproef. Wegen , 70, 1996, 32-35.
Sella, S. Valorization of Pb-Zn primary smelters slags (Nr Bre2-CT94-0585 BRITE EURAM
programme), Metaleurop Recherche, Trappes, France, 1997.
Steketee, J., (Tauw), Presentatie RW15 onderzoeek RWS-DWW. Workshop Lab-Praktijk EU
Harmonisatie project (SMT4-CT97-7512) Heemskerk 1/2-2-2001.
Van der Sloot, H.A, J. Wijkstra, D. Hoede. Milieutechnisch onderzoek aan fosforslak ECN86-37.
Van der Sloot, H.A.en G.J. de Groot. Mobility of trace elements from combustion residues
and products containing these residues. ECN-C--88-029
ECN-C--01-027
61
Van der Sloot, H.A., O. Hjelmar and G.J. de Groot. Waste/soil interaction studies- The
leaching of molybdenum from pulverized coal ash. In: Flue gas and fly ash, Eds. Sens, P.F.
and Wilkinson, J.K., Commission of the European communities, Elsevier applied science,
London, 1989.
Van der Sloot, H.A. en D. Hoede: Tracer studies aan grof-keramische produkten ECN-8949.
Van der Sloot, H.A, de Groot, G. J., J. Wijkstra. Leaching Characteristics of construction
materials and stabilization products containing waste materials, in: Environmental Aspects
of stabilization and solidification of hazardous and radioactive wastes, ASTM STP 1033, P.
L. Côté and T. M. Gilliam, Eds., American Society for Testing and Materials, Philadelphia,
1989, pp. 125-149.
Van der Sloot, H.A., en D. Hoede: Samenstelling en uitloogbaarheid van verglaasd
zuiveringsslib ECN-CX—91-089.
Van der Sloot, H.A., G.J. de Groot, P. Bonouvrie: Milieuaspecten bij de toepasssing van
staalslak ter vervanging van grind in grindpalen ECN-CX—91-014.
Van der Sloot, H.A, D. Hoede, J. Wijkstra Milieuaspecten van de arseenafgifte uit
straatklinkers, ECN-I—91-001.
Van der Sloot, H.A. en D. Hoede: Testing release from stabilized products of air pollution
control residues from municipal solid waste incineration and of lead secondary smelting slag
using with different binders. ECN-C--92-081.
Van der Sloot, H.A. D. Hoede en P. Bonouvrie. 1993. Invloed van redox condities op het
uitlooggedrag van reststoffen. ECN-C-93-037.
Van der Sloot, H.A, D. Hoede, R.N.J. Comans. The influence of reducing properties on
leaching of elements from watse materials and construction materials, in: Environmental
Aspects of Constuction with Waste Materials, Ed. J.J.J.M. Goumans, H.A. van der Sloot,
Th.G. Aalbers (eds.) Elsevier, 1994, 483-490.
Van der Sloot, H.A., Hoede, D., Laboratorium onderzoek naar de invloed van reducerende
eigenschappen op met emissie gedrag van industrie slakken in oeverbeschermingen’, ECNC—94-094, juli 1995.
Van der Sloot, H.A, H.L.A. Sonneveldt, N.M. de Rooij, D. Hoede en M. Geusebroek.
Staalslakuitloging bij toepassing als oeverbescherming - laboratorium, veld en
modelleringsgegevens), ECN C-95-118. 1995.
Van der Sloot, H.A. Environmental efficiency of immobilization techniques for wastes in
relation to utilization and disposal. Stabilization conference. Nancy, France, November
1995.
Van der Sloot, H.A, D. Hoede Leaching characteristics of vitrified AVR fly ashes, ECN-C—
96-095.
Van der Sloot, H.A. Developments in evaluating environmental impact from utilization of
bulk inert wastes using laboratory leaching tests and field verification. Waste Management
16 (1-3), 1996, 65-81.
62
ECN-C--01-027
Van der Sloot, H.A. en D. Hoede. Leaching characteristics of lead-zinc primary smelters
slags. Final report BRE2-CT-94-0585, ECN-C—97-098.
Van der Sloot, H.A, D. Hoede. Leaching of wealz slag ECN-CX—97-118.
Van der Sloot, H.A, L. Heasman, Ph Quevauviller, Eds. Harmonization of leaching/extraction
tests , 1997. Studies in Environmental Science, Volume 70., Elsevier Science, Amsterdam,
292 pp.
Van der Sloot, H.A R.J.J van Heijningen, D. Hoede. Diffusieproef voor korrelvormige
materialen. ECN-C-97-020, 1997.
Van der Sloot, H.A, R.J.J van Heijningen, D. Hoede. Uitlooggedrag van materialen met
reducerende eigenschappen. ECN-C-97-022, 1997.
Van der Sloot, H.A., G.J. de Groot, D. Hoede. Ontwikkeling van een kortdurende test voor
vormgegeven bouwstoffen, geïmmobiliseerde afvalstoffen en andere monolithische
materialen. ECN-C--98-055.
Van der Sloot H.A, P.A.J.P. Cnubben, en H. Scharff (1999). In: Proceedings of the 7th
International Waste Management and Landfill symposium, vol. I, 103-110, ed. Christensen, et
al., Cagliari, Italy.
Van der Sloot, H.A. Comparison of the characterisation leaching behaviour of cement using
standard (EN 196-1) cement mortar and assessment of their long-term environmental
behaviour during in construction products during their service life and recycling. Cement and
Concrete Research 30(7) (2000) 1079-1096.
Van der Sloot, H.A, R.P.J.J. Rietra and D. Hoede. Evaluation of leaching behaviour of
selected wastes designed as hazardous by means of basic characterisation tests. ECN-C-00050 (2000a).
Van der Sloot H.A. , K.U. Heyer, K. Hupe, R. Stegmann, P. Buurman. Milieueigenschappen
en potentiële toepassingsmogelijkheden van het eindproduct van een mechanisch gescheiden
organische fractie na stabilisatie in een bioreactor. ECN-C-00-054, (2000b).
H.A. van der Sloot, D. Hoede, R.P.J.J. Rietra, R. Stenger, Th. Lang, M. Schneider, G. Spanka,
E. Stoltenberg-Hansson, A. Lerat Environmental criteria for cement based products
,ECRICEM I, ECN C--01-069 (2001a).
Van der Sloot, H.A., D. Hoede, D.J.F. Creswell, J.R. Barton. Leaching behaviour of synthetic
aggregates. Waste Management 21 (3)(2001b) 221-228.
Van der Sloot, H.A e.a. (2001c) Experimenteel werk in kader van project: “Network
Harmonisation Leaching/Extraction tests”. EU project: SMT4-CT96-2066.
Van der Plas, C. en G. van der Wegen (1993) Invloed verouderingscondities op het
uitlooggedrag van bouwmaterialen, Intronrapportnr. 92197, oktober 1993.
Van der Hoek, E. en H.A. van der Sloot. Korte testmethoden voor de beoordeling van de
uitloging uit bouwmaterialen en afvalstoffen . KEMA/ECN 1998
Vroon, R.C., en H. Oonk, In: Proceedings of the 7th International Waste Management and
Landfill symposium, vol. I, 305-312, ed. Christensen, et al., Cagliari, Italy.
ECN-C--01-027
63
Wainwright, P.J. and Cresswell, D.J.F. 2001, Synthetic aggregates from combustion residues
using an innovative rotary kiln. Waste Management 21, pp. 241-46.
Zevenbergen, C. PhD Thesis. Natural weathering of MSWI bottom ash. RU Utrecht, 1994.
Zevenbergen, C., G. Frapporti, J., Keyzer, J.J.M. Heynen. (1997) Uitloogonderzoek aan
verontreinigde en gereinigde grond en baggerspecie en ontwikkeling van verkorte procedures
ter bepaling van de uitloging IWACO-10600440.
Zevenbergen, C. (2001) mondelinge mededeling.
64
ECN-C--01-027
BIJLAGE 1: HET ZUURNEUTRALISEREND VERMOGEN VAN EEN AANTAL
MATERIALEN.
13
13
Co ntaminated Soil-A
Co ntaminated Soil-B
11
11
Euros oil 4 - SM T4-CT96-2066
Euros oil 6 - SM T4-CT96-2066
pH
9
9
pH
7
5
7
5
CW 1 Co mp o s t fro m In teg ral M SW
3
3
CW 5 Co mp o s t fro m So u rce s ep aratio n
Sewag e s lu d g e (ru ral) - SEW 1
1
-1.5
-1.0
-0.5
0.0
1
0.5
-4.0
-3.0
-2.0
-1.0
ANC/B NC (mol/k g )
13
2.0
3.0
4.0
11
9
9
7
pH
pH
1.0
13
11
5
7
5
Co nt.Riv er s ed imen t - SED3
3
M SW I Bo tto m A s h
3
Lake s ed imen t - SED1
M SW I BA - SM T4-CT96-2066
1
1
-3.5
-3.0
-2.5
-2.0
-1.5
-1.0
-0.5
0.0
0.5
-3.0
-2.5
ANC/B NC Mol/k g
-2.0
-1.5
-1.0
-0.5
0.0
0.5
ANC/B NC (mol/k g )
13
13
11
11
9
9
pH
pH
0.0
ANC/B NC Mol/k g
7
7
5
5
M etalu rg ical s lag
Fly as h Cement - C1FA
3
3
Portland cemen t
Ni- s lu d g e
Blas t Fu rn ace Slag Cemen t - C2FA
1
1
-5
-4
-3
-2
-1
ANC/B NC Mol/k g
ECN-C--01-027
0
1
-3
-2
-1
0
1
2
3
ANC/B NC (mol/k g )
65
BIJLAGE 2: VERANDERING IN UITLOGING T.G.V. EEN
VERANDERING IN pH
In onderstaande tabel worden de gevolgen weergegeven van een gewijzigde
beoordelingsmethode voor verkleind materiaal ten opzichte van het Bouwstoffenbesluit, voor
een reeks van materialen in toepassingssituaties, waarvan het effect op de uitloging t.g.v. een
verandering in de pH wordt weergegeven op de volgende bladzijde.
Aangegeven is of de beoordeling per element, op basis van concentraties genoemd in
Bouwstoffenbesluit, verandert indien beoordeeld wordt op basis van uitloging bij pH
7.8 in plaats van de pH opgelegd door het materiaal zelf: + indien categorie omhoog, lager in categorie, = blijft hetzelfde. Consequenties voor evt. beoordeling volgens BSB
is gegeven: cat. 1 of cat. 2, en bij hogere uitloging niet toepasbaar (nt).
Materiaal
As Ba Cd Co Cr
1 As
MSWIBA
2 Grond
Soil A
3 Grond
Soil B
4 Slib
Ni sludge
5 Slib
Ni-nat
6 As
Fly-ash
7 Compost
CW1
8 Compost
CW5
9 riool slib
IPF
10 Rioolslib
RWZS
11 Sediment
SED1
12 Sediment
SED2
13 Sediment
MAL
14 Afval
GAL
15 AVI bodemas
MBA
16 Afval
RDW
=
17 Drinkwaterpijp DWP
18 bouwmateriaal C1FA
19 bouwmateriaal BRI
20 Grond
SO1
21 Grond
SO2
22 Grond
CSO1
23 Grond
CSO2
24 as
MFA
25 as
SSI
26 bouw afval
STG
27 bouw afval
STF
=
29 bouwmateriaal ABA
tilbury2
31 as
glensanda
32 slak
DU1 r
33 slak
DU2 v
34 slak
FG2 d
35 slak
Q3
36 cement
C1
37 cement
C2
38 cement
C3
39 cement
C4
40 cement
C5
41 cement
C6
42 cement
C7
43 cement
C8
44 cement
C9
45 cement
C10
46 cement
C11
47 cement
C12
48 Verglaasde as MSWIAmorf
49 Verglaasde as MSWImixed
50 Verglaasde as MSWI-cryst
66
+
Pb S
Sb Se Sn V
=
=
=
=
=
=
-
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
-
=
=
=
=
=
=
=
=
+
=
+
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
28 bouwmateriaal C2FA
30 as
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
=
Cu Mo Ni
=
=
=
=
+
=
+
+
=
=
=
=
=
=
=
+
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
=
+
+
-
+
+
+
+
=
=
=
=
=
+
+
=
+
=
+
=
=
+
=
=
=
=
+
=
=
=
=
+
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
=
=
=
=
=
=
=
2
=
=
=
+
+
=
=
=
+
+
+
=
=
+
=
+
=
=
+
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
+
+
+
=
+
+
+
+
+
=
+
=
+
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
=
=
Zn pH
pH
ini
7.8
+ BSB nt BSB nt
2
2
=
= BSB nt BSB nt
= BSB nt BSB nt
= BSB nt BSB nt
= BSB nt BSB nt
= BSB nt BSB nt
2
= BSB nt
2
2
=
= BSB nt BSB nt
1
1
=
2
2
=
1
1
=
2
2
=
+ BSB nt BSB nt
=
=
+
=
=
=
=
=
+
=
+
=
=
+
+
+
+
=
+
+
+
+
+
+
+
+
+
=
=
=
=
-
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
=
=
=
=
=
-
-
-
=
-
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
+
=
=
=
=
=
=
=
=
1
=
=
=
=
=
=
=
BSB nt
BSB nt
BSB nt
=
=
=
=
=
=
=
BSB nt
BSB nt
BSB nt
BSB nt
=
+
=
=
=
=
BSB nt
BSB nt
2
1
2
1
1
1
1
1
BSB nt
BSB nt
1
2
BSB nt
2
2
2
2
2
2
1
2
2
2
BSB nt
2
BSB nt
BSB nt
BSB nt
BSB nt
2 BSB nt
BSB nt
BSB nt
2 BSB nt
2 BSB nt
=
=
=
=
+
+
=
=
=
=
2 BSB nt
2 BSB nt
2 BSB nt
2 BSB nt
2 BSB nt
BSB nt
BSB nt
2 BSB nt
2 BSB nt
1
1
1
1
1
1
ECN-C--01-027
BIJLAGE 3: DATA PROEFSCHRIFT ANN-MARIE FÄLLMAN
pH van de loogvloeistoffen:
cumulatieve hoeveelheden geloogd Pb.
ECN-C--01-027
67
cumulatieve hoeveelheden geloogd Cr
cumulatieve hoeveelheden geloogd V.
68
ECN-C--01-027
BIJLAGE 4: DATA MAMMOET ONDERZOEK: GRANULAIR
MATERIAAL
Data Mammoet onderzoek:
Metalen:
10.000
1.00
Ba
1.00
Cu
Pb
mg/kg
1.000
0.100
0.10
0.10
0.010
0.001
0.01
0.01
0.10
1.00
10.00
0.01
0.01
0.10
1.00
L/S
10.00
0.001
0.010
L/S
0.100
L/S
1.000 10.000
Oxy-anionen:
mg/kg
10.000
10.000
Mo
1.0000
V
1.000
1.000
0.1000
0.100
0.100
0.0100
0.010
0.010
0.0010
0.001
0.001
0.010
0.100
1.000
10.000
Cr
0.0001
0.010
0.100
L/S
1.000
10.000
0.010
0.100
1.000
10.000
L/S
Anionen:
10000
10000.0
SO4
Cl
Legenda
mg/kg
1000.0
100.0
open bak
1000
10.0
kolom
1.0
100
0.1
0.010
0.100
1.000
10.000
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
Hoofdelementen:
mg/kg
10000
1.0000
Ca
10000
Fe
0.1000
1000
Na
1000
0.0100
100
100
0.0010
10
0.0001
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
10
0.001
0.010
0.100
1.000 10.000
0.00
0.01
0.10
10000
pH
0.100
ECN-C--01-027
mS/m
pH
Condities:
14
12
10
8
6
4
2
0
Conductivity
1000
100
10
1.000
L/S
10.000
0.100
1.000
L/S
10.000
69
1.00
10.00
BIJLAGE 5: DATA BIESBOS ONDERZOEK: MONOLITHISCH
MATERIAAL
Figuur 1 Vergelijking van de uitloging van vanadium uit LD-staalslak, bepaald via de kolomen cascadeproef, de pH-stat proef, het semi-praktijkexperiment en het veldonderzoek op de
proeflokatie
70
ECN-C--01-027
BIJLAGE 6: DATA BIOREACTOR ONDERZOEK ESSENT
100
100000
DOC
10
1000
Cumulatieve emissie
(mg/kg)
Uitgeloogd bij L/S=10
(mg/kg)
10000
ONF
1
Cu
0.1
OX
RED
BSB Cat I
WASOX
100
BSB Cat II
0.01
2
4
6
8
pH
10
12
14
2
4
6
8
10
12
14
pH
Figuur 1: Voorbeeld van de vergelijking van een uitgangsmateriaal (ONF- organisch natte
fractie uit AVI voorscheiding) en het restproduct na volledige afbraak van dit materiaal en
eventuele nabehandelingen (Red –onbehandeld; Ox – geoxideerd; Wasox – wassing na
oxidatie). Basis van vergelijking pH statische test – CEN /TC 292 WG6 (in vorobereiding).
BSB = Bouwstoffenbesluit als referentiekader.
Materialen, waarvoor opgeloste organische stof (DOC) een cruciale rol vervult in de uitloging
van verschillende anorganische en organische contaminanten zijn weergegeven in figuur 2.
Deze materialen kunnen tevens als bron van DOC fungeren voor onderliggende materialen,
die vervolgens door uitspoelend DOC in hun uitloging beinvloed worden.
ECN-C--01-027
71
100000
100000
B IO REAC TO R O NF VERS
VERDUU RZAAMD H O UT
10000
10000
ZUIVERIN G S S LIB
C O MP O S T C W 5
RED
C O MP O S T C W 1
OX
EQ UIS TO RT
B AS IS MIX
B IO REAC TO R
RES TP RO D UC T
UITG ES P O ELD
100
1000
DOC (mg/kg)
DOC (mg/kg)
1000
S EDIMENT G RO ND
A H O RIZO N
VERVUILDE
G RO ND
EQ UIS TO RT
B AS IS MIX
100
G RO ND B H O RIZO N
10
10
2
4
6
8
pH
10
12
14
2
4
6
8
10
12
pH
Figuur 2. Concentratie van opgeloste organische stof (DOC) als funktie van pH, in de pH-stat
proef van een groot aantal grond-, baggerspecie, en afvalstofmonsters verzameld in het kader
van het EU Harmonisatie project (Van der Sloot et al. 2001c).
72
ECN-C--01-027
14