O-27199 WP4. Fysisk/kjemiske egenskaper til eklogitt og avgang

O-27199 WP4 Fysisk/kjemiske egenskaper til eklogitt og avgang NIVA, mai 2009 Eigil Rune Iversen Birger Bjerkeng Ingunn Forfang

Innhold Sammendrag 3 1. Innledning 4 2. Utlekkingsforsøk i pilotskala 4 2.1 Forsøksopplegg 4 2.2 Analysemetodikk 5 2.3 Resultater 5 2.4 Vurdering av resultater 9 3. Sedimenteringsegenskaper 10 3.1 Sedimenteringsforsøk 10 3.2 Undersøkelse av kornform til nedmalt eklogitt 13 4. Sedimenteringsforsøk beregning av synkehastigheter 14 4.1 Gjennomføring av forsøkene 14 4.2 Resultater 14 4.2.1 Utsynking av grovfraksjoner som enkeltpartikler 14 4.3 Utsynking av finfraksjon dominert av flokkulering 18 4.4 Konklusjon 22 4.5 Litteratur 23 5. Forsøk med polymertilsetning 24 Vedlegg A. Undersøkelse av kornform til nedmalt eklogitt 26

Sammendrag Det er gjennomført fysisk/kjemiske undersøkelser av nedmalt eklogitt fra Engebøfjellet. Det ble valgt å gjennomføre testene på eklogitt eller råmalm fordi en ikke hadde tilstrekkelige mengder representativ avgang tilgjengelig. Resultatene knyttet til metaller som er presentert i denne rapporten kan avvike en del fra den virkelige deponeringssituasjonen fordi eklogittmalmen inneholder mer metaller enn avgangen. Årsaken er at en del av metallene vil følge rutil-mineralet ved flotasjonen og vil ikke gå i avgangen. Tungmetallinnholdet i eklogitten er relativt lavt. For å se hvilke metaller som deponimassene anslagsvis vil avgi ved deponering i fjorden ble det gjort en utlakingstest med eklogitt i relativt stor skala. Eklogitten avgir en rekke metaller (nikkel, kobolt, mangan og kadmium). Store deler av metallene, og spesielt nikkel, er bundet i rutil. Når driften kommer i gang og avgang deponeres i fjorden er rutil tatt ut. Dette vil føre til lavere transport av metaller fra deponioverflaten sett i forhold til resultatene fra laboratorieforsøket. Det anbefales å gjøre nye forsøk med avgang fra et pilotanlegg. Deler av det knuste prøvematerialet sedimenterte svært godt og var til og med vanskelig å holde i suspensjon. De videre undersøkelser bør konsentreres om finfraksjonen i avgangen. Deler av avgangen vil ha partikkelstørrelser mindre enn 10 µ. Disse fraksjonene vil sedimentere svært dårlig uten tilsats av flokkuleringsmidler. Undersøkelser av synkehastigheter viser at tørrstoffinnholdet ved utslipp av finfraksjoner bør holdes så høyt som mulig for å begrense partikkelspredning som følge av fortynning. Forsøkene ble gjort med henholdsvis 10 og 50 g/l tørrstoff, mens det er planlagt en suspensjon på 330 g/l tørrstoff i avgangsledningen, slik at det skulle tilsi redusert partikkelspredning i forhold til testresultatene. Utslippet av finfraksjonene bør skje nærmest mulig bunnen. Forsøk med polymertilsetning viste at det vil være mulig å gjennomføre en effektiv flokkulering av finfraksjonen. Dosering av Magnafloc 155 så ut til å gi gode resultater. Flokkuleringsforsøkene bør gjentas med avgang fra et pilotanlegg for å bestemme optimal dosering. 3

1. Innledning For å studere hvilke effekter som kan forventes ved deponering av avgang i Førdefjorden ble det gjort forsøk i pilotskala ved NIVAs marine forsøksstasjon Solbergstrand, Drøbak. Da det ikke fantes tilgjengelig avgang, ble forsøkene utført med nedmalt råmalm skaffet til veie av MinPro i Sverige og som var benyttet til tidligere utredninger der. Det ble gjennomført utlekkingsforsøk med eklogitt deponert i sjøvann. Videre ble sedimenteringsegenskapene til den nedmalte eklogitten testet. Fra oppredningslaboratoriet ved NTNU ble det mottatt en mindre mengde av en finfraksjon fra oppredningsforsøk. Partikkelstørrelsen var mindre enn 10 μ. Det ble gjort flokkuleringsforsøk i laboratorieskala med denne avgangen under tilsetning av ulike polymertyper. 2.1 Forsøksopplegg 2. Utlekkingsforsøk i pilotskala Utlekkingsforsøket ble utført i et sylindrisk plastrør med diameter på 30 cm og med en lengde på 3 meter (figur 1). Røret ble det fylt med masse til en fyllhøyde på 1 m. Deretter ble massen overdekket med 2 meter sjøvann fra 60 meters dyp i Drøbaksundet. Røret ble videre satt i vannbad ved at sjøvann fra 60 meters dyp hele tiden ble pumpet inn i badet. Dette sikret lik temperatur under forsøkene og hindret diffusjon av oksygen gjennom rørveggen. Vannfasen oppe i rørene ble holdt oksygenmettet ved forsiktig innblåsing av luft vha pumpe. Vannprøvene ble tatt ut like under overflaten. Det var også muligheter for uttak av prøver fra vannfasene inne i de deponerte massene ved å pumpe ut vann gjennom utlagte rør. Forsøkene ble startet 12.10.2007 og avsluttet 30.6.2008, dvs. etter 263 døgns eksponering. Denne type testforsøk er gjennomført ved samtlige kisgruver i Norge og metoden er publisert (Arnesen, Bjerkeng og Iversen 1997, Proceedings Int. Conf. on Acid Rock Drainage, Vancouver, Canada Comparison of model predicted and measured copper and zinc concentrations at three Norewgian underwater tailing disposal sites Page 1831-1837) 4

Luftinnblåsning Prøveuttak Forsøksvann Vannbad med konstant temperatur Deponimasser Figur 1. Skisse av forsøksoppsett. 2.2 Analysemetodikk Prøveuttakene ble analysert mht ph, konduktivitet/salinitet samt en elementpakke med metaller og totalsvovel. ph/konduktivitet ble analysert på stedet umiddelbart etter prøvetaking. Elementanalysene ble analysert av ALS Scandinavia (Analytica) og vha høyoppløselig ICP-MS. Det ble valgt en rutinepakke ved laboratoriet. Parameterutvalget er av den grunn noe tilfeldig, men omfatter de viktigste elementene som har betydning for saken. Elementanalysen av selve prøvematerialet ble utført vha ICP-teknikk etter oppslutning i smelte med metaborat. Denne analysen ble også utført av laboratoriet til ALS Scandinavia i Luleå, Sverige. 2.3 Resultater Resultatene for analyse av eklogitten og analyser av metaller i sedimenter fra dypbassenget i Førdefjorden er samlet i tabell 1. Resultatene viser at hovedkomponentene i eklogitten er aluminium, jern, silisium kalsium, magnesium, natrium og titan. Tungmetallinnholdet er lavt og innholdet av sulfider utgjør 0,2 % som svovel. Sammenlignet med bunnsedimentene i fjorden er innholdet av metaller som krom, kopper, bly og sink en faktor to høyere i malmen. Bunnsedimentene er ikke analysert for arsen, nikkel og kvikksølv, men disse metallene viste konsentrasjoner i eklogitten som var tilnærmet bakgrunnsnivå i marine sedimenter. 5

Tabell 1. Analyse av eklogitt og bunnsedimenter fra dypbassenget i Førdefjorden. Element Eklogitt Sediment Benevning Al 2 O 3 13,4 12,3 % Ba 538 μg/g CaO 8,73 % Cd <0,1 0,1 μg/g Co 85,4 μg/g Cr 116 63 μg/g Cu 55,4 29 μg/g Fe 2 O 3 26,2 5,71 % K 2 O 0,41 % MgO 5,23 % MnO 0,284 % Na 2 O 2,22 % Ni 42 μg/g P 2 O 5 0,0689 % Pb 74,2 48 μg/g S 1850 μg/g Sr 165 μg/g TiO 2 4,35 0,74 % V 526 μg/g Zn 221 137 μg/g SiO 2 42,7 % As 6,55 μg/g Be 2,48 μg/g Hg 0,0187 μg/g Mo <6 μg/g Nb <6 μg/g Sc 42,6 μg/g Sn 2,92 μg/g Sr 165 μg/g W <60 μg/g Y 22,6 μg/g Zr 45 μg/g Resultatene for utvekslingsforsøkene er samlet i tabell 2. Forsøket ble kjørt over en periode på 263 døgn. Resultatene viser at ph-verdiene holdt seg tilnærmet konstant i perioden. Konduktiviteten økte noe. Det er særlig ioner som kalsium og magnesium som bidrar til konduktivitetsøkning. De fleste metaller viser økning. Analysene er imidlertid utført på ufiltrerte prøver slik at et eventuelt partikkelinnhold kan forstyrre observasjonsmaterialet noe. Dette gjelder spesielt elementer som aluminium, jern, bly og til dels sink. Figur 2, figur 3, figur 4 og figur 5 viser forløpet av konsentrasjonsutviklingen for kobolt, mangan, nikkel og kadmium som alle viser tydelig konsentrasjonsøkning. 6

Utløsning av Co mikrogram/l 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0 0 50 100 150 200 250 300 Antall døgn Figur 2. Utviklingen i konsentrasjonene av kobolt i forsøksperioden Utløsning av Mn 6000 5000 mikrogram/l 4000 3000 2000 1000 0 0 50 100 150 200 250 300 Antall døgn Figur 3. Utviklingen i konsentrasjonene av mangan i forsøksperioden 7

Utløsning av Ni 16 14 12 mikrogram/l 10 8 6 4 2 0 0 50 100 150 200 250 300 Antall døgn Figur 4. Utviklingen i konsentrasjonene av nikkel i forsøksperioden. Utveksling av Cd mikrogram/l 4,0 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0 50 100 150 200 250 300 Antall døgn Figur 5. Utviklingen i konsentrasjonene av kadmium i forsøksperioden. 8

Tabell 2. Analyseresultater for utvekslingsforsøk Ant.døgn Dato ph Kond Sal. Ca Fe K Mg Na Tot-S Al ms/m 0/00 mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/l 12 24.10.2007 7,78 5290 34,2 420 0,048 411 1250 10800 971 28 21 02.11.2007 7,92 5550 35 16.11.2007 7,97 5610 439 0,160 411 1220 10800 1050 99 69 19.12.2007 7,80 5730 498 0,008 402 1280 10800 1050 8,7 96 15.01.2008 7,84 5740 545 0,100 419 1270 11100 1150 13 144 03.03.2008 7,93 5870 611 0,088 447 1350 11800 1150 5,7 263 30.06.2008 7,89 6010 702 0,070 444 1420 12400 1280 <7 Ant.døgn Dato Ba Cd Co Cr Cu Hg Mn Ni Pb Zn µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l 12 24.10.2007 13,2 0,065 2,94 0,62 2,23 <0,002 25,2 0,699 2,16 17 21 02.11.2007 35 16.11.2007 20,2 0,265 18,5 0,83 5,72 <0,002 236 2,30 4,24 754 69 19.12.2007 30,8 1,05 88,3 0,27 4,33 <0,002 947 5,80 0,52 750 96 15.01.2008 37,5 1,60 153 0,40 6,70 0,002 1520 7,20 1,03 687 144 03.03.2008 46,3 2,65 273 0,43 6,13 <0,002 2840 10,9 0,67 609 263 30.06.2008 45,0 3,59 399 1,58 8,85 <0,002 4960 15,0 4,62 336 For å få en oppfatning av metalltransporten fra deponioverflaten og ut i de frie vannmasser har vi som et eksempel benyttet resultatene for noen av metallene. Vannvolumet over massene er beregnet til 140 liter og totalt areal av steinoverflaten til 0,07 m 2. I tabell 3 har en beregnet gjennomsnittlig fluks pr. døgn fra deponioverflaten over en periode på 263 døgn Tabell 3. Gjennomsnittlig metallutveksling fra deponioverflaten over 263 døgn. Co 3,0 mg/m 2 døgn Mn 38 mg/m 2 døgn Ni 0,11 mg/m 2 døgn Cd 0,027 mg/m 2 døgn 2.4 Vurdering av resultater Når en skal tolke resultatene må en være klar over at forsøket er utført på eklogitt, dvs råmalm, i mangel av annet materiale. Det materialet en tar sikte på å deponere vil ha en annen sammensetning. Ved uttak av rutil vil mesteparten av nikkelinnholdet i råmalmen tas ut. Et eventuelt nytt forsøk med avgang fra en prøveoppredning vil gi mer informasjon om disse problemstillingene. 9

3. Sedimenteringsegenskaper For å kunne vurdere hvilke egenskaper en fremtidig avgang vil ha ved deponering i fjorden ble det utført 2 kvalitative forsøk. I det første ble det utført sedimenteringsforsøk med nedmalt eklogitt i Longtube. I det andre ble det gjort flokkuleringsforsøk ved tilsetning av polymer. Forsøket ble utført på en finfraksjon med partikkelstørrelser mindre enn 10 µ. 3.1 Sedimenteringsforsøk Forsøkene ble utført i et rør av plexiglass med en diameter på ca 30 cm og en høyde på ca 1 m. Røret hadde et volum på 30 liter. Røret var utstyrt med et røreverk og det var muligheter for prøveuttak like under overflaten og ved dyp på 10 cm, 30 cm, 50 cm, 70 cm og ved 90 cm dyp. Etter omrøring ble røreverket stoppet og det ble tatt ut prøver for analyse av suspendert tørrstoff etter ulike tidspunkt. Det ble gjort forsøk med to suspensjoner med hhv 1 % og 5 % tørrstoffinnhold. Resultatene er samlet i tabell 4 og tabell 5. Tabell 4. Sedimenteringsforsøk med 1 % suspensjon. Tørrstoff i mg/l. Dyp, cm/tid, min 2 5 10 30 60 120 240 480 0 1362 802 368 288 199 88,0 42,4 17,4 10 2780 1158 792 366 196,4 116,4 51,0 25,2 30 2720 1502 1104 436 230 101,2 43,0 21,2 50 2460 1900 1424 620 240 118,6 48,0 21,8 70 3180 2040 1726 924 292 124,2 50,6 26,4 90 3480 2200 1780 1154 378 131,2 51,6 18,0 Tabell 5. Sedimenteringsforsk med 5 % suspensjon. Tørrstoff i mg/l. Dyp, cm/tid, min 2 5 10 30 60 120 240 480 0 3600 1300 491 336 138 71,4 34 18,4 10 7510 4100 1210 440 175 115 39,1 19,9 30 9790 5810 3740 442 214 99,5 47,6 18 50 10100 6020 5950 870 254 91,1 54,2 19,8 70 11800 8210 6860 2090 263 120 41,3 14,8 90 13500 9080 7190 4270 366 99,3 46,8 18,5 Det er gitt en grafisk presentasjon av resultatene i de to tabellene i figur 6 og figur 7. I henhold til Nordic Minings utslippsplan vil konsentrasjonen av faststoff i avgangsledningen være høyere enn det som er brukt i forsøket. Det vil derfor oppnås en bedre sedimentering ved drift enn i sedimentasjonsforsøket. 10

1 % Suspensjon 3500 3000 mg TS/l 2500 2000 1500 0 cm 10 cm 30 cm 50 cm 70 cm 90 cm 1000 500 0 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 Sed. tid i min Figur 6. Tørrstoffinnhold ved ulike tider og dyp for 1 % suspensjon. 5 % suspensjon 14000 12000 mg TS/l 10000 8000 6000 0 cm 10 cm 30 cm 50 cm 70 cm 90 cm 4000 2000 0 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 Sed. tid i min Figur 7. Tørrstoffinnhold ved ulike dyp og tider for 5 % suspensjon. I figur 8 og figur 9 er resultatene for uttakene ved 10 cm og 90 cm dyp presentert for de to forsøkene. 11

10000 1000 1 % 5 % mg TS/l 100 10 1 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 Sed. tid i minutter Figur 8. Tørrstoffinnhold ved 10 cm dyp ved ulike tider for 1 og 5 % suspensjon. 10000 1000 mg TS/l 100 1 % TS 5 % TS 10 1 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 Sed. tid i min Figur 9. Tørrstoffinnhold ved 90 cm dyp ved ulike tider for 1 og 5 % suspensjon. 12

Erfaringene fra forsøkene er: - Store deler av tørrstoffinnholdet sedimenterte meget raskt. Det viste seg at deler av materialet ikke lot seg holde i suspensjon selv om omrøringen var kraftig. - De finere partikkelfraksjonene sedimenterte dårlig - Forsøkene tyder også på at det er mest effektivt å foreta deponeringen med så høyt tørrstoffinnhold som mulig. Fortynning gir dårligere partikkelseparasjon. - For å unngå problemer er en trolig nødt til å tilsette settlingskjemikalier (polymerer) 3.2 Undersøkelse av kornform til nedmalt eklogitt I vedlegg A følger en analyse av partikkelformen til eklogitten som ble benyttet i forsøkene. Det ble gjort 2 parallelle analyser. Reproduserbarheten var god. Analysen viser at de fleste partiklene har en rundhetsgrad over 0,5. Jo høyere rundhetsgraden er, jo lavere er fibrigheten Rundheten er definert som forholdet mellom diameter i x-retning og diameter i y-retning. En rundhet på 1,0 har et helt rundt korn. Det er gunstig at partiklene har så høy rundhet da skadelige effekter som en får ved fibrige partikler unngås. 13

4. Sedimenteringsforsøk beregning av synkehastigheter 4.1 Gjennomføring av forsøkene Det er gjort to utsynkingsforsøk i 1 m høye kolonner, med partikkelinnhold hhv. 1 % og 5 % i suspensjon, altså 10 000 og 50 000 mg/l. Ved starten av forsøket er partiklene tilsatt vannet i kolonnen ved kraftig omrøring, slik at de fordeles noenlunde homogent over alle dyp. Etter at omrøringen er stoppet vil turbulensen reduseres i virvler av stadig mindre størrelse, og dø ut ganske raskt, og partiklene begynner å synke ut. I en overgangsfase kan utsynkingen fra den øverste del av kolonnen, hvor konsentrasjonsgradienten er størst, til en viss grad være motvirket av spredning oppover pga. vertikal blanding. Ved hvert forsøk er det tatt ut vannprøver fra dyp 0, 10, 30, 50, 70 og 90 cm, første gang 2 minutter etter at omrøringen ble stoppet, og deretter ved tidspunkter 5, 10, 30, 60, 120, 240 og 480 minutter. Partikkelinnholdet er målt direkte ved filtrering av prøvene. Det gir et datasett (c ik, z i, t k ) med konsentrasjon (c ik ) for i=1,,n forskjellige dyp (z i ) og k=1,,m forskjellige tidspunkter (t k ). 4.2 Resultater 4.2.1 Utsynking av grovfraksjoner som enkeltpartikler Hvis enkeltpartikler synker uavhengig av hverandre, med synkehastigheter som varierer med størrelse, tetthet og form, kan utsynkingsegenskapene for en gitt blanding av partikler beskrives som en kumulativ fordelingsfunksjon F(w) over synkehastighet w, dvs. at en vektandel F(w) har synkehastighet w. Hvis partiklene er homogent fordelt over alle dyp med total konsentrasjon C sum i det utsynkingen starter, og turbulent og molekylær diffusjon kan neglisjeres, vil konsentrasjon c ik for gitt (z i, t k ) tilsvare den andelen som har synkehastighet w z i /t k : ( z t ) C F( z t ) c, = (1) i k Datapunktene for hvert forsøk skal da falle langs én kurve i et plott av konsentrasjon mot w= z i /t k. Kurven vil gi et direkte bilde av fordelingen F(w) når den skaleres mot startkonsentrasjonen. En slik fremstilling av konsentrasjon mot z/t fra de to forsøkene er vist i figur 10. Konsentrasjonene er vist på logaritmisk skala, mens skalaen for synkehastighet (z/t) er vist på en forskjøvet logaritmisk skala for å få med også verdien 0 i figurene. Det fremgår av figuren at en antagelse om uavhengig utsynking av partiklene er delvis oppfylt. For nederste halvpart av vannsøylen og innenfor de første 30 minuttene ligger c ik som funksjon av z i /t k i hovedsak langs én kurve. Figur 11 viser dette tydeligere. Her er bare data fra dyp 50 cm og tid 30 minutter med, og uten å skille ut dyp eller tidspunkter. Figuren viser konsentrasjonen som andel av startkonsentrasjonen mot forholdstallet z/t. Bortsett fra ett avvikende punkt (50 cm og 5 minutter i forsøk 2) definerer punktene i hvert forsøk en monoton kurve hvor andel av startkonsentrasjonen øker med z/t. Tabell 6 viser fordeling av synkehastighet for grovfraksjonen i prøvematerialet slik den kan leses ut av figur 11. sum i k 14

20000 Forsøk 1: kolonne tilsatt 1 % tørrstoff 10000 5000 2000 Konsentrasjon 1000 500 200 100 50 20 Tid: 2 Tid: 5 Tid: 10 Tid: 30 Tid: 60 Tid: 120 Tid: 240 Tid: 480 10 0.00 0.03 0.10 0.30 1 3 10 30 50 Dyp/Tid 20000 Forsøk 2: kolonne tilsatt 5 % tørrstoff 10000 5000 2000 Konsentrasjon 1000 500 200 100 50 20 Tid: 2 Tid: 5 Tid: 10 Tid: 30 Tid: 60 Tid: 120 Tid: 240 Tid: 480 10 0.00 0.03 0.10 0.30 1 3 10 30 50 Dyp/Tid 15

Figur 10. Konsentrasjon mot forholdstall dyp/tid fra utsynkingsforsøk. Punktene på hver kurve representerer fra venstre dyp 0,10,30,50,70 og 90 cm. 0.50 Forsøk 1: kolonne tilsatt 1 % tørrstoff 0.40 0.35 0.30 0.25 Relativ_Konsentrasjon 0.20 0.18 0.16 0.14 0.12 0.10 0.09 0.08 0.07 0.06 0.05 1 2 3 4 5 6 8 10 12 14 16 20 25 30 35 40 50 Dyp/Tid 16

0.50 Forsøk 2: kolonne tilsatt 5 % tørrstoff 0.40 0.35 0.30 0.25 Relativ_Konsentrasjon 0.20 0.18 0.16 0.14 0.12 0.10 0.09 0.08 0.07 0.06 5 minutter, 50 cm 0.05 1 2 3 4 5 6 8 10 12 14 16 20 25 30 35 40 50 Dyp/Tid Figur 11. Data fra dyp 50 cm og tider 30 minutter som del av samme kurve. Y-aksen viser relativ konsentrasjon, dvs. andel av startkonsentrasjonen. Tabell 6. Fordeling av synkehastigheter mot vektandel for grovfraksjonene i prøvematerialet. Synkehastighet Kumulativ vektandel av partikler F(w) w cm/minutt Med startkonsentrasjon 10 g/l Med startkonsentrasjon 50 g/l <3 12 % 8.5 % 5 14 % 12 % 10 19 % 14 % 20 23 % 18 % 30 28 % 22 % 40 33 % 25 % 45 35 % 27 % Ca. 90 % av partikkelmengden ser altså ut til å synke ut som uavhengige partikler. Tabellen viser de kumulative partikkelfraksjoner som har synkehastighet under angitte verdier. Ca. 2/3 synker raskere enn 45 cm/minutt, dvs. 27 m/time, og er derfor helt forsvunnet fra de øverste 90 cm av vannsøylen ved første måletidspunkt etter to minutter. Resultatene antyder at den høyeste startkonsentrasjonen gir noe raskere utfelling, men forskjellene er ikke så store, og kan for skyldes avvik fra angitt startkonsentrasjon knyttet til problemer med å få den høyeste konsentrasjonen godt nok homogenisert ved omrøring. 17

4.3 Utsynking av finfraksjon dominert av flokkulering Resultatene i Figur 10 fra siste del av eksperimentene viser et annet bilde. Fra og med 2 timer etter forsøksstart, med ca. 100 mg/l partikkelkonsentrasjon, er konsentrasjonen omtrent lik i alle dyp ved hvert tidspunkt, men med stadig synkende konsentrasjoner over tid. I denne fasen av forsøkene reduseres partikkelkonsentrasjonen typisk med 50 % når tiden fra start fordobles, dvs. at gjenværende fraksjon synker stadig langsommere. Selv om forsøk 2 startet med 5 ganger høyere konsentrasjon er nå restkonsentrasjonen som funksjon av tid så å si lik i de to forsøkene. Det er naturlig å se på dette som et resultat av at partiklene flokkulerer eller aggregerer til større partikler. Flokkulering skjer ved kollisjoner mellom partikler, fremkalt av Brownske bevegelser, hastighetsgradienter (turbulens) og differensiert utsynking av ulike partikkelfraksjoner (van Leussen 1988) som gir ulik synkehastighet og derved kollisjoner mellom ulike fraksjoner. I følge Stokes lov øker synkehastigheten for partikler av gitt tetthet proporsjonalt med kvadratet av partikkelradien. Økende aggregatstørrelse gir stort sett økende synkehastigheter, selv om effektiv tetthetsforskjell mellom aggregater og vann avtar med økende partikkelstørrelse, og demper dette. Hvis partiklene aggregerer på vei nedover i vannet, vil midlere synkehastighet, dvs. sedimentfluks pr. konsentrasjon, øke nedover i vannmassen. Konsentrasjonene i de to forsøkene er omtrent proporsjonale med startkonsentrasjonene i de første 15 minuttene, og for de nederst 2/3 av vannsøylen. Det gjelder altså de resultatene som domineres av uavhengig utsynking av enkeltpartikler. Helt øverst i vannsøylen er relative konsentrasjonsforskjeller mindre helt fra starten (forholdstall 1:2 etter 2 minutter), og jo lenger tid det går, jo mer utjevnes konsentrasjonsforskjellene mellom de to forsøkene. Etter 30 minutter er konsentrasjon den samme i begge forsøk i de øverste 30 cm, og etter en time gjelder det i hele vannsøylen. Den videre utviklingen er ganske like i begge forsøk, og etter 8 timer er konsentrasjonen faktisk litt lavere i det forsøket som startet med høyest konsentrasjoner. Det ser altså ut til at høy startkonsentrasjon gir mer effektiv aggregering og raskere utsynking. Dette kan forklares ved at frekvensen av kollisjoner øker med konsentrasjon, slik at det blir mer aggregering og derfor økt effektiv synkehastighetene med økende partikkelkonsentrasjon. Det kan også skyldes at det skjer differensiert utsynking av partikkelfraksjoner vil de partiklene som synker raskest bli borte først. Dersom flokkulering er viktig, kan det likevel være at alle partikkelfraksjonene blir felt ut omtrent like fort (små partikler blir tatt med av større aggregater), slik at oppbremsingen først og fremst skyldes lavere total konsentrasjon. Hvis vertikal transport ved utsynkingen betegnes q (mengde pr. tid og flateareal), er integrert konsentrasjon C fra overflaten av sedimenteringskolonnen til dyp z (=samlet mengde over z pr. flateareal) gitt av differensialligningen z ( ζ, t) C dζ = q( z, t) (2) t 0 Hvis C endres parallelt i alle dyp, slik som observert i siste del av forsøkene, dvs. C(z,t) = C(t), blir ligningen: C t ( t) z = q Da må q være proporsjonal med z og ellers bare en funksjon av t og/eller C for å forklare måleresultatene. Midlere synkehastighet for partiklene i dyp z, definert som w=q/c, må da være gitt ved (3) 18

w=k(t,c) z. Det vil altså si at midlere utsynkingshastighet øker proporsjonalt med tykkelsen av det partikkelholdige laget ovenfor. Det er ikke urimelig dersom flokkulering er dominerende, slik at en har partikler som vokser i omfang og med økende synkehastighet nedover i vannsøylen. Differensialligningen for C kan da skrives C t = k C (4) altså som en reduksjon over tid, homogent over hele vannsøylen. Koeffisienten k (med dimensjon t -1 ) kan som nevnt variere med tid og/eller partikkelkonsentrasjon, men ikke med dyp. Ut fra en slik modell vil reduksjonen gå like raskt uansett hvor tykk skyen er, dvs. med spesifikke utfellingstider, og kan ikke beskrives enkelt ved synkehastigheter som har dimensjon lengde pr. tid. I virkeligheten vil vi ikke vente at en så enkel beskrivelse av virkningen av aggregering kan være dekkende, men det antyder likevel at de oppnådde resultater kan forklares rimelig av at det skjer aggregering underveis. Utsynking beskrives ofte ved synkehastigheter med dimensjon lengde/tid anvendt på partikkelkonsentrasjonen i hvert dyp, eller innenfor et vertikalsjikt. For utsynking som domineres av aggregering vil slike synkehastigheter gjelde som midlere verdier for utsynking fra den skyen det synker ut fra, og hvis aggregeringsmodellen som er beskrevet ovenfor er riktig, vil den tilsynelatende synkehastigheten avhenge av bl.a. tykkelsen på partikkelskyen, og kan ikke ha almen gyldighet for partikkelsammensetningen i hvert dyp. For å estimere k som funksjon av tid og konsentrasjon kan en gå ut fra kurvene for konsentrasjon som funksjon av tid i den siste fasen av forsøket. Figur 12 viser gjennomsnittskonsentrasjonen over alle dyp som funksjon av tid på logaritmiske akser. Figuren viser fra og med t=60 minutter en meget stram lineær sammenheng mellom ln(c) og ln(t), med omtrent like konsentrasjoner for de to forsøkene, dvs. en sammenheng: α C = C1 t (5) Ikke-lineær regresjon på alle gjennomsnittskonsentrasjonene fra og med t=60 minutter gir α =1.206 og C 1 =34830 mg/l. 19

Scatterplot of Konsentrasjon_gjsnitt against Tid; categorized by TestNr Gjsnittskonsentrasjoner.sta 4v*16c 7500 5000 2500 Konsentrasjon_gjsnitt 750 500 250 75 50 25 TestNr: Test 1 TestNr: Test 2 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 Tid Figur 12. Vektet gjennomsnittskonsentrasjon over alle måledyp mot tid. Felles modell tilpasset de to forsøkene for t 60 minutter er tegnet som bred stiplet linje. Et slikt forløp betyr at k i ligning (4) avtar med tiden. Det kan som nevnt ha to årsaker, som hver for seg eller i kombinasjon kan gi et slikt forløp: Ut fra en generell argumentasjon vil vi vente at reduksjonsraten k i store trekk avtar omvendt proporsjonalt med tiden hvis materialet er satt sammen av sammenhengende partikkelfraksjoner. Det er rimelig at utsynkingen hele tiden er dominert av det materialet som synker ut med tidskonstant omtrent lik den tiden som er gått. Det som synker ut vesentlig raskere er allerede forsvunnet, og det som synker ut vesentlig langsommere bidrar ikke så mye til den totale utsynkingen ved det aktuelle tidspunktet. Hvis utsynking er avhengig av flokkulering, som er et samvirke mellom partikler, er det rimelig å anta at effektiv synkehastighet avtar med konsentrasjon av partikler opphøyd i en eksponent. Ifølge van Leussen (1988) og Mehta (1988) dominerer dette ved konsentrasjoner i området 100 til 5 000 mg/l. Ifølge Puls et al. (1988) kan det også gjelde ned mot 10 mg/l, som ligger under de laveste målte konsentrasjonene i disse forsøkene. Utsynkingen, oppgitt som synkehastighet, øker stort sett med konsentrasjon opphøyd i en eksponent mellom 1 og 3 i de resultatene som refereres i de siterte artiklene. Enda høyere konsentrasjoner kan hindre utsynkingen ved at det dannes sammenhengende nettverk av partikulært materiale. 20

Etter 2 timer hadde konsentrasjonene kommet ned i ca. 100 mg/l i begge forsøkene. Det utgjorde hhv. 1 % og 0.2 % av startkonsentrasjonen i de to forsøkene. Hvis det var et resultat av suksessiv utfelling av partikkelfraksjoner fra de groveste til de fineste, ville en vente at denne restkonsentrasjonen var mer preget av finfraksjon i forsøk 2. Likevel var det ingen særlig forskjell i hvordan konsentrasjonen sank med tid i de to forsøkene. Én mulig tolkning av det er at det i forsøk 2 er felt ut en større andel også av finfraksjonen i første fase, fordi aggregeringen er mer effektiv ved høyere total-konsentrasjoner, slik at størrelsesfordelingen av restmengdene i den siste fasen ikke er så ulike. Det kan også tenkes at ulikheter i størrelsesfordelingen ikke spiller så stor rolle for utsynking som preges av flokkulering, fordi det er størrelsen på aggregatene som dannes som avgjør utsynkingsforløpet, og at det er mer avhengig av total partikkelkonsentrasjon. Den observerte konsentrasjonsreduksjonen i siste del av forsøket kan uansett beskrives empirisk ut fra differensialligningen for C hvis det antas at β C k = k0 (6) C0 Parameterisering av k ved to konstanter k 0 og C 0 er innført for å gi mer oversiktlige dimensjoner; med k 0 definet som utsynkingsrate ved konsentrasjon C 0. Ved å sette det inn i ligning (4) og integrere over tid fra et utgangspunkt (C s, t s ) etter etablert flokkulerende utsynking finnes en løsning Cs 1 β C = ( k0β ( t t )) C 1 s 0 (7) β β t C s 1+ k0β ( t ts ) C 0 Løsningen viser at en i starten vil ha raskere relativ reduksjon jo høyere startkonsentrasjonen er, og at konsentrasjonen etter lang tid blir tilnærmet den samme som funksjon v tid uansett hva startkonsentrasjon er. Hvis en neglisjerer etableringsfasen og setter t s =0, stemmer det asymptotiske forløpet for store t resultatene i figur 12 slik de er beskrevet av ligning (5), hvis en setter β=1/α = 0,83. Ut fra tilpasset parameter C 1 =34800 mg/l fra kurvetilpasningen kan k 0 bestemmes for en valgt skalerende konsentrasjon C 0 = 100 mg/l til: β 1 C0 0 k = = 0,0094 (minutt -1 ) C 1 β Oversatt til effektiv utsynkningshastighet gjennom dyp z i siste fase av forsøkene gir det: w = k z = k0 C C 0 β z Selv om dette er en empirisk tilpasning til et tidsforløp kan det virke mer naturlig å uttrykke endringen over av utsynkingsraten som en funksjon av gjenværende konsentrasjon, fordi det ikke er tiden i seg selv som gir reduksjon, men heller de endringer i konsentrasjon og partikkelsammensetning som skjer over tid. 21

For en mer generell vertikalprofil av partikkelkonsentrasjon kan modellen for konsentrasjonsavhengig utsynking fra en sky hvor konsentrasjonen varierer med dypet generaliseres slik at synkehastigheten i et gitt dyp beregnes som et integral fra toppen av partikkelskyen (z 0 ) og ned til det aktuelle dypet (z): w = k 0 z C C () z z0 0 β dz Schaanning og Bjerkeng (2001) brukte en slik beskrivelse i en simuleringsmodell til å beskrive oppvirvling og utsynking av sedimenter fra bunn i et antatt relativt stillestående basseng. Hvis horisontale transporter spiller større rolle, må modellbeskrivelsen utvikles videre. For eksempel kan en tenke seg en modellparametrisering hvor utsynkingen modelleres som lokalt selvforsterkende, dvs. at vertikal bevegelse pga. utsynking bidrar til at utsynkingshastigheten øker pga. av samling i aggregater, proporsjonalt med total masseforflytning opphøyd i en eksponent. Dette må studeres nærmere. 4.4 Konklusjon Ut fra resultatene ser det ut til at det ikke er mulig å angi noen bestemt synkehastighet som kan brukes til å beregne en grense for hvor langt finfraksjonen av suspenderte partikler kan spre seg. Utsynkingen av de fine partiklene ser ut til å være sterkt avhengig av hvilke partikkelkonsentrasjoner en får i vannmassene etter utslipp. For en gitt partikkelmengde vil det være viktig å unngå spredning i store vannmasser, men sørge for så høy konsentrasjon som mulig innenfor et avgrenset volum, da vil utsynkingen gå raskere. Ut fra resultatene kan det konkluderes med at hvis en for eksempel begrenser partikkelspredningen til en høyde av 5 m fra bunn, vil ca. 90 % av partikkelmengden ha felt ut på bunnen i løpet av ca. 3-4 timer, mens den resterende finfraksjonen kan holde seg svevende mye lenger, og lenger jo mer partiklene blir spredt i startfasen, både horisontalt og vertikalt. Spredning og fortynning vil selvsagt bidra til å minske konsentrasjonene i vann, men vil derved også pga. mindre effektiv flokkulering minske synkehastigheten og bidra til fordeling over et større bunnområde. Resultatene er oppnådd i laboratoriet med i hovedsak stillestående vann, og kan ikke uten videre overføres til frie vannmasser i resipienten, hvor en har naturlig turbulent strøm. Turbulensen genereres da i stor grad i et sjikt ved bunnen, og det kan bidra til å holde sedimentene suspendert over lengre tid enn det laboratorieresultatene tyder på. Turbulens opp til en viss grense bidrar positivt til dannelse av aggregater ved å øke kollisjonshyppigheten, men ved økende turbulens blir etterhvert oppbryting av aggregater og resuspensjon dominerende. Det finnes derfor et turbulensområde som er optimalt for flokkulering og rask utsynking, mens både svakere og sterkere turbulens kan gi mindre utsynkning. Det har antagelig større betydning i naturlige forhold enn i utsynkingsforsøkene. 22

4.5 Litteratur Mehta. A.J. (1988): Laboratory Studies on Cohesive Sediment Deposition and Erosion. In: Physical Processes in Estuaries. Springer-Verlag, Ed. Dronkers, J. & van Leussen, W., p 427-445. Puls, W., Kuehl, H. & Heymann, K. (1988): Settling Velocity of Mud Flocs: Results of Field Measurements in the Elbe and the Weser Estuary. In: Physical Processes in Estuaries. Springer- Verlag, Ed. Dronkers, J. & van Leussen, W., p 404-424. van Leussen, W. (1988): Aggregation of Particles, Settling Velocity of Mud Flocs; A Review. In: Physical Processes in Estuaries. Springer-Verlag, Ed. Dronkers, J. & van Leussen, W., p 347-403. Schaanning, M og Bjerkeng, B. (2001): Opprydding av forurensete sedimenter i Oslo Havn. Etablering av dypvannsdeponi ved Malmøykalven. Modell og estimater for spredning av miljøgifter. NIVA-rapport 4438, 49 sider. 23

5. Forsøk med polymertilsetning Det ble utført forsøk med en finfraksjon med partikkelstørrelser < 10 µ. Slammet ble hentet fra oppredingsforsøk utført ved NTNU. Det ble benyttet en 1 % suspensjon til forsøkene. Forsøket ble utført som en jar-test i 1 liters begerglass. 10 avgang ble slemmet opp 1 1 liter sjøvann fra 60 meters dyp fra Drøbaksundet. Under kraftig omrøring av suspensjonen ble 4 ml de ulike polymerene tilsatt.under kraftig omrøring ved 100 rpm i 2 minutter deretter langsom omrøring ved 20 rpm i 10 min. Glassene ble satt til sedimentering i 30 minutter før uttak for analyse av turbiditet. Prøveuttaket ble foretatt ca 5 cm under overflaten. Følgende polymerer ble testet: - Magnafloc 155 - Magnafloc 156 - Magnafloc 338 - Magnafloc 919 - Magnafloc 1011 Polymerene var laget som 0,5 % løsninger. Umiddelbart etter tilsetning av polymer kunne en observere tydelig flokkulering i glassene med Magnafloc 155 og Magnafloc 338. Rent visuelt ga alle polymertilsetningene bedre effekt enn glasset uten polymertilsetning. Effekten så ut til å være best med Magnafloc 155. Polymerene ble ikke slått i stykker selv ved en omrøring på 100 rpm! Etter ½ times sedimentering ble det tatt ut prøver for analyse av turbiditet. Analysen ga som resultat: Polymer Turbiditet - FNU Ingen 109 Magnafloc 155 85,6 Magnafloc 156 182 Magnafloc 338 72,9 Magnafloc 919 70,3 Magnafloc 1011 163 Turbiditetsanalysene er ikke helt i overensstemmelse med de visuelle observasjonen. Dette kan ha flere årsaker: - Hadde en tatt ut prøver etter kortere sedimenteringstid ville Magnafloc 155 trolig gitt lavest turbiditet - Polymerdosen var trolig alt for høy. For mye polymer kan gi dårligere resultat enn optimal dose. - Analyse av turbiditet gir ofte ikke et korrekt bilde av situasjonen. Nedmalte mineralpartikler reflekterer lyset på en spesiell måte og kan gi et falskt bilde av situasjonen. Analyse av suspendert tørrstoff gir et mer pålitelig bilde. Ut fra visuelle inntrykk kan en likevel konkludere med at det vil være mulig å forbedre sedimenteringsegenskapene til finfraksjonen i avgangen betydelig ved å tilsette polymer. Videre forsøk bør utføres med avgang fra et pilotanlegg hvis dette bygges. Det vil da være mulig å optimalisere polymerdosen. Forløpige tester tyder på at Magnafloc 155 vil gi de beste resultater. 24

Magnafloc er et vanlig flokkuleringsmiddel som benyttes innenfor prosessindustri og til vannrensing. Dersom det vil være problematisk å benytte syntetiske polymerer, finnes det på markedet andre naturbaserte flokkuleringsmidler som f.eks kitosan som er meget godt egnet for partikkelfjerning i forbindelse med rensing av drikkevann og avløp fra tunneldrift. Kitosan fremstilles av reke- og krabbeskall og er et produkt som er lett tilgjengelig i markedet. En har imidlertid ingen erfaringer for bruk i forbindelse med avgangsdeponering. 25

Vedlegg A. Undersøkelse av kornform til nedmalt eklogitt 26