Danmarks Tekniske Universitet
DTU MILJØ
Bachelorprojekt
Genindvinding af fosfor fra spildevandsslam
Anders Thietje Mortensen (s146992) og Camilla Høy (s154214)
Vejledere
Berit Godskesen og Anders Damgaard
1. juni 2018
Abstract
Phosphorous is an essential nutrient for plant- and animal growth and is therefore a necessity in agriculture.
Due to the growing world population, the demand is increasing. Furthermore, phosphorous is a limited resource
and supply stability is an uncertainty in the future. Therefore the need for an alternative phosphorous sources
is in dire need. One such source is waste water sludge, where phosphorous primarily comes from urine and
faeces. This makes it a rather stable source to utilize. In Denmark an annual amount of 5.000 tonnes of
phosphorous is contained within waste water sludge. This can cover 3% of the annual Danish agricultural need.
Currently, phosphorous is being removed at waste water treatment plants without being properly utilized.
Several technologies exists to recover phosphorous from waster water sludge, including technologies aimed at
the sludge ash. Such technologies cover, but are not limited to, struvite precipitation directly from the waster
water sludge, acid leaching from the waster water sludge ash and electrodialysis which is also aimed at extracting
phosphorous from waster water ash.
A Danish pilot project, VARGA, initiated by the municipality owned waste water treatment company, BIOFOS,
investigates the possibilites of re-using the resources in waste and waste water from the Copenhagen area.
VARGA focuses on the technology of electrodialysis.
In this study the three technologies; acid leaching, electrodialysis and struvite precipitation will be analyszed
and compared on the following parameters:
• Quality/Quantity
• Environmental impact
• Economy
The three technologies varies in the amount of phosphorous that can be extracted. Where electrodialysis
and acid leaching can obtain as much as 85% of the phosphorous from the ash, struvite can only precipitate
approximately 30% of the phosphorous contained within the waste water sludge. However, some of the heavy
metals that can be found in the waste water are transferred to the phosphorous fertilizer products. This posses
a potential environmental problem when the fertilizer is to be applied on agricultural land.
This study has shown that the acid leaching technology has the highest concentration of heavy metals in the
phosphorous fertilizer product. However, compared to governmental regulations, none of the concentrations
exceeds the Danish environmental limits of spreading waste water sludge on agricultural land.
The acid leaching technology is in this study concluded to be the best suited technology at present time. This
is due to the higher amount of extracted phosphorous compared to struvite, the lower resource requirements
compared to electrodialysis and the higher profits compared to both struvite and electrodialysis. However, a
condition is that the selling price for an acid leached product does not decline to a value of 0,8 DKK below
electrodialysis.
i
Forord
Følgende rapport er udarbejdet for at bestemme, om VARGAs valg af elektrodialyse til genindvinding af slam
fra spildevandsslam, virker som det bedste valg.
Rapporten, der er et bachelorprojekt, omfatter 15 ETCS og er udarbejdet i perioden februar-maj 2018.
Rapporten er udarbejdet i samarbejde mellem Anders Thietje Mortensen (s146992) og Camilla Høy (s154214),
begge bachelorstuderende pa DTU Miljø pa retningen Vand, Bioressourcer og Miljømanagement. Arbejds-
fordelingen i rapporten har været som følgende: Anders Thietje Mortensen har skrevet afsnittene 1, 2.2, 2.3.1,
2.3.3 samt 4.2 Camilla Høy har skrevet afsnittene 2.1, 2.3.2, 4.1, 4.3 og 4.4. De øvrige afsnit (3, 4.5 og 5) er
skrevet i fællesskab. Alle afsnit i rapporten er gennemgaet og rettet af begge studerende, og der er desuden
diskuteret løbende omkring alle afsnit.
En stor tak skal lyde til Anders Damgaard, seniorforsker ved DTU Miljø, og Berit Godskesen, postdoc ved
DTU Miljø, for hjælp og vejledning i forbindelse med projektet. Yderligere tak skal lyde til Nick Ahrensberg,
projektleder pa VARGA projektet fra BIOFOS, for at give os indblik i VARGA projektet, udlevering af data
og for at svare pa de spørgsmal vi matte have. Desuden skal der lyde tak til Patrik Enfalt og Yariv Cohen
fra Ragn Sells for at videregive information omkring teknologien Ash2®Phos. Til sidst ogsa tak til Niels Aage
Kudahl fra HELM Skandinavien A/S for hjælp til priser pa fosforsyre.
Camilla Høy
01-06-2018
Anders Thietje Mortensen
01-06-2018
ii
Indholdsfortegnelse
Abstract i
Forord ii
Forkortelser i rapporten ix
1 Indledning 1
1.1 Problemformulering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3
2 Teori 4
2.1 Fosforkilder i spildevand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4
2.1.1 Fosfor fra vaskemidler . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4
2.1.2 Fosfor fra urin og a↵øring . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4
2.1.3 Fosfor fra industrispildevand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5
2.1.4 Opsamling pa fosforkilder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
2.2 Fosfor som gødning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
2.3 Teknologier til fosforudvinding fra spildevandsslam . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
2.3.1 Behandling af aske med syre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
2.3.1.1 Fosfor i aske . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
2.3.1.2 pH . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
2.3.1.3 L:S og reaktionstid . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
2.3.1.4 Metaller og adskillelse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
2.3.1.5 Ash2®Phos - et alternativ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
2.3.2 Struvit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
2.3.2.1 Udfældning af struvit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12
2.3.2.2 Problemer ved spontan struvitudfældning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
2.3.2.3 Struvit som gødning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
2.3.3 Elektrodialyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
2.3.3.1 2 to-kammeret celler . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
2.3.3.2 VARGAs elektrodialyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16
2.3.3.3 Tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
3 Metode 18
4 Resultat og diskussion 19
4.1 Beskrivelse af benyttede mængder . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
4.1.1 Tømning af depoter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
4.2 Syre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
4.2.1 Mulig genvundet fosfor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
4.2.2 Tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
4.2.3 Udgifter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
4.2.3.1 Opsummering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
4.2.4 Indtægt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26
4.2.5 Muligt alternativ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26
iii
4.3 Struvit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
4.3.1 Mulig mængde udvundet struvit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
4.3.2 Tungmetalindhold . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
4.3.3 Udgifter ved struvitudfældning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
4.3.3.1 Anlægsudgifter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
4.3.3.2 Magnesiumstilsætning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
4.3.4 Mulig indtægt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
4.4 Elektrodialyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
4.4.1 Udvundet mængde fosforsyre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
4.4.2 Tungmetalindhold . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
4.4.3 Udgifter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
4.4.3.1 Muligt anlægsdesign . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
4.4.3.2 ED business case . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
4.4.3.3 Sammenligning af udgifter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
4.4.4 Mulig indtægt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
4.5 Opsamling . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
4.5.1 Kvalitet/kvantitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
4.5.2 Miljøpavirkninger . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38
4.5.3 Økonomi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
5 Konklusion 42
Appendices i
A Landbrug i
A.1 Procent fosfor genindvundet fra VARGA i forhold til landbrugets forbrug . . . . . . . . . . . . . iii
A.2 Kategorisering af H3PO4 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . iii
B Fosfor udledt fra urin og a↵øring iv
C Kort ifm. beregning af total fosforudledning fra urin og a↵øring v
D Fosfor i industrispildevand vi
E Beregning af syre vii
E.1 Omregning af grænseværdier . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . vii
E.2 Opløselighed . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . viii
E.3 Volumen af benyttet vand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . x
E.4 Syre koncentration . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . x
E.5 Syre masse og omkostning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . x
E.6 Koncentrationer i aske og opløsning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xi
E.7 Mængde af H3PO4 og overskudsvand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xiii
E.8 Energikrav til fordampning af overskudsvand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xv
E.9 Oversigt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xvi
E.10 Konstanter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xvii
E.11 Tungmetaller ved udbredelse pa landbrugsjord . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xvii
iv
F Beregninger Struvit xix
F.1 Mængde struvit der kan udvindes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xix
F.2 Magnesium i slammet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xx
F.3 Tilsætning af magnesium . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxi
F.3.1 Magnesiumchlorid . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxii
F.3.1.1 30% fosforudvinding . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxii
F.3.1.2 60% fosforudvinding . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxiii
F.3.2 Magnesiumhydroxid . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxiii
F.3.2.1 Fisher Scientific . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxiii
F.3.2.2 Honeywell . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxiv
F.3.3 Havvand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxiv
F.4 Tungmetalsammenligning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxiv
F.5 Økonomi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxv
G Beregninger Elektrodialyse (ED) xxvii
G.1 Mængde udvundet fosforprodukt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxvii
G.2 Tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxvii
G.3 Udgifter til materialer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxviii
G.3.1 ED Business Case . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxix
G.4 Indtægt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxxii
H Tungmetalsammenligning xxxiv
v
List of Figures
1 Illustration som viser VARGA projektets formal med at genindvinde ressourcerne i a↵ald og
spildevand og føre dem tilbage til forbrugerne (VARGA, 2018) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2
2 Forhold mellem fosfor i jordvæske og den adsorberede og svært tilgængelige fosfor (Thomsen
et al., 2011) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
3 Opløselighedskurve for fosfat (Bialkowski, 2004) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
4 E↵ekt ved forskellige L:S af to asker og forskellige [HCl] (Xu et al., 2012) . . . . . . . . . . . . . 10
5 Koncentration af fosfor og Fe som funktion af pH. Der sker en stigning i begge koncentrationer
ved sænkning af pH (Franz, 2008) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
6 Struvit udfældet i rør (Oberender et al., 2013) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
7 Drikkevandets hardhed i Danmark malt i 2010 GEUS (2010). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
8 To to-kammeret elektrokemiske celler. (Viader et al., 2017b) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
9 Opløselighedsprodukter af calcium-, aluminium- og jernfosfat (Viader et al., 2017a) . . . . . . . . 16
10 Muligt anlægsdesign til ED i VARGA (Barnes et al., 2017) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
11 Tungmetalsammenlingning for pH 2, 65% opløst fosfat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
12 Tungmetalsammenligning for pH 1, 85% opløst fosfat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
13 Sammenligning mellem koncentrationer af tungmetaller for struvit (Oberender et al., 2013) og
handels-gødning af typen NPK 21-3-10 + Mg,S (Petersen et al., 2009) . . . . . . . . . . . . . . . 28
14 Sammenligning mellem koncentrationer af tungmetaller for fosforsyre fra ED (Barnes et al., 2017),
handelsgødning af typen NPK 21-3-10 + Mg,S (Petersen et al., 2009) samt et gennemsnit af
fosforgødning (Miljø- og Fødevareministeriet, 2013) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
15 Sammenligning af tungmetalindhold for fosforprodukterne fra de tre teknologier . . . . . . . . . . 37
16 Figur 16 Mængden af arlige ton fosfor fra forskellige kilder (Jensen et al., 2015) . . . . . . . . . . i
17 Figur 17 Procentvis fordeling af malke- og slagtekvæg samt svinebestand i Danmark i 2016
(Danmarks Statistik, 2016) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . i
18 Figur 18 Total proteinindtag for en gennemsnitsindbygger (Mihelcic et al., 2011) . . . . . . . . . v
19 Figur 19 Gennemsnitlig mængde produceret fosfor per person om aret (Mihelcic et al., 2011) . . v
20 Figur 20 Sammenligning mellem koncentrationer af tungmetaller for struvit (Oberender et al.,
2013) og handelsgødning af typen NPK 21-3-10 + Mg,S (Petersen et al., 2009) . . . . . . . . . . xxv
21 Figur 21 Businesscase udarbejdet af Barnes et al. (2017) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxx
vi
List of Tables
1 Oversigt over forskellige kilders angivne interval for fosfor udledt til spildevand via urin og a↵øring 5
2 Fosforindholdet i industrispildevand fra otte forskellige brancher i Danmark (Jacobsen et al., 2015) 5
3 Grænseværdier for tungmetaller i slam for Danmark (Miljø- og Fødevareministeriet, 2017a) . . . 8
4 EU forslag og gældende danske grænseværdier for tungmetaller i handelsgødning (Miljø- og
Fødevareministeriet, 2016b) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8
5 Koncentrationer af forskellige udvalgte sto↵er i SSA ifølge tre forskellige kilder . . . . . . . . . . 8
6 Koncentration af tungmetaller i EasyMinings gødningsprodukt MAP (Cohen & Enfalt, 2017) . . 12
7 Tungmetalkoncentration i ED-produkt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17
8 Beskrivelse af asker (første 10 ar) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19
9 De forskellige elementers opløselighed som procent af deres masse i asken ved henholdsvis pH 2
og pH 1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
10 Opløsning af forskellige sto↵er fra aske fra RA og RL ved forskellig pH, samt deres depoter. De
holdes op imod de danske grænseværdier for slam anvendt til landbrugsjord . . . . . . . . . . . . 22
11 Vægt% af H3PO4 ved forskellige L:S og pH. Den tilhørende mængde af fosfor og omkostningen
i kr. per kilo fosfor. For beregninger se bilag E . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
12 Udgifter forbundet med produktion af 75% H3PO4 fra de forskellige anlæg . . . . . . . . . . . . 26
13 Indtægter forbundet med 75% H3PO4 ved en salgspris pa 7 kr./kg H3PO4 for de forskellige anlæg 26
14 Reaktionsskema for 30% forsforfjernelse ved struvitudfældning. Markeret med gult er den pakrævede
mængde magnesium samt den udvundne mængde struvit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
15 Mængder for magnesium og fosfat nødvendig til dannelse af x mængde struvit (ton) . . . . . . . 28
16 Sammenligning af fire eksisterende struvitudvindningsprocesser (Oberender et al., 2013) samt
pilotprojekt for Arhus Vand (Balslev & Landgren, 2014) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
17 Sammenligning af den nødvendige mængde MgCl2 og Mg(OH)2 for henholdsvis 30% og 60%
fosfor-fjernelse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
18 Sammenligning mellem de nødvændige mængder elektrolyt, elektricitet og vand for henholdsvis
det mulige anlægsdesign og for VARGAs business case . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
19 Sammenligning af de tre teknologier pa baggrund af kvalitet/kvantitet, miljøpavirkning og økonomi. 36
20 Tabel 20: Grænseværdier for tungmetaller i slam for EU og Danmark . . . . . . . . . . . . . . . ii
21 Tabel 21: Gennemsnitlige tungmetalkoncentrationer for NPK- og P-gødninger anvendt i Danmark iii
22 Tabel 22 Oversigt over kategoriseringer og deres renhed (Gilmour, 2014) . . . . . . . . . . . . . . iii
23 Tabel 23: EU forslag og gældende danske grænseværdier for tungmetaller i handelsgødning (Miljø-
og Fødevareministeriet, 2016b) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . vii
24 Tabel 24: Danske grænseværdier gældende for udbredelse af slam til landbrugsjord . . . . . . . . viii
25 Tabel 25: Resultat oversigt over værdier fundet i litteraturen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . viii
26 Tabel 26: Gennemsnits koncentrationer af sto↵er fundet i aske fra RL og RA i forbindelse med
VARGA projektet (Barnes et al., 2017) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ix
27 Tabel 27: Gennemsnits koncentrationer af sto↵er fundet i aske fra RA marts 2009 og marts 2010.
For simplificering antages de samme værdier for RL. (Barnes et al., 2017) . . . . . . . . . . . . . ix
28 Tabel 28: Massen af det vand, som skal fordampes for at opna en given vægt% af H3PO4. De
røde celler indikerer at der skal fordampes mere vand end der er . . . . . . . . . . . . . . . . . . xiv
29 Tabel 29: Oversigt over værdier for forskellige parametre ved de forskellige anlæg ved L:S 20, L:S
2 og pH 2 og pH 1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xvi
30 Konstanter benyttet til beregninger . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xvii
vii
31 Tilført mængde tungmetal per hektar per ar ved udbredelse af 30 kg fosforprodukt fra de forskel-
lige renseanlæg . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xviii
32 Mængde nødvendig magnesiumhydroxid for at udfælde 30% fosfat som struvit . . . . . . . . . . . xxiii
33 Mængde nødvendig magnesiumhydroxid for at udfælde 60% fosfat som struvit . . . . . . . . . . . xxiii
34 Tungmetalindhold i to struvitprøver fra Aaby renseanlæg i mg/kg P . . . . . . . . . . . . . . . . xxv
35 Mængde udvundet fosforsyrer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxvii
36 Tungmetalkoncentration i ED-produkt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxviii
37 Sammenligning af salgspriser for den udvundne fosforsyre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxxiii
38 Tabel 38: De tre teknologiers tungmetalindhold sammenholdt med de danske tungmetalgræn-
seværdier for udbredelse af slam pa landbrugsjord . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . xxxiv
viii
Forkortelser i rapporten
VARGA Vand Ressource Genindvindings Anlæg
RA Renseanlæg Avedøre
RL Renseanlæg Lynetten
SSA Spildevandsslamaske
ED Elektrodialyse
PE Personækvivalenter
MAP Monoammoniumfosfat
TS Tørstof
CEM Cation Exchange Membrane
AEM Anion Exchange Membrane
ix
1 Indledning
Fosfor indgar som en nødvendig del for plante- og dyrevækst og er derfor uundværlig i landbruget for at
kunne brødføde en stigende verdensbefolkning. Samtidig er fosfor en begrænset ressource, hvis der fokuseres pa
koncentrationer i rafosfatdepoter, som fortyndes i takt med at dette udvindes. Rafosfat kommer primært fra
Kina, USA, Marokko, Jordan og Sydafrika, som tilsammen sidder pa 90% af verdens fosforreserver (Thomsen
et al., 2011). Med det nuværende globale forbrug af fosfor spar de mere pessimistiske at ressourcerne er opbrugt
om 60 ar (Franz, 2008), mens de mere positive rapporterer om reserver svarende til de næste 300-400 ars
forbrug (Jensen et al., 2015). Der er dog usikkerheder forbundet med bade kvaliteten og tilgængeligheden af
disse reserver, som kan betyde darligere kvalitet af handelsgødning og større miljøskader ved udvinding (Jensen
et al., 2015). Der bør derfor ledes efter alternative fosforressourcer, som kan udnyttes med henblik pa at kunne
substituere handelsgødning.
I Danmark gødes med forskellige fosforholdige typer af gødning, sasom handelsgødninger, gylle og spildevands-
slam, hvor spildevandsslam indeholder fosfor svarende til ⇠10% af det arlige forbrug af fosfor i landbruget, se
bilag A.
Et dilemma er dog, at ved anvendelse af spildevandsslam direkte pa marker, risikeres det, at der ogsa tilføres
miljøfremmede sto↵er, som forekommer i spildevandsslammet. Blandt andet derfor er der restriktioner pa, hvor
meget slam der ma tilføres og hvad markerne kan benyttes til efterfølgende, se bilag A.
De nærings- og fremmedesto↵er, som forekommer i spildevand stammer fra husholdninger og industri, se afsnit
2.1. Dette ledes fra de enkelte husholdninger og industri til centrale renseanlæg, hvor spildevandet behandles.
Dermed samles spildevand centrale steder rundt om i Danmark, hvilket gør spildevand til en oplagt ressource at
genindvinde fosfor fra. Grunden til, at spildevandets indhold af fosfor ønskes reduceret, er pa grund af fosfors
egenskab som næringsstof, hvilket kan føre til eutrofiering i recipienten af det rensede spildevand.
En mulig made at genindvinde fosfor fra spildevand er ved at behandle den aske, som er tilbage, efter at
spildevandsslammet er blevet forbrændt.
Et nyt projekt, som undersøger mulighederne for genindvinding af forskellige ressourcer i a↵aldssektoren, er
BIOFOS’ VAnd Ressource Genindvindings Anlæg (VARGA), se figur 1.
1
Figur 1: Illustration som viser VARGA projektets formal med at genindvinde ressourcerne i a↵ald og spildevandog føre dem tilbage til forbrugerne (VARGA, 2018)
VARGA er BIOFOS’ fyrtarnsprojekt, hvor hovedformalet er at udvikle den cirkulære økonomi indenfor energi
og næringssto↵er fra danske byers a↵ald og spildevand, saledes at det kan indga i produktionen af fødevare.
Derudover ønsker VARGA at være en showcase for dansk ekspertise indenfor miljøteknologi med internationalt
format. VARGA er inddelt i seks arbejdsgrupper, hvor arbejdsgruppe fire blandt andet beskæftiger sig med at
skabe et fosforholdigt gødningsprodukt ved genindvinding af fosfor fra slamaske, samtidig med at produktet har
en lav tungmetalkoncentration. Projektet vil modtage spildevandsslamaske (SSA) fra Renseanlæg Avedøre (RA)
og Renseanlæg Lynetten (RL), dels fra de to anlægs arlige produktion af SSA og dels fra allerede eksisterende
depoter pa de to anlæg. VARGA fokuserer pa teknologien elektrodialyse (ED) til genindvinding af fosfor
og tungmetalseparation (VARGA, 2018). ED er dog ikke eneste tilgængelige løsning for fosforudvindelse fra
spildevand. Der er ligeledes mulighed for at udvinde fosfor fra SSA ved at behandle den med syre. En tredje
kendt og anvendt teknologi, som udvinder fosfor fra spildevand, er struvitudfældning.
2
1.1 Problemformulering
Formalet med dette projekt er, at sammenligne tilgængelige teknologier til genindvinding af fosfor fra spilde-
vandsslam med henblik pa senere brug som gødning pa landbrugsjord.
Det overordnede spørgsmal, som ønskes besvaret, er: Hvilken af de tre undersøgte teknologier til genindvinding
af fosfor fra spildevandsslam er den bedste, nar det kommer til de tre valgte parametre?
Der vil i dette projekt fokuseres pa de følgende tre teknologier:
• Syrebehandling
• Struvit
• Elektrodialyse
De tre teknologier vil blive analyseret pa baggrund af følgende parametre:
• Kvalitet/kvantitet; der omhandler mængden af udvundet fosfor og det indvundne fosforprodukts renhed
(koncentration og tungmetalindhold).
• Miljømæssige omkostninger; der omhandler forbrug af vand, el og øvrige ressourcer, og CO2 udledning
i forbindelse med elektricitetforbruget. Der sammenkobles til afsnittet omkring kvalitet med henhold til
tungmetalindhold.
• Økonomisk rentabilitet; der omhandler omkostningerne forbundet med de forskellige metoder sammen-
lignet med den forventede indtægt.
Projektet vil desuden forsøge at perspektivere anvendelsen af udvundet fosfor fra spildevandsslam ved hjælp af
følgende spørgsmal:
• Kan kommende reguleringer gøre det u-attraktivt at genindvinde fosfor fra spildevandsslam?
• Vil det producerede fosforprodukt fra spildevandsslammet være en stabil kilde i forhold til rafosfat?
3
2 Teori
I dette afsnit gennemgas de forskellige kilder, der bidrager med fosfor til spildevand, hvordan fosfor virker
som gødning samt de tre forskellige metoder til genindvinding af fosfor fra spildevandslam og SSA. Disse tre
teknologier er syrebehandling, struvitudfældning og elektrodialyse.
2.1 Fosforkilder i spildevand
Fosfor bliver udledt til spildevandet bade fra husholdninger i form af vaskemidler, urin og a↵øring, og fra
industrien, fra flere forskellige brancher, der bruger det enten til rengøring eller som bestanddel i de producerede
produkter. Ifølge Jensen et al. (2015) er der ca. 5.000 tons fosfor at hente i det samlede spildevand per ar.
Ifølge Donatello et al. (2010) udgør fosfor i slamaske globalt set kun, hvad der svarer til 0,5% af det globale
markedsbehov for fosfor, hvoraf 80% af dette behov stammer fra landbrug. Derfor argumenterer Donatello et al.
(2010) for at gøre fosfor fra spildevand til et økonomisk attraktivt produkt, ved at koncentrerer indholdet af
H3PO4 til 85 vægt%. Herved ville det kunne indga i industrielle processer fremfor landbruget, se bilag A.2 for
forskellge H3PO4 kategoriseringer.
2.1.1 Fosfor fra vaskemidler
Fosfor er tilsat vaskemidler og opvaskemidler i form af natriumtrifosfat (Na5P3O10) for at bevare sæbens e↵ekt.
Dette sker ved, at anionen P3O5�10 isolerer kationerne Ca2+ og Mg2+, der begge medvirker til at gøre vandet
hardt, ved at binde dem til sig og pa den made forhindre dem i at reagere med andre ioner, som udfældes og
sætter sig i maskinen (Housecroft & Constable, 2015). Hvis Ca2+ og Mg2+ er blevet isoleret, skal der ligeledes
bruges mindre vaskemiddel for at opna den samme e↵ekt for sæben (Frydland-Raun, 2015).
Ifølge Donatello et al. (2010) blev der udledt 300.000 tons natriumtrifosfat til spildevandet i Europa i ar 2000
(Raskovic, 2007), hvilket svarer til 76.000 tons fosfor. Hvis dette holdes op mod det opgivne befolkningstal
pa 307 mio. europæere i ar 2000, svarer det til en fosforudledning fra vaskemidler pa 0,68 g P/person/dag
(Donatello et al., 2010).
Siden store mængder af udledt fosfor til vandløb, søer og have kan føre til eutrofiering, er der i EU blevet indført
reguleringer pa mængden af tilladt forfor i opvaskemiddel og maskinopvaskemiddel. Fra 1. juli 2013 blev det
forbudt at benytte tøjvaskemiddel, der indeholder mere end 0,5 g fosfor per standarddosis, og fra 2017 blev
det forbudt at benytte maskinopvaskemiddel, der indeholder mere end 0,3 g fosfor per vask. Det er dog stadig
tilladt at benytte sig af afkalkningsmiddel med højere doser af fosfor (Krarup & Bak (2013) og Faarlund (2014)).
2.1.2 Fosfor fra urin og a↵øring
En stor del af fosforen i spildevand kommer fra urin og a↵øring. Ifølge Holtze & Backlund (2002) og Backlund
& Holtze (2003) varierer det fra kultur til kultur og fra person til person alt efter alder, køn, kost og sundhed-
stilstand, hvor meget urin et individ producerer og de præcise koncentrationer af næringssto↵er heri. Hvordan
den udledte fosfor fordeler sig i henholdsvis urin og a↵øring kommer an pa, hvor fordøjelig individets diet er.
De fordøjede næringssto↵er bliver udskilt med urinen, mens de ufordøjede bliver udskilt med a↵øringen. Det
fordelagtige ved, at en stor procentdel af fosforen kommer ud som urin, er, at næsten al fosforen eksisterer som
uorganiske fosfat-ioner, som er direkte tilgængelige for planter.
4
I forskellige kilder er der uenighed omkring, hvor store mængder fosfor der faktisk bliver udledt gennem urin og
a↵øring af den enkelte person om aret. For gennemgang af de forskellige kildes antagelser omkring udledning
af fosfor per person per ar, se bilag B
I tabel 1 er de forskellige kilders intervaller samlet.
Tabel 1: Oversigt over forskellige kilders angivne interval for fosfor udledt til spildevand via urin og a↵øring
Kilde Interval (kg P/pers/ar) Bemærkning Geografisk omrade
Beregnet fra Mihelcic et al. (2011) 0,52-0,78 Bade urin og a↵øring Danmark
Mihelcic et al. (2011) opgjort til 0,55-0,62 Bade urin og a↵øring Danmark
Phosphorus Futures (UTS:ISF) (2018) 0,39 Bade urin og a↵øring Verden
Donatello et al. (2010) 0,44-0,51 Bade urin og a↵øring I-lande
Holtze & Backlund (2002)
og Backlund & Holtze (2003)0,26-0,39 Kun urin Sverige (antages samme i Danmark)
Nyvold (2008) ca. 1 Bade urin (0,7 kg) og a↵øring (0,3 kg) -
2.1.3 Fosfor fra industrispildevand
En tredje kilde til fosfor i spildevand er industrien. Eksempler pa brancher, der udleder fosfor til spildevandet,
er de otte der er gennemgaet i Miljøstyrelsens rapport Jacobsen et al. (2015) og kan ses i tabel 2. Der kan
desuden findes en beskrivelse af de forskellige brancher i bilag D.
Disse otte brancher benytter enten vand i deres produktion af produkter eller til rengøring efter endt produktion
og mellem produktionstrin. De fleste af firmaerne i de nævnte brancher udleder spildevand direkte til den
o↵entlige kloak, mens enkelte har enten eget renseanlæg eller forrenseanlæg. I (Jacobsen et al., 2015) er de
udledte spildevandsmængder samt disses sammensætning estimeret ud fra tilgængelig data; de er altsa ikke
definitive, men kan stadig benyttes til at give et velvisende billede af mængden af udledt fosfor fra industrien.
Spildevandsmængderne og fosforkoncentrationen i disse kan ses i tabel 2.
Tabel 2: Fosforindholdet i industrispildevand fra otte forskellige brancher i Danmark (Jacobsen et al., 2015)
Branche Mængde udledt spildevandt (m3/ar) Fosforindhold (mg/l) Mængde udledt fosfor (ton/ar)
Mejeri 6.646.250 36,5 242,6
Slagteri 5.920.411 25,7 152,2
Bryggeri 5.616.912 29 162,9
Fisk og skaldyr 4.419.417 10,3 45,5
Bi-produkt 2.606.067 43 112,1
Bejdsning 3.000.000 - -
Lægemiddel - 10 -
Bageri 376.511 15 5,6
Ud fra tabel 2 kan det estimeres, hvor meget fosfor der udledes til spildevandet fra seks af de otte brancher om
aret. Lægemiddelbranchen er ikke inkluderet grundet manglende info omkring mængden af udledt spildevand,
mens bejdse-branchen ikke er inkluderet, siden der ikke er angivet nogen fosforkoncentration i spildevands-
sammensætningen. Det beregnes, at de seks resterende brancher udleder omkring 720 tons fosfor til spildevandet
om aret.
5
2.1.4 Opsamling pa fosforkilder
Udledningen fra de forskellige fosforkilder; vaskemidler, urin/a↵øring og industri, ligges her sammen og sammen-
lignes med den samlede mængde fosfor i spildevand ifølge Mikkelsen & Madsen (2015). Til beregningerne antages
Danmarks befolkningstal at være 5.731.000.
I afsnit 2.1.1 nævnes det, at der i ar 2000 blev udledt omkring 0,68 g P/person/dag fra vaskemidler. Dette
svarer til
0, 68 g P/person/dag · 365 dage/ar · 5.731.000 personer = 1.422 tons P/ar
I afsnit 2.1.2 nævnes der forskellige intervaller for udledt fosfor fra urin og a↵øring. Til denne beregning benyttes
intervallet fra Mihelcic et al. (2011) pa 0,55-0,62 kg P/person/ar, siden dette interval er for Danmark og omfatter
bade urin og a↵øring. Det svarer til, at der sammenlagt bliver udledt
0, 55 kg P/person/ar + 0, 62 kg P/person/ar
2· 5.731.000 personer = 3.353 tons P/ar
I afsnit 2.1.3 nævnes det, at otte brancher udleder fosfor til spildevandet. Der er værdier for seks af disse, og
deres samelede udledning ligger pa 720 tons P/ar.
Hvis disse tre værdier samles, kan det ses, at den arlige fosforudledning til spildevand ligger pa
1.422 tons P/ar + 3.353 tons P/ar + 720 tons P/ar = 5.295 tons P/ar
Det er en smule mere end de 5.000 tons fosfor, der er i spildevandet ifølge (Mikkelsen & Madsen, 2015). Dette
skyldes formentlig, at de 5.000 tons er en afrunding, samt at der er sket en regulering af den tilladte mængde
fosfor siden ar 2000, og denne værdi derfor bør være lavere nu.
2.2 Fosfor som gødning
For at kunne bruge fosfor som gødning skal det forekomme pa den uorganiske form H2PO�4 (Thomsen et al.,
2011). I jorden er en stor del af fosforen uorganisk bundet og er ikke tilgængelig for planterne. Denne pulje star
i et ligevægtsforhold med det uorganiske fosfor, som findes i jordvæsken. Det fosfor, som findes i jordvæsken,
kan optages af planterne og nar dette sker, vil der tilsvarende frigives noget af det adsorberede fosfor, saledes
at ligevægten opretholdes, se figur 2.
6
Figur 2: Forhold mellem fosfor i jordvæske og den adsorberede og svært tilgængelige fosfor (Thomsen et al.,2011)
I jorden findes det meste fosfor pa svært tilgængelig form. (Thomsen et al. (2011) og Jensen et al. (2015)). Dette
kan vanskeliggøre at fa dækket planternes behov, hvorfor det er vigtigt at sikre en tilstrækkeligt høj tilførsel af
uorganisk fosfor for at fa en optimal produktion i plantebaserede landbrug (Jensen et al., 2015).
Grunden til, at planter benytter fosfor pa formen H2PO�4 , er, at de mikroorganismer, som omgiver rødderne,
danner CO2 ved respiration og derved forsurer jordvæsken (Københavns Universitet, 2017). Fosforen har størst
opløselighed fra omkring pH 6,5 (Thomsen et al., 2011). Ved denne pH er fosfor overvejende at finde pa den
uorganiske form som H2PO�4 , se figur 3.
Figur 3: Opløselighedskurve for fosfat (Bialkowski, 2004)
Der sigtes efter at finde metoder, som udnytter fosfor i SSA, saledes at det kan anvendes i landbruget og
konkurrere med handelsgødning.
Et problem ved at anvende produkter fra spildevand er, at de kan indeholde uhensigtsmæssige koncentrationer
af tungmetaller. Derfor er der ved ”Slambekendtgørelsen” indført danske grænseværdier for spildevandsslam
udbredt pa landbrugsjord (Miljø- og Fødevareministeriet, 2017a). I tabel 3 er grænseværdierne for tungmetal-
koncentration i slam, som udbredes pa landbrugsjord listet.
7
Tabel 3: Grænseværdier for tungmetaller i slam for Danmark (Miljø- og Fødevareministeriet, 2017a)
Cd Cr Hg Ni Pb Zn Cu
Grænseværdi for slam til landbrug (mg/kg tørstof) 0,8 100 0,8 30 120 4.000 1.000
Grænseværdi for slam til landbrug (mg/kg totalfosfor) 100 - 200 2.500 10.000 - -
Det samme problem, kan forekomme ved udbredning af handelsgødning pa landbrugsjord. Dog er der i Dan-
mark kun fastsat en grænseværdi for tungmetallet cadmium i uorganisk fosfatgødning. Denne værdi er sat til
110 mg Cd/kg P. Europa Parlamentet har dog foreslaet, at fastsætte fælles grænseværdier for tungmetaller i
handelsgødning (Miljø- og Fødevareministeriet, 2016b), som listet i tabel 4.
Tabel 4: EU forslag og gældende danske grænseværdier for tungmetaller i handelsgødning (Miljø- ogFødevareministeriet, 2016b)
Cd (mg/kg P2O5) Cd (mg/kg TS) Cr (mg/kg TS) Hg (mg/kg TS) Ni (mg/kg TS) Pb (mg/kg TS)
EU foreslaet handelsgødning 60 3 2 2 120 150
DK gældende for handelsgødning 48 - - - - -
DK gældende for slam til landbrugsjord 44 0,8 100 0,8 30 120
Der ses en umiddelbar forringelse af grænseværdi for cadmium i EU-forslaget kontra den gældende danske
grænseværdi. Dette skal dog holdes op imod, at EUs foreslaede grænseværdi pa 60 mg Cd/kg P2O5 kun er for
de første 2 ar efter ikrafttrædelsen, hvor den efter 3 ar skal sænkes til 40 mg Cd/kg P2O5 og yderligere til 20
mg Cd/kg P2O5 12 ar efter ikrafttrædelsen (EU, 2012). Dette vil dermed betyde en nedgang pa 28 mg Cd/kg
P2O5 efter 12 ar i forhold til den nuværende grænseværdi i Danmark.
En EU lovændring med hensyn til indholdet af tungmetaller i handelsgødning ville derfor betyde, at der efter
12 ar ville være en grænseværdi for cadmium pa 45 mg Cd/kg P. Det har ikke været muligt, at omregne de
resterende grænseværdier, da der ikke benyttes en bestemt værdi for kg tørstof/kg P (kg TS/kg P). Dette er
illustreret i bilag E.1.
Selvom SSA ogsa indeholder fosfor ligesom spildevandsslammet, vil spredning af SSA direkte pa landbrugsjord
ikke være favorabelt, fordi en stor del af fosforen vil være pa en form, som ikke er tilgængelig for plantevækst
(Ottosen et al., 2013). I tabel 5 ses nogle af de forskellige elementer, som kan findes i SSA ifølge tre forskellige
referencer.
Tabel 5: Koncentrationer af forskellige udvalgte sto↵er i SSA ifølge tre forskellige kilder
Ottosen et al. (2016) Ottosen et al. (2013) Franz (2008)
P (g/kg TS) 72 - 110 70 - 99 -
Al (g/kg TS) 14 - 22 20 - 67 -
Fe (g/kg TS) - 16 - 58 -
Pb (mg/kg TS) 81 - 115 85 - 112 109 - 158
Cu (mg/kg TS) 480 - 700 540 - 690 417 - 625
Ni (mg/kg TS) - 29 - 72 50,0 - 92,5
Zn (mg/kg TS) 2.030 - 2.180 1.700 - 2.000 910 - 1.850
Cd (mg/kg TS) 2,2 - 3,3 - 0,4 - 1,9
Cr (mg/kg TS) - - 102-122
8
Sammensætningen af SSA varierer ifølge tabel 5, men intervallerne overlapper eller ligger ofte tæt pa hinanden.
2.3 Teknologier til fosforudvinding fra spildevandsslam
2.3.1 Behandling af aske med syre
I det følgende afsnit forklares teorien bag syrebehandling af SSA.
2.3.1.1 Fosfor i aske
Ved forbrænding af SSA reagerer fosfor og danner Ca3(PO4)2 ((Schaum et al., N/A) og (Donatello et al.,
2010)). For at genindvinde fosfaten fra Ca3(PO4)2 opløses asken i syre. Som det fremgar af nedenstaende
reaktionsligning er PO3�4 en anion.
Ca3(PO4)2 ! 3Ca2+ + 2PO3�4
2.3.1.2 pH
Ved at opblande asken i syre, vil syrens protoner begynde at ”konkurrere” med Ca2+ om at bindes til fosfat.
Derfor vil en opløsning med lav pH udvinde mere fosfat, da der er flere protoner.
Ifølge Ottosen et al. (2013) er der en tydelig sammenhæng mellem stigende koncentration af H2SO4 og derved
faldende pH, og den procentvise opløsning af fosfor.
Mængden af syre, som er nødvendig for at genindvinde fosfor e↵ektivt, er afhængig af, pa hvilken form fosfor
optræder i asken. For slamanlæg, som benytter biologisk fjernelse af fosfor i rensefasen, vil der være behov
for en lavere mængde syre sammenlignet med syrebehandling af apatit (mineral med naturligt forekommende
fosfor) til udvinding af fosfor fra industrien. Sammenlignet med renseanlæg uden biologisk fjernelse vil der være
behov for en større mængde syre end for industriel behandling af apatit (Cohen, 2009).
Grundet at H2SO4 anses som værende en meget billig syre, foreslas denne ofte som egnet til udvinding af fosfor
fra SSA (Ottosen et al., 2013).
Ved benyttelse af H2SO4 er reaktionsligningen som i ligning (1) (Donatello et al., 2010).
Ca3(PO4)2 + 3H2SO4 ! 3CaSO4 · 2H2O + 2H3PO4 (1)
Herved dannes der gips og H3PO4, som benyttes i industrien bl.a. til fremstilling af handelsgødning. H3PO4
er en svag trivalent syre med pKa1, pKa2 og pKa3 værdier pa henholdsvis 2,12, 7,2 og 12 (Ottosen et al., 2016).
I ligning (2) benyttes pu↵erligningen, for at illustrerer sammenhængen mellem koncentration og pH ud fra
9
dissociationskonstanten Ka.
HA+H2O ! H3O+ +A�
Ka =[A�][H+]
[HA][H2O])
log(Ka) = log([A�][H+]
[HA][H2O]) )
log(Ka) = log([H+]) + log([A�]
[HA][H2O]) )
�log([H+]) = �log(Ka) + log([A�]
[HA][H2O]) )
pH = pKa + log([A�]
[HA][H2O])
(2)
Hvor [A�] er koncentrationen af den konjugerende base og [H2O] sættes til 1. Ved en pH under pKa1, ma [HA],
altsa [H3PO4], være større end [A�] for at sænke pH under pKa1. Derfor antages det fra ligning (2), at ved en
pH under pKa1 er fosfor primært pa formen H3PO4. Dissociation af H3PO4 i vand kan opskrives som
H3PO4 +H2O ! H3O+ +H2PO�
4 (3)
Hvorved fosfor kommer pa plantetilgængelig form.
2.3.1.3 L:S og reaktionstid
Udover pH er forholdet mellem syre (Liquid) og aske (Solid) (L:S) afgørende for, hvor e↵ektivt fosfor frigøres
(Ottosen et al., 2013). Ved lav L:S, vil der ikke være tilstrækkelig kontakt mellem syren og askepartiklerne,
hvorved der er lav genindvindings e↵ektivitet (Xu et al., 2012). I litteraturen vælges en L:S for H2SO4 pa 20
da denne giver en høj genindvindingsprocent (Donatello et al., 2010), denne kan dog mindskes til 2 ved særlig
omrystning af opløsningen ((Franz, 2008) og (Donatello et al., 2010)).
Figur 4: E↵ekt ved forskellige L:S af to asker og forskellige [HCl] (Xu et al., 2012)
I figur 4 vises sammenhæng mellem stigende opløsning af fosfor i HCl opløsninger med forskellige pH værdier
10
ved stigende L:S forhold af to forskellige askesammensætninger. Der er en klar tendens til, at der frigøres mere
fosfor, nar der er mere syre per mængde aske. Ved stigende L:S antydes det, at pH værdien er af mindre
afgørende betydning og at der ikke opløses væsentlig mere fosfor ved at sænke pH yderligere ved højere L:S
forhold. For aske a er der allerede et sammenfald ved en L:S pa 50, hvor der for HCl koncentrationerne pa 0,2,
0,5 og 0,8 mol/l er opløst ca. 97% af fosfor. Til sammenligning har HCl koncentrationen pa 0,1 mol/l ved L:S
50 opløst ca. 90% af fosforen. Dette svarer til, at der opløses 7,8% mere fosfor ved at ændre pH værdien fra 1
til 0,1. I litteraturen benytter Donatello et al. (2010) en L:S pa 20 med en reaktionstid pa 2 timer. Mindre syre
ville antagelsesvis medføre en sænkning i omkostninger bade i indkøb af syre og i energi forbrugt pa fordampning
men omvendt en stigning i reaktionstid. Donatello et al. (2010) referer selv til Franz (2008), som med det rette
udstyr nedbringer L:S til 2.
For forsøgsopstillinger benyttes der i litteraturen primært en reaktionstid pa 2 timer, se tabel 25 i bilag E.2.
Ifølge Ottosen et al. (2013) kan der ved langvarige processer ske en udfældning af fosfor med jernoxider, hvorved
den tilgængelige mængde af fosfor falder.
2.3.1.4 Metaller og adskillelse
Ved at opblande asken i syre vil der ikke kun opløses PO3�4 men ogsa uønskede elementer, sasom dem listet i
tabel 5 kan ogsa være at finde i opløsningen.
I figur 5 sammenlignes mængden af opløst fosfor og mængden af opløst jern, som funktion af pH, i asker fra to
renseanlæg. I begge tilfælde stiger den opløste mængde af uønskede sto↵er ved faldende pH.
Figur 5: Koncentration af fosfor og Fe som funktion afpH. Der sker en stigning i begge koncentrationer vedsænkning af pH (Franz, 2008)
For at sikre et rent produkt er det nødvendigt at se-
parere disse sto↵er fra opløsningen. De sto↵er, som
ikke opløses, filtreres fra ved passage gennem et filter.
Efter filtrering skal de resterende uønskede kationer
fjernes fra opløsningen. Dette sker ved at benytte
et resin, som fungerer ved kationudveksling, saledes
at resinet afgive en H+-ion for at optage en anden
kation, sasom en metalion (Bregman, 1953). Resin-
ers evne til at optage kationer afhænger af forskel-
lige parametre sasom a�nitet for de enkelte kationer,
pH, temperatur samt eksponeringstid. Resiner har
dog vist sig e↵ektive i at fjerne tungmetaller og andre
uønskede kationer. Hvis H2SO4 er benyttet som den
opløsende syre, kan SO�4 kræve yderligere udfæld-
ning, da SO�4 koncentrationerne kan være for høje
til kommercielt brug (Donatello et al., 2010). For efterfølgende at udvinde H3PO4 fordampes vand fra væsken,
hvilket kan gøres, da H3PO4 har et kogepunkt pa 158°C (Donatello et al., 2010).
En anden metode er at tilsætte Na2S, da tungmetaller vil udfælde med sulfid i en tungtopløselig form selv i
meget stærke syrer (Franz, 2008). Herefter kan opløsningen filtreres og PO3�4 udfældes med CaO ved
CaO +H3PO4 ! CaHPO4 + 2H2O (4)
Den umiddelbare forskel pa de to metoder er formen, hvormed fosfor optræder i slutproduktet pa. Hvor H3PO4
som benævnt er opløselig i vand, hvormed fosfor optræder pa plantetilgængelig form, sa kræves der syre til
11
at opløse CaHPO4. Dette pavirker den umiddelbare tilgængelighed for planter ved tilførelse til jorden. Hvor
H3PO4 hurtigt kan optages, omdannes CaHPO4 langsommere. Ifølge Franz (2008) har det dog ikke indflydelse
pa planternes vækst over tid, tværtimod udskilles fosfor kun i den rate planternes rødder udskiller syre til
nedbrydelse af CaHPO4 efter behov og derved sikres det, at overskydende fosfor ikke udvaskes eller bindes
mere utilgængeligt for planterne. Ved den første metode følger desuden et stort energikrav for at fordampe
vand fra opløsningen.
2.3.1.5 Ash2®Phos - et alternativ
Et svensk firma, EasyMining Sweden, har udviklet en metode, Ash2®Phos, hvor jern og aluminium efter syre-
behandlingen separeres sammen med fosfor. Derved opnas to opløsninger; en med jern, aluminium og fosfor, og
en med de uønskede sto↵er. Opløsningen med jern, aluminium og fosfor tilsættes Ca(OH)2, hvorved der dannes
calciumfosfat, jernhydroxid og aluminiumhydroxid. Calciumfosfaten kan viderebehandles til et vandopløseligt
gødningsproduktet, monoammoniumfosfat (MAP), som EasyMining Sweden ifølge Cohen & Enfalt (2017) kan
lave med en fosforkoncentration pa 26% og med et lavt indhold af tungmetaller, se tabel 6. Udover at indeholde
fosfor, indeholder slutproduktet ogsa en koncentration af nitrogen svarende til 12%.
Tabel 6: Koncentration af tungmetaller i EasyMinings gødningsprodukt MAP (Cohen & Enfalt, 2017)
Metal Cd Cr Ni Pb Cu Hg
Koncentration (mg/kg P) <0,04 <0,27 1,30 <0,38 <0,77 <0,08
De to metalhydroxider behandles med HCl for at udfælde FeCl og AlCl, saledes at de igen kan indga i udfæld-
ningsprocessen af fosfor i de indledende behandlinger af indkommende spildevand (Cohen & Enfalt, 2017).
2.3.2 Struvit
Struvit, ogsa kaldet magnesiumammoniumfosfat, er et farveløst eller grabrunt mineral med den kemiske formel
MgNH4PO4 · 6H2O - se figur 6. Det kan udfældes fra væskestrømme med høj koncentration af ammonium
og fosfat ved tilsætning af magnesium og ved høj pH (Jensen et al. (2015), Mikkelsen & Madsen (2015) og
Oberender et al. (2013)):
Mg2+ +NH+4 + PO3�
4 + 6H2O ! MgNH4PO4 · 6H2O
2.3.2.1 Udfældning af struvit
Struvit udvindes som regel i rejektvandet fra radnetanke, hvor den forventede fosforkoncentration i vandfasen
varierer lidt fra kilde til kilde. Ifølge Jensen et al. (2015) kan ca. 30% af den tilførte mængde fosfor i spildevandet
udfældes som struvit, mens Mikkelsen & Madsen (2015) nævner, at den opløste mængde fosfor svarer til omkring
5-15% af den samlede mængde fosfor i det udradnede slam. En tredje kilde, Oberender et al. (2013), der dog
er en smule ældre end de to andre, mener at 10-20% af den tilledte fosfor burde kunne udfældes som struvit.
Dog mener de ogsa, at renseanlæggets processer kan optimeres sa meget, at det er muligt at kunne genindvinde
50-60% af det indkommende fosfor som struvit. Den resterende del af fosforen befinder sig i slamfasen og er
dermed ikke tilgængelig til at reagere med ammonium og magnesium. Struvit kan af denne grund ikke sta alene,
hvis man ønsker at genindvinde størstedelen af fosforen fra spildevandet (Jensen et al., 2015).
12
Figur 6: Struvit udfældet i rør (Oberender et al., 2013)
Udover at kilderne ikke er helt enige om, hvor stor en procentdel af fosforen, der er at finde i vandfasen, varierer
koncentrationen af fosfor ogsa, da denne afhænger bade af typen af slammet samt eventuel forbehandling af
dette. Typen af slam spiller en rolle, da biologisk slam fra rensningsanlæg med biologisk fosforfjernelse frigiver
en større mængde fosfor per kg udradnet slam sammenlignet med primærslam og biologisk slam fra rensnings-
anlæg med kemisk fosforfjernelse. Forbehandlingen af slammet spiller en rolle, da en høj koncentration af slam
i radnetanken vil føre til en højere frigivelse af fosfor til vandfasen. Derudover kan termisk hydrolyse benyttes
til at øge mængden af slam, der bliver reduceret i radnetanken, hvilket ogsa fører til en højere frigivelse af
fosfor til vandfasen (Mikkelsen & Madsen, 2015). Et eksempel pa denne variation kan ses pa det forsøg, som
Mikkelsen & Madsen (2015) udførte pa slam fra Næstved Centralrenseanlæg og Spildevandscenter Avedøre, hvor
koncentrationen af orthofosfat i vandfasen af det udradnede spildevand var pa henholdsvis 390 mg PO4 � P/l
og 100 mg PO4 � P/l. Begge disse koncentrationer svarede til omkring 11-12% af den totale fosforkoncen-
tration i slammet. Siden begge anlæg benytter sig af en kombination af biologisk og kemisk fosforfjernelse,
blev denne forskel tilskrevet de to renseanlægs forskellige konfigurationer. Især forskellen i koncentrationen af
slam i udradningstanken og Næstved Centralrenseanlægs termiske forbehandling af slammet før udradningen
blev nævnt som arsag. Teoretisk set burde fosfatkoncentrationen i vandfasen i forbindelse med den anaerobe
nedbrydelse af slammet ligge i intervallet 50-300 mg PO4 � P/l (Mikkelsen & Madsen (2015) og Oberender
et al. (2013)), men det ligger i realiteten som oftest omkring 100-150 mg PO4 � P/l (Mikkelsen & Madsen,
2015).
2.3.2.2 Problemer ved spontan struvitudfældning
Da grundvandet i det meste af Danmark (især Østdanmark) er hardt (se figur 7), indeholder det allerede en
del Mg2+ og Ca2+-ioner. Begge af disse kan reagere med fosfat og danne henholdsvis struvit (hvis der ogsa er
NH+4 til stede) og calciumfosfat (Ca3(PO4)2), som er tungtopløseligt og derfor vil være i slammet (Mikkelsen
& Madsen, 2015).
13
Figur 7: Drikkevandets hardhed i Danmark malt i 2010 GEUS (2010).
Siden struvit kan udfældes spontant i spildevandet pa renseanlægget, uden at der aktivt tilsættes magnesium,
kan dette forarsage problemer for anlægget. Den spontane udfældning finder sted pa renseanlæg, der benytter sig
af en kombination af biologisk fosforfjernelse og anaerob udradning enten i radnetanken, under slamafvandingen
eller i rejektvandssystemet (Johansen (2011) og Oberender et al. (2013)). Hos renseanlæg, der ikke benytter sig
af biologisk fosforfjernelse, findes der kun ganske sma mængder magnesium i slammet, da stort set alt magne-
siummet ledes direkte igennem renseanlægget. Pa renseanlæg med biologisk fosforfjernelse benytter bakterierne
derimod en del af magnesiummet til at binde fosforen i cellen og magnesium flyttes dermed fra spildevandet til
slammet og videre til den anearobe slambehandling, hvor den kan medføre spontan udfældning af struvit, hvis
pH’en er høj nok (Oberender et al., 2013). Den spontant udfældede struvit kan ophobe sig i rør og maskiner
(se figur 6) og dermed medføre driftsproblemer og driftsstop, hvilket fører til øgede vedligeholdelsesudgifter.
Problemet kan opsta, hvis renseanlægget vælger at belufte slammet inden afvandingen, da dette afgasser CO2 og
dermed far pH’en til at stige og udfældning af struvit til at ga igang i slamafvandingsdekanteren. Hvis slammet
ikke beluftes før afvandingen kan problemet risikere at blive skubbet til rejektvandet efter slamafvandingen, da
CO2’en bliver afgasset under centrifugeringen af slammet i stedet og struvit da udfældes her (Johansen, 2011).
Der er forskellige metoder, der kan benyttes til kontrolleret fjernelse af fosfat i form af struvit, blandt andet
udfældning før eller efter dekanteren:
• Kontrolleret struvitudfældning før slamafvandingsdekanteren kan ske ved, at renseanlægget anlægger en
separat tank, hvori spildevandet tilsættes magnesium, der er den begrænsende del af struvit, og luft for
at afgasse CO2 og dermed fa pH’en til at stige, og struvitten til at udfældes.
• Renseanlægget kan ogsa lave en kontrolleret struvitudfældning ved at indføre en fluidized bed reaktor efter
dekanteren, hvori der tilsættes magnesium og base for at opna optimale forhold for struvitudfældning. Heri
udfældes struvitten som sma, harde kugler, hvis størrelse kan reguleres vha. upflow-hastigheden og som
er yderst velegnede som gødning.
I begge disse metoder burde det være muligt at opna op til 90% fjernelse af fosfaten (Johansen, 2011), hvilket
formodes at skulle forstas som 90% af fosfaten fra vandfasen, da Jensen et al. (2015) siger, at der normalt kun
kan udvindes 30% af fosforen fra spildevandet som struvit, da resten af det opholder sig i slamfasen.
14
2.3.2.3 Struvit som gødning
Som gødning har struvit har et substitutionspotentiale pa 100% og er især velegnet til langsomtvoksende afgrøder
med en kraftig rodvækst eller til at hjælpe med at genopbygge jordens fosfordepot, da det ikke er vandopløseligt
og derfor frigiver fosfor og nitrogen langsomt til jordvæsken i løbet af ca. 9 maneder (Jensen et al. (2015) og
Oberender et al. (2013)).
Struvit indeholder 12,5% fosfor, 10% magnesium og 5,5 % kvælstof og bliver anset som værende gødning af
høj kvalitet, da det har et utrolig lavt indhold af tungmetaller i modsætning til bade handelsgødning og gylle
(Jensen et al., 2015).
2.3.3 Elektrodialyse
I dette afsnit gennemgas teorien for ED.
2.3.3.1 2 to-kammeret celler
Den tredje mulighed for genindvinding af fosfor, som belyses i dette projekt, er ED. I den oprindeligt tiltænkte
metode adskilles metaller og fosfater i to to-kammeret elektrokemiske celler, som opsættes i serieforbindelse. Pa
figur 8 ses en opstilling af de to elektrokemiske celler.
Figur 8: To to-kammeret elektrokemiske celler. (Viader et al., 2017b)
I den første del hældes den vandopløste aske i det anolytiske kammer (anoden, indikeret med +), som er adskilt
fra det katolytiske kammer (katoden, indikeret med -) af en cation exchange membrane (CEM). Membranen
sikrer, at der kun kan transporteres kationer igennem den. For at fa opløst asken i ioner paføres der en ladning,
det vil sige en strøm over et tidsinterval. Dette bevirker, at reaktionerne i lingning (5) forløber.
Anode : 2H2O +O2(g) ! 4H+ + 4e�
Katode : 4H2O + 4e� ! 2H2(g) + 4OH�(5)
Herved falder pH ved anoden, hvorimod den stiger ved katoden. Den faldende pH ved anoden sikrer, at der sker
en delvis opløsning af sto↵erne i asken. Herved dannes der anioner og kationer. Derved er den ladning, som
paføres, styrende for pH og derved ogsa styrende for den opløste mængde af fosfor (Barnes et al., 2017). Den
spænding, som er mellem de to elektroder, falder med mængden af dannet syre, da der i takt med opløsning
af asken frigives flere ioner og dermed stiger ledningsevnen. Forsøg har vist, at et lavere L:S forhold giver en
15
lavere spænding, da ionkoncentrationen herved er større. E↵ektforbruget er bestemt af den overførte ladning og
spændingen, hvorfor der er en interesse i at finde de mest optimale forhold mellem disse (Barnes et al., 2017).
De negative ladede anioner, som er opløst fra asken, vil forblive i det anolytiske kammer, da de tiltrækkes af
den positivt ladede anode. Omvendt vil de positivt ladede kationer vandre mod den negativt ladede katode.
For at sikre at opløste ioner i det katolytiske kammer ikke udfældes med de dannede hydroxidionerne, sikres
der en konstant lav pH i det katolytiske kammer ved tilførelse af en syre.
Da en stor procentdel af fosforen forventes, at være bundet til calcium i asken fra forbrændingen, vil der være
stor genindvindingsprocent fra calciumfosfater i det anolytiske kammer i den første del. Det fosfor, som er
bundet til metalionerne Al og Fe, grundet udfældningsprocesser i spildevandsbehandlingen, opløses nemmere
ved en højere pH. Opløsligehedskonstanterne, KSP , for AlPO4 og FePO4 er generelt lavere ved lav pH end for
calciumfosfater, hvilket fremgar af figur 9.
Figur 9: Opløselighedsprodukter af calcium-, aluminium- og jernfosfat (Viader et al., 2017a)
Der kan dog ved lave pH værdier udskilles positive Al- og FePO4 ioner, sasom AlHPO+4 og FeHPO+
4 , som
ligeledes vil di↵undere gennem CEM til det katolytiske kammer, hvilket vil medføre en sænkning af den poten-
tielle mængde genindvundet fosfor. For at undga dette kontrolleres parametrene pH, strøm og tid (Viader et al.,
2017a). Derved følger af kontrolleret elektrodialyse, at der opløses Ca3+ og tungmetaller, som migrerer til det
katolytiske kammer i første celle. Efter første celle filtreres væsken fra det anolytiske kammer, hvor det residual,
som er tilbage i filteret, benyttes i det katolytiske kammer i den anden celle. Dette residual vil indeholde de
mere tungtopløselige Al- og FePO4. Filtratet fra første del benyttes i den anden dels anolytiske kammer. I
anden del holdes pH ikke lav ved katoden, saledes stiger pH’en ved katoden ifølge ligning (5). For at sikre
bedst opløselighed kan der tilsættes base. Herved opløses de aluminium- og jernfosfater, som ikke blev opløst
i første del. Fosfationer vil migrere over til den anden celles anolytiske kammer via anion exchange membrane
(AEM). Da det er et surt miljø ved anoden, forventes fosfor at forekomme pa formen H3PO4, som derved kan
koncentreres ved at fordampe vandet fra opløsningen fra det anolytiske kammer. Til slut filtreres opløsningen og
det residual, som er tilbage, bortska↵es forsvarligt, da det indeholder metalrester. Ifølge Viader et al. (2017b)
kan der forventeligt genindvindes omkring 80% af fosfor fra asken. Der er dog stadig lidt usikkerheder omkring
renheden af produktet med hensyn til koncentrationen af diverse tungmetaller i forhold til mængden af fosfor.
2.3.3.2 VARGAs elektrodialyse Den model, som VARGA projektet vil gøre brug af, er en variation af
den teoretiske elektrodialysecelle, da der kun benyttes en enkelt to-kammeret celle, se figur 10.
16
Figur 10: Muligt anlægsdesign til ED i VARGA (Barnes et al., 2017)
Her kaldes den opløsningen, som omgiver katoden for elektrolyten. Denne skal tilføres separat fra postevandet.
Opløsningen af fosfor fra asken, som er i det anolytiske kammer, ligger ifølge Barnes et al. (2017) pa 81% - 84%.
Der er en malbar forskel mellem de to asker fra RL og RA, da førstnævnte har en større bu↵erkapacitet, derfor
skal der tilføres mere strøm for at na samme pH og derved samme procentvise opløsning af fosfor (Barnes et al.,
2017). Dette kan betyde længere ekstrationstid eller større elforbrug. Det forventes, at L:S skal ligge mellem
20% og 23% aske i forhold til vand, hvilket vil give en vægt% for H3PO4 pa 10%. Det vand, som benyttes til
at blande asken op med, er postevand, da konduktiviteten er højere end i demineraliseret vand.
2.3.3.3 Tungmetaller
Koncentrationen af tungmetaller, som formodes at være i slutproduktet, ifølge Barnes et al. (2017), er listet i
tabel 7 og holdt op imod de danske grænseværdier for slam udbredt pa landbrugsjord.
Tabel 7: Tungmetalkoncentration i ED-produkt
TungmetalFormodet koncentration
(mg/kg 10% H3PO4)
Formodet koncentration
(mg/kg P)
Grænseværdier for slam
(mg/kg P)
Cd 0,9 2,9 100
Cu 50,0 158,1 -
Cr 2,0 6,3 -
Ni 3,3 10,4 2.500
Pb 7,0 22,1 10.000
Zn 60 189,7 -
Det forventes, at der vil samles en mængde af opløste tungmetaller pa katoden, som sa skal bortska↵es ved
deponi. Dette vil indebære en omkostning, men forsøg har vist, at en sadan masse kun indeholdt 2% kobber og
nikkel, hvilket havde de største koncentrationer i asken (Barnes et al., 2017). Den metalrest som findes i filteret
kan forventes at have et højere indhold og derved bære en større miljømæssig omkostning.
17
3 Metode
Dette projekt tager afsæt i et litteraturstudie af genindvindingsmuligheder af fosfor fra spildevandsslam.
Projektet er tilvejebragt pa baggrund af rapporter og tager afsæt i BIOFOS’ VARGA projekt. Undervejs er
der blevet lavet dataanalyse af VARGA projektet samt projekter af lignende karakter med data fundet ved
litteraturgennemgang. Artikler og eksterne analyser er primært fundet via DTU FindIt, Google og enkelte
ved e-mail korrespondance med relevante fagfolk. Primære søgeord for den umiddelbare litteratursøgning har
været ”sewage sludge ash”, ”phosphate”, ”recovery”, ”electrodialytic”, ”genanvendelse”, ”spildevandsslam”,
”slamaske”, ”bæredygtig” og ”struvit”.
De beregninger, som er foretaget i dataanalysen, tager udgangspunkt i RAs og RLs askemængde og -sammensætning
for bade deres arlige producerede aske og deres depoter. Der er desuden benyttet værdier for RA’s arlige pro-
duktion af spildevandsslam.
Den potentielle mængde fosfor i asken er fundet ved at finde procentsatsen for fosfor i den pagældende aske og
multiplicere dette med mængde af aske.
For syrebehandling er det tilsvarende gjort for at finde mængden af et givent tungmetal, ud fra VARGA’s
oplysninger omkring koncentrationen af det pagældende metal i asken. Værdierne for opløseligheder af udvalgte
metaller fundet i litteraturen ved en given pH er brugt til at bestemme mængden af opløst metal ved syre-
behandling. Dernæst er den mængden af metal, som fjernes ved resin, fundet ud fra den givne e↵ektivitet af
resinet. Den fjernede mængde fratrukket den oprindelige mængde af metal, vil give den resterende. Dernæst
kan koncentrationen af metal per kilo fosfor bestemmes. For syrebehandling er den benyttede mængde vand
fundet ved at fastsætte syre:aske forholdet og dernæst multiplicere mængden af aske med den krævede volumen
af syre. Den krævede mængde af syre er fundet ud fra en pH-beregning, hvor syrekoncentrationen er fundet
og dernæst omregnet til masse. For at kunne opkoncentrere slutproduktet til den ønskede vægt% er der lavet
antagelser omkring, hvad der fordampes og derefter er energikravet beregnet.
For at beregne mængden af potentielt udfældet struvit samt hvor meget magnesium, der skal bruges hertil,
bliver der benyttet støkiometri. Den mængde magnesium, der er naturligt til stede i slammet, er beregnet ud
fra den totale mængde fjernet fosfat, minus den mængde der er blevet fjernet med kemiske rensning. Denne
mængde magnesium fratrækkes da den nødvendige mængde ved struvitudfældning, for at finde den mængde
der skal tilsættes. Magnesium kan tilsættes fra forskellige kilder og der er benyttet støkiometri til at beregne
den nødvændige mængde af hver kilde. Tungmetalindholdet i struvitten i rapporten er et gennemsnit af kon-
centrationerne for to struvitprøver fra et tidligere forsøg pa Aaby Renseanlæg . Disse prøvers koncentrationer
var opgivet i mg/kg TS og blev derfor ganget med de opgivne fosforkoncentrationer i kg P/kg TS for at fa
koncentrationerne i mg/kg P.
For ED er vandbehovet beregnet ud fra det benyttede tørstofindhold. For at kunne beregne behovet for de øvrige
ressourcer, er der ved hjælp af en række antagelser beregnet størrelsen pa en ED-reaktor. Denne reaktor, sammen
med informationer fra VARGA’s business case, er da benyttet til at beregne elektricitets- og elektrolysebehovet.
For en opkoncentrering af ED til 75%, er der benyttet samme metode som for syrebehandling.
Priser for bade indtægter og udgifter er fundet ud fra bade internetsøgning og i diverse litteratur. Ved multi-
plikation pa deres respektive enheder er total prisen fundet.
18
4 Resultat og diskussion
I dette afsnit beregnes der pa den mulige mængde fosforprodukt, der kan genindvindes, indholdet af tung-
metaller, udgifterne til genindvindingen samt mulig indtjening ved salg af produktet for de tre valgte teknologier;
behandling med syre, struvitudfældning og elektrodialyse.
4.1 Beskrivelse af benyttede mængder
I de to afsnit omkring syrebehandling og ED regnes der pa askemængder og -koncentrationer fra Barnes et al.
(2017) og EnviDan (2018). Det opgives i Barnes et al. (2017), at VARGA planlægger at behandle 20.000 tons
aske arligt (se tabel 8 for fordeling og fosforkoncentrationer). Heraf kommer 8.000 tons aske fra RLs og RAs
arlige slamforbrænding, mens 12.000 tons aske medtages som en løbende tømning fra askedepoterne pa de to
anlæg. Efter 10 ar forventes det, at den arlige produktion pa de to anlæg er steget til 10.000 tons og tømningen
af de to depoter bliver derfor sænket til 10.000 tons om aret. Der regnes i dette projekt kun pa tallene, som de
er i starten af projektet og ændringen efter 10 ar medtages derfor ikke.
Tabel 8: Beskrivelse af asker (første 10 ar)
Arlig mængde Depot (arlig fjernelse) Depot (i alt)
Avedøre Lynetten Avedøre Lynetten Avedøre Lynetten
Mængde aske (tons) 2.690 5.310 6.000 6.000 84.000 96.000
Mængde fosfor (tons) 250 443 571 500 8.000 8.000
Fosfor-andel af aske 0,093 0,083 0,095 0,083 0,095 0,083
I tabel 8 er aske- og fosformængden for den arlige produktion pa RA taget fra EnviDan (2018), mens alle andre
mængder er fra Barnes et al. (2017). Dette gør, at der ses en lille forskel i fosforkoncentrationen mellem RAs
arlige produktion og depot, mens koncentrationen er ens for RLs arlige produktion og depot. Siden der er sket
en ændring i den tilladte mængde fosfor i vaskemiddel siden 2013 (se afsnit 2.1.1), vurderes det at være logisk,
at fosforkoncentrationen i nyere spildevandsslamaske er lavere end i aske, der er fra før 2013.
Ud fra tabel 8 kan den arlige mængde fosfor i asken, og dermed den maksimale mængde der ville kunne
genindvindes, beregnes til
TotalP = 250 tons+ 443 tons+ 571 tons+ 500 tons = 1.764 tons (6)
I afsnittet om struvit benyttes EnviDan (2018) og der fokuseres pa tallene for 2016 (som var før VARGA
projektet begyndte). Der beregnes pa fosformængden fra ”slam fra radnetank”, som er efter radnetanken, men
før slammet bliver afvandet. Dette skyldes, at struvit udfældes fra vandfasen, men hvis slammet omrøres, kan
mere fosfor frigives hertil (af det biologisk bundne). Det giver en arlig fosformængde pa 201 tons. I dette afsnit
tages der heller ikke højde for, at renseanlæggets arlige produktion forventes at stige og at der dermed forventes
en tilsvarende stigning i mængden af fosfor.
19
4.1.1 Tømning af depoter
Askedepoterne pa RA og RL bestar af henholdsvis 84.000 tons og 96.000 tons aske. Det er opgivet, at begge
depoter indeholder ca. 8.000 tons fosfor, hvilket giver en lidt forskellig fosforkoncentration. Dette antages at
skyldes forskelle i anlæggenes opland. I Danmark betales der en depotafgift pa 475 kr./ton deponeret SSA. Det
svarer til, at BIOFOS har
msamlet = 84.000 tons aske+ 96.000 tons aske = 180.000 tons aske , (7)
pant = 180.000 tons aske · 475 kr./ton aske = 85, 5 mio. kr. (8)
85,5 mio. kr. liggende i pant i deres askedepoter.
Arligt bliver askedepoterne mindsket med 12.000 tons aske, samtidig med at 8.000 tons aske ikke bliver sendt
til deponi. Det svarer til, at BIOFOS sparer
20.000 tons aske · 475 kr./ton aske = 9, 5 mio. kr. (9)
9,5 mio. kr. om aret pa deponeret aske. Ifølge Damgaard (2018) har der ved tidligere projekter, hvor askedepoter
er blevet tømt, været tilfælde, hvor depotafgiften ikke er blevet tilbagebetalt. Dette gør den til en vis grad usikker
og derfor bør den ikke medtages som indtægtskilde.
Det antages, at der fjernes lige meget aske fra hvert depot. I det tilfælde er det muligt at beregne, hvor langt
tid det vil tage at tømme de to depoter: Depotet ved RA vil være tømt efter
84.000 tons aske = 6.000 tons aske/ar · 10 ar + 5.000 tons aske/ar · x ar ,
x ar =84.000 tons aske� 6.000 tons aske/ar · 10 ar
5.000 tons aske/ar= 4, 8 ar ,
arsamlet = 10 ar + 4, 8 ar = 14, 8 ar
Mens depotet ved RL vil være tømt efter
96.000 tons aske = 6.000 tons aske/ar · 10 ar + 5.000 tons aske/ar · 4, 8 ar + 10.000tons aske/ar · x ar ,
x ar =96.000 tons aske� (6.000 tons aske/ar · 10 ar + 5.000 tons aske/ar · 4, 8 ar
10.000 tons aske/ar= 1, 2 ar ,
arsamlet = 10 ar + 4, 8 ar + 1, 2 ar = 16 ar
Stigningen fra 5.000 tons aske/ar til 10.000 tons aske/ar for RL skyldes, at depotet ved RA er blevet tømt efter
de 14,8 ar og det derfor formodes, at der tages 10.000 tons aske/ar fra depotet ved RL.
20
4.2 Syre
I dette afsnit gennemgas de resultater, som er faet for syrebehandling ved brug af teorien og de fundne værdier
fra litteraturen. Se bilag E for beregninger brugt i dette afsnit.
4.2.1 Mulig genvundet fosfor
Den pH, som vælges til behandlingen af asken, er styrende for mængden af elementer, som frigives fra asken,
og derved ogsa den mængde af fosfor som kan genindvindes fra asken. For at beregne mængden af opløste
elementer fra asken har det været nødvendigt at fastsætte intervaller for den procentvise opløselighed af de
enkelte sto↵er ved pH 2 og pH 1. I tabel 9 er angivet intervaller for opløseligheden af udvalgte sto↵er i asken.
Værdierne er valgt ud fra tabel 25 i bilag E.2. Pa trods af at nogle af tallene optræder ved en pH-værdi udenfor
de anvendte i denne rapport, er de taget med for at afgrænse opløsningsintervallet og fordi det har været svært
at finde præcise tal for de enkelte pH-værdier i litteraturen.
Tabel 9: De forskellige elementers opløselighed som procent af deres masse i asken ved henholdsvis pH 2 og pH1
Element Opløst %
pH 2 1
P 65 85
Cd 59 62
Cr 50 100
Hg 0 100
Ni 20 38a
Pb 0 100
Zn 1 56
Cu 35 62
Fe 1 15
Al 12 34a Fra Ottosen et al. (2013),
dog med en uges reaktionstid
Den øvre grænse for fosfor er sat til 85%, da det ud fra litteraturen anses for en realistisk genindvindingsprocent
for en pH mellem 1 og 2. For intervallet for bly gælder, at enten opløses intet eller ogsa opløses det hele. Da
bly har en lav opløselighed i H3SO4 (Nagib & Inoue, 2000), antages det, at al bly stadig vil være uopløst og
det kan derfor antages, at det frafiltreres. Ifølge Nagib & Inoue (2000) er bly dog meget opløselig i en HCl
opløsning med høj HCl-koncentration, hvilket ogsa kan ses ud fra tabel 25 i bilag E.2. Derfor er 100% opløst bly
medtaget, for at kontrollere om et gødningsprodukt kan holdes under grænseværdierne, hvis HCl vælges fremfor
H2SO4. Samme princip anvendes for kviksølv. Det vides dog ikke, hvor opløselig kviksølv er i de forskellige
syrer. Krom har en høj opløselighed mellem pH 2 og pH 1 (Remoundaki et al., 2007), hvorfor et interval, hvor
enten halvdelen eller al krom er opløst, er valgt. Som det ses i tabel 5 varierer spildevandssammensætningen
alt efter det tilhørende opland. Dette er en væsentlig faktor, da fosfor kan bindes forskelligt i asken alt efter,
hvilke metaller og mineraler som er i slammet og ved hvilken temperatur slammet forbrændes, se bilag E.2.
Derved kan det være nødvendigt at benytte en lavere pH for at opna 85% genudvundet fosfor, hvis det meste
21
af fosforen er bundet hardt f.eks. til jern. I dette projekt er det antaget, at der er benyttet H2SO4, da dette
er en billig syre. Dette kan medføre vanskeligheder i slutproduktet, da det ikke er sikkert, at al SO2�4 udfældes
som gips, som vist i ligning (1) og derved ikke frafiltreres. Ifølge (Donatello et al., 2010) overskrider indholdet
af SO2�4 produktskriterierne for fosforsyre anvendt i industrien. Dette kan imødegas ved i stedet for at lave
et H3PO4 produkt, sa udfældes PO3�4 efter filtrering af askeopløsningen. Dette kan ske med CaO, hvormed
der fas CaHPO4 (Franz, 2008), se ligning (4), eller med kalk tabletter fra HOFORs blødgøringsanlæg (Barnes
et al., 2017). I begge tilfælde vil der enten kræves store koncentrationer af calcium, eller at pH ændres fra sur
til basisk, da CaHPO4 har et højt opløselighedsprodukt i syre, se figur 9. Det er desuden uklart, hvor meget
calcium som vil udfældes som gips ved dette stadie. Begge scenarier vil betyde en stigning pa udgiftsposten.
Derudover er der den ulempe, at CaHPO4 ikke er direkte anvendeligt pa marken, da det ikke er kan optages
af planterne og derfor først skal opløses i en syre for at frigive PO3�4 .
4.2.2 Tungmetaller
I tabel 10 er opgjort den mængde fosfor, som potentielt kan udvindes fra askerne ved at benytte pH 2 eller
pH 1. I tabel 10 er ogsa listet koncentrationerne af de forskellige opløste sto↵er per kilo opløst fosfor ved pH
2 og pH 1. I højre kolonne af tabel 10 sammenlignes med de danske grænseværdier for tungmetaller i slam til
udbredelse pa landbrugsjord.
Tabel 10: Opløsning af forskellige sto↵er fra aske fra RA og RL ved forskellig pH, samt deres depoter. De holdesop imod de danske grænseværdier for slam anvendt til landbrugsjord
RL arlig RA arlig RL depot RA depot Danske grænseværdier
pH 2 1 2 1 2 1 2 1 for slam til landbrugsjord a
H3PO4 (ton/ar) 879 1.150 501 652 994 1.300 1.137 1.487 -
P (kg/ar) 286.000 375.000 163.000 213.000 324.000 423.000 371.000 485.000 -
Cd (mg/kg P) 11 9 22 18 11 9 22 17 100
Cr (mg/kg P) 320 490 286 437 320 490 280 428 -
Hg (mg/kg P) 0 58 0 52 0 58 0 51 200
Ni (mg/kg P) 217 315 193 281 217 315 189 275 2.500
Pb (mg/kg P) 54 829 72 1.092 54 829 70 1.071 10.000
Zn (mg/kg P) 279 11.931 189 8.072 279 11.935 185 7.903 -
Cu (mg/kg P) 1.900 2.599 1.857 2.540 1.900 2.599 1.819 2.488 -
Fe (g/kg P) 7 82 6 73 7 82 6 72 -
Al (g/kg P) 32 69 28 61 32 69 28 60 -
Koncentrationerne, som ligger til grund for beregningerne, er taget fra tabel 27 og tabel 26 i bilag E.2.
Ud fra tabel 10 angives det, at RA kan bidrage med mindst H3PO4 pa arsbasis fra den arlige produktion af
slamaske uanset den valgte pH, hvilket skyldes den væsentlige lavere mængde aske produceret pa RA om aret.
Omvendt er det depotet fra RA, som kan leverer mest H3PO4 om aret. Dette skyldes, at asken fra RAs depot
er mere fosforholdigt end asken fra RL depot. Det vurderes, at oplandet for det spildevand, som løber til det
enkelte anlæg, er en vigtig parameter i mængden og kvaliteten af det potentielt genindvundne fosfor.
Sammenholdes koncentrationerne i tabel 10 med grænseværdierne, overstiger hverken cadmium, kviksølv, nikkel
eller bly de danske grænseværdier for slam anvendt pa landbrugsjord. Cadmiums højeste koncentration er pa
lidt over en femtedel af dens grænseværdi for anvendelse af slam pa landbrugsjord og svarer til en femtedel af
den danske grænseværdi for cadmium i handelsgødning. Hvis den højeste koncentration af cadmium skal holdes
22
op imod den EU foreslaede grænseværdi pa 45 mg/kg P efter 12 ar (Miljø- og Fødevareministeriet, 2016b),
udgør den højeste koncentration saledes halvdelen af denne grænseværdi.
Kviksølvs højeste koncentration ligger pa lidt over en fjerdedel af den danske grænseværdien for slam til brug
pa landbrugsjord, for nikkel er det lidt over en ottendedel og for bly ligger den højeste koncentration pa lidt
over en tiendedel af grænseværdien. Da kviksølv og nikkel er beregnet ud fra tidligere aske-analyser, se tabel
27 i bilag E.2, er der risiko for, at der kan være sket en ændring i den nuværende aske. Dog vurderes det ikke,
at være en særlig risiko, da begge deres højeste koncentrationer ligger sa fjernt fra grænseværdierne.
Cadmium har som det eneste stof større koncentrationer opløst ved højere pH. Dette skyldes, at forskellen
mellem den lave og den høje procentvise opløsning i tabel 9 for cadmium er lav. Derimod er forskellen mellem
opløst fosfor ved de to anvendte pH-værdier høj. Derved giver det en lavere koncentration af cadmium per kg
fosfor ved pH 1, selvom der massemæssigt er opløst mere cadmium ved denne opløsning.
Hvis den tilladte mængde fosfor ifølge Miljøstyrelsen (2016) tilføres landbrugsjord i form af H3PO4 fra syre-
behandling, overholder alle tungmetallerne EU grænseværdierne for tilladte mængder tungmetaller per hektar
per ar over en ti-arig periode - se bilag E.11
For at illustrerer potentialet af H3PO4 som handelsgødning, sammenholdes tungmetalkoncentrationer for pH
2 og pH 1 med de gennemsnitlige værdier for NPK- og fosforhandelsgødning fra tabel 21 i henholdsvis figur 11
og figur 12.
Figur 11: Tungmetalsammenlingning for pH 2, 65% opløst fosfat
Det ses, at ved pH 2 opløsningen, og dermed lavt fosfor indhold, overstiger koncentrationerne af Zn og Pb i
NPK-handelsgødning koncentrationerne i opløsningen fra SSA. For fosforhandelsgødning overstiger krom, nikkel
og zink væsentligt de koncentrationer, der vil være at finde i SSA opløsningen ved pH 2.
23
Figur 12: Tungmetalsammenligning for pH 1, 85% opløst fosfat
Ved pH 1 opløses flere forbindelser, hvormed alle koncentrationerne af tungmetaller fra SSA overstiger NPK-
gødning. Fosforgødningen har stadig højere koncentrationer af bade krom og nikkel. Dermed er der et tydeligt
trade-o↵ ved at ga efter højere fosforgenindvinding, da tungmetalkoncentrationerne stiger og ved pH 1 overstiger
koncentrationerne de tilsvarende koncentrationer i NPK-gødning.
4.2.3 Udgifter
Udgifterne i forbindelse med syrebehandling kommer i form af det vand, som asken skal blandes op med, den
mængde syre, som skal tilsættes for at opna en ønsket pH, syre til behandling af resinet og energi til fordampning
af vand ved opkoncentrering af H3PO4. Udgifterne med hensyn til behandling af resinet er udeladt, da det ikke
har været muligt, at finde oplysninger pa omradet.
Det forventes, at de L:S forhold der vælges, er styrende for prisen. Dels er de direkte forbundet med omkost-
ningerne til vandforbrug og syre og dels er de forbundet med den pakrævede energi til fordampning af vand og
dermed prisen hertil. L:S forholdene er valgt til 20 og 2 ud fra litteraturen. Hvor L:S 20 kræver mindre omrøring
og derved kan være besparende i udstyr, forventes L:S 2 at være mere besparende i væske og efterfølgende energi
til fordampning.
Ved beregning af massen af det vand, som skal fordampes for at opna 85% H3PO4 ved forskellige pH og L:S,
blev det klart, at ved L:S 20 med en pH pa 1, kunne der ikke opnas en koncentration af H3PO4 pa 75% eller
over, uden at der skulle fordampes mere vand end der var tilsat, se tabel 28 i bilag E.7.
Derfor er det valgt, at ved pH 1 og L:S 20 sigtes der efter en koncentration af H3PO4 pa 58⇠60% svarende til den
nedre værdi af kvaliteten Fertilizer/Merchant. For pH 2 blev L:S 20 opkoncentreret til 85%, men pga. den øgede
udgift, det ville medføre at opbevare denne koncentration pa flydende form (se bilag E.7), er det valgt, at ved pH
1 og L:S 20 satses der pa en H3PO4 koncentration pa 75%. Det samme gør sig gældende for L:S 2 ved bade pH
1 og pH 2. Den valgte reaktionstid ligger pa 2 timer, da dette har været det optimale ifølge litteraturen. Dette
har dog været pa forsøgsskala, hvorfor det vil være nødvendigt at kontrollere om forholdene kan skaleres direkte
24
op. En kraftigt opskalering ville muligvis have en mærkbar indflydelse pa driftsomkostningerne i forbindelse
med omrøring, hvorfor det kunne være en fordel at se pa om længere reaktionstider ville kunne gøre det op for
mindre omrøring.
Tabel 11: Vægt% af H3PO4 ved forskellige L:S og pH. Den tilhørende mængde af fosfor og omkostningen i kr.per kilo fosfor. For beregninger se bilag E
RL arlig RA arlig RL depot pr. ar RA depot pr. ar
L:S 20 2 20 2 20 2 20 2
pH 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1
H3PO4 (%) 75 58 75 75 75 58 75 75 75 58 75 75 75 58 75 75
Fosfor (ton) 286 375 286 375 163 213 163 213 324 423 324 423 371 485 371 485
Omkostning (kr./kg P) 70 54,7 7,3 5,7 62,7 49,2 6,5 5,1 66,7 52,2 6,9 5,4 58,3 45,6 6 4,7
Ved at behandle 20.000 tons aske om aret er omkostning per kilo produceret fosfor illustreret i tabel 11. Den
lavere L:S værdi er forbundet med lavere omkostninger, da der skal forbruges mindre vand til opblanding
af asken. Tilgengæld er det billigere at benytte pH 1 end pH 2 ved samme L:S værdi. Ud fra tabel 29 i
bilag E.9 er de samlede omkostninger ved pH 1 dog højere sammenlignet med de samlede omkostninger ved
tilsvarende L:S ved pH 2. Grunden til dette skal findes i, at der frigøres mere fosfor ved pH 1, hvorved der kan
produceres mere H3PO4 end ved pH 2. Derfor er omkostningen per kilo producerede fosfor billigere ved pH 1
end ved pH 2 ved fastholdt L:S, selvom den samlede arlige omkostning ved at benytte pH 1 fremfor pH 2 ved
fastholdt L:S er højere. Der er en forskel i omkostninger per kilo produceret fosfor imellem anlæggenes arlige
produktion og deres depot samt en forskel anlæggene imellem. Dette skyldes den forskellige sammensætning
af det spildevand, som renses pa anlæggene. Det spildevand, som løber til RA, indeholder procentvis mere
fosfor end det spildevand, der ankommer til RL. Derfor kan der udvindes mere H3PO4 fra RA, hvilket sænker
omkostningen per kilo produceret fosfor. Dertil kommer, at tungmetalindholdet i de to spildevands segmenter er
forskellige, hvilket betyder, at der er en forskel i den samlede masse af tungmetaller i opløsningen. Dette spiller
ind ved fordampningsprocessen, hvor færre tungmetaller giver en mindre mængde vand, som skal fordampes og
derved lavere omkostninger. De højeste genindvindingsprocenter er opnaet ved pH lavere end 1 ifølge tabel 25
i bilag E.2, hvorfor det kan være forbundet med yderligere omkostninger, hvis dette skal opnas. Bade i form af
mere syre og i form af mere fjernelse af uønskede sto↵er.
4.2.3.1 Opsummering
Ved ingen af de valgte pH-værdier overstiger tungmetalkoncentrationerne i opløsningerne de danske græn-
seværdier. Den eneste nuværende grænseværdi for handelsgødning pa 110 mg cadmium/kg fosfor overstiges
heller ikke for cadmium ved nogen af pH-værdierne. Heller ikke nar det kommer til de europæiske græn-
seværdier for koncentrationer af tungmetaller udbredt som slam per hektar landbrugsjord per ar, overstiger
koncentrationerne i nogen af de valgte pH-værdier. Der ville i alle tilfælde kunne gødes med de tilladte 30 kg
fosfor/ha/ar hvert ar i 10 ar, uden at grænseværdien overskrides. Derfor vælges det at benytte pH 1, som er den
mest økonomisk rentable pH værdi i forhold til omkostning per kilo produceret fosfor. Da der er en væsentlig
forskel i omkostning per kilo produceret fosfor ved de to L:S værdier, ville en L:S pa 2 være klart økonomisk
fordelagtig at vælge. I tabel 12 er udregnet den arlige omkostning ved at producere 75% H3PO4, ved den mest
økonomisk rentable løsning.
25
Tabel 12: Udgifter forbundet med produktion af 75% H3PO4 fra de forskellige anlæg
RL arlig RA arlig RL depot pr. ar RA depot pr. ar Samlet
Omkostning (kr./kg P) 5,7 5,1 5,4 4,7
Omkostning (kr./kg H3PO4) 1,8 1,6 1,7 1,5
H3PO4 (ton/ar) 1.150 652 1.300 1.487
Omkostning (mio. kr./ar) 2,1 1,1 2,3 2,3 7,8
4.2.4 Indtægt
Ud fra tabel 22 i bilag A.2 benyttes en salgspris pa 7 kr./kg H3PO4 ved en 75% H3PO4. I tabel 13 er der
opstillet indtægter og udregnet profit ved at fratrække de arlige omkostninger fra tabel 12. Til RL arlig og RA
arlig er desuden adderet den sparede deponi afgift per ar, som opstar ved at asken behandles.
Tabel 13: Indtægter forbundet med 75% H3PO4 ved en salgspris pa 7 kr./kg H3PO4 for de forskellige anlæg
RL arlig RA arlig RL depot pr. ar RA depot pr. ar Samlet
Indtægt (mio. kr./ar) 13,6 7,5 12,5 14,3 48
Profit (mio. kr./ar) 11,5 6,5 10,2 12 40,2
4.2.5 Muligt alternativ
Ash2®Phos fra EasyMining Sweden virker som et lovende alternativ til den syrebehandling, som er undersøgt
i dette projekt.
Udover at Ash2®Phos udvinder op mod 90% af fosforen i SSA, sa gør teknologien det muligt, at genanvende
jern, hvilket forventes at nedbringe omkostninger forbundet med udfældningsprocessen under spildevandsres-
ningen. Det intermediære produkt er calciumfosfat, som forventes at udfælde og derved kræver processen ikke
fordampning af vand (Cohen & Enfalt, 2017). Slutproduktet er mono-ammoniumfosfat, som ifølge Cohen &
Enfalt (2017) er et væsentlig renere produkt med hensyn til tungmetalkoncentrationer end den undersøgt syre-
behandlings teknologi i dette projekt, se tabel 38 i bilag H. Samtidig er fosforkoncentrationen i slutproduktet
tilsvarende den tilsigtede i dette projekt og da det er vandopløseligt er det derfor direkte anvendeligt som
gødningsprodukt. Dertil kommer at mono-ammoniumfosfat indeholder nitrogen og derfor er en NP-gødning
(Nitrogen Fosfor), og ikke kun P-gødning, hvilket mindsker behovet for tilsætning af yderligere N-gødning.
Teknologi, omkostninger og indtæger ved Ash2®Phos fra EasyMining Sweden er dog ikke undersøgt her og en
decideret sammenligning kan derfor ikke gennemføres.
26
4.3 Struvit
I dette afsnit beregnes der først pa den mulige mængde struvit, der ville kunne udvindes fra RA, samt hvor
meget magnesium det ville kræve. Dernæst gennemgas indholdet af tungmetaller i struvitten sammenlignet
med handelsgødning. Til sidst gennemgas de mulige priser for et anlæg og det beregnes, hvor stor en indtægt
renseanlægget ville kunne fa pa salget af den udvundne struvit.
De udvidede beregninger for dette afsnit kan ses i bilag F.
4.3.1 Mulig mængde udvundet struvit
Som det nævntes i afsnit 2.3.2, er de undersøgte kilder ikke helt enige om, hvor stor en procentdel af fosforen fra
spildevandet, der ville kunne udfældes som struvit. Det er derfor heller ikke muligt at komme med et endegyldigt
tal for mængden af potentielt udvundet struvit. Den nuværende realistiske procentdel ligger pa 5-30%, hvilket
svarer til 10,1-60,3 tons fosfor. Ved en optimering af anlægget burde det dog være muligt at komme op pa 60%,
hvilket svarer til 120,6 tons fosfor. Det antages, at udvindingen pa 30% er sandsynlig og det er derfor denne
udvindingsgrad, der benyttes til de følgende beregninger.
For at beregne hvor stor en mængde struvit der kan udvindes, beregnes først, hvor stor en mængde fosfat der
er til stede ved hjælp af støkiometriligningen n = m/M og den kemiske reaktionsligning
P + 2O2 ) PO3�4
Derefter benyttes reaktionsligningen
Mg2+ +NH+4 + PO3�
4 + 6H2O ) MgNH4PO4 · 6H2O
til at beregne bade hvor meget struvit der ville kunne udvindes, samt hvor meget magnesium der ville skulle
bruges til dette - se tabel 14. Reaktionsskemaer for 5% og 60% fosforudvinding kan ses i bilag F.1
Tabel 14: Reaktionsskema for 30% forsforfjernelse ved struvitudfældning. Markeret med gult er den pakrævedemængde magnesium samt den udvundne mængde struvit
Mg NH4 PO4 MgNH4PO4 · 6H2O
m (t) 47,3 35,1 184,9 477,6
m (g) 4, 7 · 107 3, 5 · 107 1, 9 · 108 4, 8 · 108
M (g/mol) 24,31 18 94,97 245,28
n (mol) 1, 95 · 106 1, 95 · 105 1, 95 · 105 1, 95 · 105
Det er altsa muligt for RA at udvinde mellem 79,6 og 477,6 tons struvit/ar og endda helt op til 955,1 tons
struvit/ar, hvis anlægget blev optimeret til struvitudfældning. Til denne udfældning skal der benyttes mellem
7,9 og 47,3 tons magnesium, eller 94,7 tons magnesium ved optimering. Se tabel 15 for opsummering.
27
Tabel 15: Mængder for magnesium og fosfat nødvendig til dannelse af x mængde struvit (ton)
Fosforfjernelse i % Mg PO4 MgNH4PO4 · 6H2O
5% 7,9 30,8 79,6
30% 47,3 184,9 477,6
60% 94,7 369,8 955,1
4.3.2 Tungmetalindhold
Tungmetalindholdet af to struvitprøver fra Aaby renseanlæg fra 2011 er angivet i Oberender et al. (2013) og
antages at være tilsvarende for struvit udvundet fra RA - disse kan ses i bilag F.4. Til sammenligning er et
gennemsnit af tungmetalkoncentrationer for tre NPK-gødninger af typen 21-3-10 angivet i bilag A i tabel 21.
Tungmetalkoncentrationer for struvit er sat op imod den valgte NPK-gødning i figur 13.
Figur 13: Sammenligning mellem koncentrationer af tungmetaller for struvit (Oberender et al., 2013) og handels-gødning af typen NPK 21-3-10 + Mg,S (Petersen et al., 2009)
Der var ikke opgivet nogen Hg-koncentration i Petersen et al. (2009), sa det er ikke muligt at lave en sammen-
ligning med NPK-gødning for kviksølv.
Pa figur 13 kan det ses, at struvit ligger under NPK-gødningen i tungmetalkoncentration for samtlige elementer
pa nær kviksølv grundet den manglede koncentration. Struvit vil derfor være et godt alternativ til handels-
gødning, da man ikke tilsætter store mængder tungmetaller til marken og holder sig under grænseværdierne for
slam til udbredning pa marker - se tabel 3. Det skal dog bemærkes, at den resterende mængde tungmetaller
findes i det resterende slam i højere koncentrationer end før, hvilket kan gøre det sværere at udnytte bade
slammet og slamasken til andre formal.
28
4.3.3 Udgifter ved struvitudfældning
Udgifterne til struvitudfældning ville omfatte opførsel af et struvitanlæg, drift af dette (herunder omrøring,
tørring af struvit og pakning) samt magnesiumtilsætning. Herunder gennemgas først mulige udgifter til anlægs-
opførsel og derefter udgifter til magnesiumtilsætning ved forskellige magnesiumkilder og sælgere.
4.3.3.1 Anlægsudgifter
Oberender et al. (2013) lister eksisterende struvitudfældningsteknologier der kan give et indblik i, hvor meget
et anlæg ville koste, samt hvad renseanlægget muligvis ville kunne sælge den udvundne struvit for - se tabel 16.
Der er ikke tilgængelig information om alle punkterne ved de forskellige processer og anlægsprisen pa Airprex
er omregnet fra euro (til kurs 7,5).
Tabel 16: Sammenligning af fire eksisterende struvitudvindningsprocesser (Oberender et al., 2013) samt pilot-projekt for Arhus Vand (Balslev & Landgren, 2014)
Fosforreduktion (rejektvand) Struvitpris (kr./ton) Anlægspris (mio. kr.) Anlægsstørrelse
Arhus Vand 90-95% 2.500 - -
NuReSys 75% - 5 20-120 m3/h
Phosnix 90% 1.100 - -
Airprex 90% - 3,4 25 m3/h
Ostara - 2.000 5 60.000-100.000 PE
Gennemsnit 87% 1.867 4,5 -
Det skal bemærkes, at anlæggene ikke har samme størrelse, men renseanlægget ville nok kunne forvente en
udgift til opbygning af anlæg til at ligge omkring 5 mio. kr.
Udover udgiften til opbygning af anlægget ville renseanlægget som nævnt ogsa fa udgifter til drift; herunder
kemikalietilsætning, omrøring, pumper, tørring og pakning. Grundet manglende information, har det dog ikke
været muligt at beregne en pris for dette.
Alt efter hvilken proces der benyttes, kan udgifterne eventuelt udfases til udbyderen af anlægget. Ostara
tilbyder for eksempel at sta for opbygning, drift og distribution for en manedlig rate, der er mindre end rense-
anlæggets besparelse ved implementeringen. Struvitanlægget burde desuden være tilbagebetalt pa omkring 5-10
ar (Oberender et al., 2013).
4.3.3.2 Magnesiumstilsætning
Magnesium betragtes som værende den begrænsende faktor for udvinding af struvit, siden kun en lille del
af magnesiummet i spildevandet bliver transporteret med ned i slammet, mens størstedelen gar lige igennem
renseanlægget og ender i recipienten.
Der kigges derfor først pa, hvor stor en mængde magnesium der allerede er tilstede i slammet efter fosforfjernelsen
pa renseanlægget, da denne mængde ikke behøves at blive tilsat - se bilag F.2.
Ifølge EnviDan (2018) er der 159 tons fosfor i det ”tyknede overskudsslam” efter renseprocessen, hvilket svarer
til 487,6 tons fosfat. Renseprocessen har et kemisk udbytte pa 35% (EnviDan, 2018), hvilket svarer til at
170,7 tons fosfat bliver fjernet med 150,4 tons jern ved dannelse af Fe2(PO4)3. Det formodes, at den resterende
mængde fosfat reagerede med magnesium i den biologiske fosforfjernelse, hvor magnesium og fosfat bliver fjernet
29
af bakterierne under dannelsen af polyfosfat (Barat et al., 2005). Det svarer til, at 316,9 tons fosfat bliver fjernet
med 29,2 tons magnesium. Der er altsa 29,2 tons magnesium til stede i slammet, der ikke behøves at blive tilsat.
Som det ses i tabel 15 er det mellem 5% og 30% fosforfjernelse, at det bliver nødvendigt at tilsætte magnesium.
For at fjerne 30% fosfor er det nødvendigt at tilsætte 18,1 tons magnesium.
Hvis der skal tilsættes magnesium, kan det enten ske som magnesiumchlorid (MgCl2), magnesiumhydroxid
(Mg(OH)2) eller som havvand (Oberender et al., 2013).
For magnesiumchlorid, der blandt andet bliver benyttet som vejsalt, er der benyttet en pris fra sælgeren Papir-
laden, der sælger Azelis Magnesiumchlorid 47% vejsalt i 25 kg sække til 79 kr. per sæk (ved køb af 200 sække
eller mere) (Papirladen, 2018). For magnesiumhydroxid er der benyttet priser fra to sælgere - Fisher Scientific
og Honeywell. Fisher Scientific sælger magnesiumhydroxid i 500g poser til 358 kr. per styk (Fischer Scientific,
2018), mens Honeywell sælger det i 2 kg poser (indeholdende 95% rent magnesiumhydroxid) til 794 kr. per styk
(Honeywell, 2018).
En sammenligning mellem den nødvendige mængde tilsat magnesiumskilde samt prisen for denne kan ses i tabel
17. For beregninger se bilag F.3.
Tabel 17: Sammenligning af den nødvendige mængde MgCl2 og Mg(OH)2 for henholdsvis 30% og 60% fosfor-fjernelse
MgCl2 Mg(OH)2
Nødvendig mængde (ton/ar) 71,0 43,5
Udgift (mio. kr./ar) 0,5 31,1a 18,2b
aprisen fra Fischer Scientific
bprisen fra Honeywell
Det skal bemærkes at priserne ikke inkluderer levering og paller. Det er desuden urealistisk, at et stort rense-
anlæg, ville købe magnesium i sa sma poser, som de nævnte sælgere udbyder. Det har dog ikke været muligt
at finde en leverendør, der sælger kemikalierne engros for at give en mere realistisk pris. Hvis der ses bort fra
de urealistiske størrelser pa de tilgængelige poser, sa kan det ses, at det ville give mest mening for anlægget at
benytte magnesiumchlorid, da dette er klart billigst.
En alternativ kilde til magnesium kunne ifølge Oberender et al. (2013) være havvand. Havvand indeholder
omkring 1.300 g magnesium per ton vand (Astrup et al., 2017) og har en densitet pa 1.030 kg/m3 (Holck et al.,
2010). Det vil sige, at der ville skulle tilsættes 13.500 m3 havvand for at udfælde 30% fosfor - se bilag F.3.3.
Der er som sadan ikke nogen pris pa havvand, men hvis renseanlægget vælger at implementere denne metode
som deres magnesiumkilde til udfældning af struvit, vil de stadig have nogle udgifter. Det formodes, at anlægget
ville fa udgifter til anlæggelse af et stort rør med tilhørende pumpe til at føre havvandet ind i systemet. Der
ville desuden skulle sættes et gitter ved indløbet til røret for at undga, at uønskede, større objekter bliver
indført i systemet. For at kunne benytte havvand pa anlægget ville der nok skulle indhentes en godkendelse fra
regeringen og det ville desuden være et krav, at anlægget la tæt pa havet, som det er tilfældet med RA.
Det forventes, at det benyttede havvand ville skulle igennem en eller anden form for rensning, før det kan blive
udledt igen. Hvis den tilsatte mængde havvand bliver ført tilbage til luftningstanken sammen med rejektvandet
efter radnetanken, vil det kun svarer til ca. 0,05% af det samlede indløb. Det vides dog ikke, om den øgede
mængde salt vil pavirke bakterierne, eller koncentrationen er sa lille, at det ikke gør en forskel.
30
4.3.4 Mulig indtægt
I tabel 16 er den mulige struvit-salgspris angivet for de forskellige eksisterende struvitanlæg. Alt efter kvaliteten
af den udfældede struvit, ville det kunne sælges som gødning for 300-3.000 kr./ton ifølge Oberender et al. (2013)
og 1.000-3.000 kr./ton ifølge Jensen et al. (2015). Hvis tallene sammenlignes, vurderes det da, at en pris pa
omkring 2.000 kr./ton burde være realistisk.
Hvis renseanlægget udvinder 30% af fosforen som struvit, kan anlægget fa en arlig indtægt pa omkring 1 mio.
kr. Hvis denne indtægt sammenholdes med udgifterne i tabel 17, ses det, at en 30% udvinding giver en arlig
profit pa 0,5 mio. kr.
Hvis renseanlægget far 2.000 kr. per ton struvit, svarer det til en fosforspecifik pris pa 16.000 kr./ton P. Ifølge
Jensen et al. (2015) har rafosfat (med et fosforindhold pa 15-20%) fra Marokko en fosforspecifik værdi pa
5.000-7.000 kr. Den lavere værdi skyldes, at rafosfat ikke er et færdigbehandlet produkt.
31
4.4 Elektrodialyse
VARGA projektet fokuserer pa ED til genindvindingen af fosfor. I den forbindelse har de gennemført et par
forsøg i mindre skala, opstillet et muligt anlægsdesign samt regnet pa en business case for teknologien. Alle tal
for teknologien, der er brugt til beregninger i dette afsnit, kommer fra Barnes et al. (2017), med mindre andet
er angivet.
I dette afsnit regnes der først pa den mulige mængde H3PO4, der kan udvindes med ED fra bade den løbende
askeproduktion fra RA og RL, og de to askedepoter nævnt i afsnit 4.1. Tungmetalindholdet i det færdige fosfor-
produkt sammenlignes med indholdet for NPK- og P-gødning. Desuden gennemgas de forskellige driftsudgifter
til et ED-anlæg og den mulige indtægt for salg af det udvundne produkt beregnes. For udførlige beregninger se
bilag G.
I Barnes et al. (2017) er der kun beregnet pa en 10% fosforsyre. For bedre at kunne sammenligne med syrebehan-
dlingen, er der dog her beregnet pa en koncentration pa 75%. Det formodes, at det er muligt at opkoncentrere
H3PO4 hertil, da størstedelen af opløsningen formodes at være vand. Beregningerne for en 10% H3PO4 kan
ses i bilag G.
4.4.1 Udvundet mængde fosforsyre
Som det nævnes i afsnit 4.1, ville der skulle behandles 20.000 tons aske om aret indeholdende 1.764 tons fosfor.
VARGA opstillede et muligt anlægsdesign (se figur 10 i afsnit 2.3.3), der formodes, at kunne udvinde 85% af
fosforen fra asken.
Hvis alle 20.000 tons aske bliver behandlet i sadan et anlæg, ville det da være muligt at udvinde 1.499 tons
fosfor/ar, svarende til 4.740 tons ren H3PO4/ar. Siden H3PO4 formodes at kunne opkoncentreres til 75%, vil
det sige, at der bliver genindvundet 6.320 tons af 75% H3PO4 per ar - se bilag G.1.
4.4.2 Tungmetalindhold
Da ED stadig er en teknologi under udvikling, vides det ikke med sikkerhed, hvor stor en tungmetalkoncentration
det genindvundne fosforprodukt vil have. VARGA har dog opgivet værdier for de formodede koncentrationer,
som kan ses i tabel 7 i afsnit 2.3.3.3. Disse formodede koncentrationer sammenlignes med tungmetalindholdet
for NPK- og P-gødning (se tabel i bilag A) og kan ses i figur 14
32
Figur 14: Sammenligning mellem koncentrationer af tungmetaller for fosforsyre fra ED (Barnes et al., 2017),handelsgødning af typen NPK 21-3-10 + Mg,S (Petersen et al., 2009) samt et gennemsnit af fosforgødning(Miljø- og Fødevareministeriet, 2013)
Pa figur 14 kan det ses, at tungmetalindholdet i H3PO4 fra ED er mindre end tungmetalkoncetrationen i
NPK-gødningen. Indholdet af tungmetaller er ligeledes markant mindre for ED end for gennemsnittet af P-
gødninger pa nær for bly, hvor ED indeholder ca. 3 mg mere per ton. Den genindvundne H3PO4 vurderes
derfor til at være et god alternativ til traditionel NPK- og P-gødning pa baggrund af tungmetalindholdet. De
resterende tungmetaller fra asken vil findes som restprodukt omkring katoden eller i det frafiltrerede residual.
Renseanlægget vil derfor skulle finde et alternativt brug til dette eller betale for at deponere det. Det sidste er
mest sandsynligt og vil medføre en ekstra udgift.
4.4.3 Udgifter
De arlige udgifter til et ED-anlæg omhandler blandt andet elektrolyt, vand og elektricitet til bade ED og
omrøring. VARGA har i Barnes et al. (2017) opstillet et muligt anlægsdesign og lavet en business case omkring
ED teknologien. Disse to benytter ikke helt de samme tal og der regnes derfor pa begge metoder. Beregningerne
til følgende afsnit kan ses i bilag G.3.
4.4.3.1 Muligt anlægsdesign
Først beregnes hvor meget elektrolyt, der skal benyttes om aret. Ifølge figur 10 i afsnit 2.3.3.2, benyttes der
100 liter elektrolyt per ton aske, hvilket svarer til 2.000 m3 elektrolyt/ar. Prisen pa elektrolyt kendes ikke, sa
udgiften til denne tages fra business casen, hvor det angives, at udgiften til elektrolyt er 1,2 mio. kr./ar.
Den nødvendige mængde vand til ED kan beregnes ud fra, at figur 10 oplyser, at der benyttes et tørstofindhold
pa 23%. Det vil sige, at der skal benyttes 66.957 m3 vand om aret. Prisen pa vand er sat til 15,15 kr./m3, da
det antages, at renseanlægget ikke skal betale moms og spildevandstakst (HOFOR, 2018). Den arlige pris pa
vand til ED vil derfor blive omkring 1 mio. kr.
Ifølge figur 10 skal ED-teknologien bruge elektricitet bade til selve ED processen og til omrøring af asken.
Mængden er sat til henholdsvis 450 kWh/ton aske og 8 kWh/ton aske, hvilket vil sige, at der samlet skal bruges
33
9,16 GWh/ar. Elektricitetsprisen er sat til 0,253 kr./kWh (Energistyrelsen, 2017) og udgiften til elektricitet
bliver da 2,3 mio. kr./ar. Hvis der derudover antages, at H3PO4 skal opkoncentreres til 75%, kommer der en
yderligere udgift til fordampning af det overskydende vand. Der skal fordampes 41 m3 vand, hvilket skal bruge
30 GWh/ar. Udgiften til dette bliver 7,8 mio. kr./ar. Den samlede elektricitetsudgift bliver da 10,2 mio. kr./ar.
4.4.3.2 ED business case
I Barnes et al. (2017) har VARGA lavet en business case for ED-teknologien. Her gar de ud fra nogle lidt
andre tal end for det mulige anlægsdesign. Bade elektrolyt og elektricitet til omrøring af asken er angivet som
værende afhængig af størrelsen pa reaktoren, men eneste oplysning omkring denne størrelse er, at den skal have
en kapacitet pa 20.000 tons aske om aret. Der er derfor lavet nogle antagelser for at kunne beregne størrelsen
pa reaktoren, der er blevet sat til 1.265 m3 - se bilag G.3 for antagelser og beregninger.
I business casen oplyses det, er der skal bruges 25 l elektrolyt/m3 reaktor. Det vil sige, at der skal benyttes
31,6 m3 elektrolyt/ar, hvilket vil koste 1,2 mio kr./ar.
Det blev desuden oplyst, at reaktoren ville køre med et tørstofindhold pa 25%. Det vil sige, at der skal bruges
60.000 m3 vand/ar, hvilket ville koste 900.000 kr./ar.
Til sidst blev det oplyst, at der skal bruges 450 kWh/ton aske til ED og 0,4 kWh/m3 reaktor/dag til omrøring
af asken. Det vil sige, at der skal bruges 9,18 GWh/ar, hvilket vil koste renseanlægget 2,3 mio. kr. En
opkoncentrering til 75% skulle ligesom i afsnit 4.4.3.1 bruge 30 GWh/ar, hvilket ville give en udgift pa 7,8 mio.
kr./ar. Den samlede udgift til elektricitet bliver igen 10,2 mio. kr./ar.
4.4.3.3 Sammenligning af udgifter
Tabel 18: Sammenligning mellem de nødvændige mængder elektrolyt, elektricitet og vand for henholdsvis detmulige anlægsdesign og for VARGAs business case
Muligt anlægsdesign Business case
Elektrolyt (m3/ar) 2.000 31,6
Elektricitet (GWh/ar) 39,2 39,3
Vand (m3/ar) 66.957 60.000
Som det kan ses i tabel 18, er der en meget stor forskel pa, hvor meget elektrolyt der skal bruges, mens mængden
for elektricitet er stort set ens og mængden af vand er tæt pa ens.
Da den bade kræver mindre ressourcer og er blevet beregnet af VARGA, bliver business casen benyttet til videre
sammenligning.
4.4.4 Mulig indtægt
Ifølge Barnes et al. (2017) har en gødningsdistributør tilbudt at købe den udvundne 10% H3PO4 for 100 kr./ton
med en upside pa op til 200 kr./ton. Det vil sige, at BIOFOS ville kunne fa en indtægt pa mellem 4,7 og 9,5
mio. kr. per ar for 10% H3PO4.
BIOFOS anslar desuden, at en opkoncentrering af H3PO4 til 30% ville øge prisen med 50-75 kr./ton. Det
antages her, at de 50-75 kr./ton ville blive lagt til den maksimale pris pa 200 kr./ton. Da den samlede masse
34
af H3PO4 mindskes til ca. en tredjedel ved opkoncentrering 30%, falder den mulige indtægt til mellem 3,9 og
4,3 mio. kr. per ar. Det virker derfor ikke som om, at en opkoncentrering af H3PO4 til 30% ville føre til en
økonomisk fordel.
Udover gødningsdistributøren har SEGES vurderet, at det burde være muligt at opna samme pris pa 10%
H3PO4 som rafosfat (fratrukket prisen til transport og opmagasinering), hvis den udvundne H3PO4 viser sig,
at have en god planteoptagelighed og vandopløselighed. Prisen for rafosfat i Danmark ligger i øjeblikket pa 10
kr./kg P, og det ville derfor være muligt for VARGA at fa en indtægt pa 15 mio. kr./ar.
Ved en opkoncentreringen til 75% antages det, at H3PO4 kan sælges til samme pris som kommerciel H3PO4,
hvilket er 7 kr./kg H3PO4. Siden der kan produceres 6.320 tons 75% H3PO4 om aret, ville dette give en arlig
indtægt pa 44,2 mio. kr.
Ligegyldig hvilken koncentration af H3PO4 der sælges, vil VARGA spare 3,8 mio. kr./ar. Dette beløb stammer
fra den mængde aske, der bliver brugt i ED-anlægget i stedet for at blive lagt pa deponi og dermed ikke skal
betales depotafgift for. Beløbet skal derfor ligges til alle salgsindtægterne, for at finde den totale arlige indtægt
for de forskellige salgspriser.
35
4.5 Opsamling
I dette afsnit evalueres de forskellige metoder pa baggrund af udvalgte parametre. I tabel 19 er de enkelte
teknologier overskueliggjort og holdt op imod hinanden. I figur 15 og tabel 38 i bilag H sammenlignes tung-
metalkoncentrationen af de forskellige teknologier. Pa baggrund af disse tabeller og figur, vil de enkelte para-
metre gennemgas og diskuteres for de tre teknologier.
Tabel 19: Sammenligning af de tre teknologier pa baggrund af kvalitet/kvantitet, miljøpavirkning og økonomi.
Pr ar (total) Pr kg fosfor
Syrebehandling ED Struvit Syrebehandling ED Struvit
Vægt% H3PO4 75% 75% - 75% 75% -Kvalitet/kvantitet
Mængde fosfor 1.499 (213) ton 1.499 (213) ton (60,3) ton - - -
Vandforbrug 40.000 (5.380) m3 60.000 (8.070) m3 - 26,7 (25,4) l 40,02 (37,98) l -
Elforbrug 28,7 (3,8) GWh 39,3 (5,3) GWh N/A 19,2 (18,1) kWh 26,2 (24,8) kWh N/A
CO2 ækvivalent 7.026 (943) ton 9.695 (1.304) ton N/A 4,7 (4,5) kg 6,47 (6,14) kg N/AMiljøpavirkning
Driftsudgifter 7,8 (1,1) mio. kr. 12,3 (1,6) mio. kr. (0,48) mio kr. 5,19 (5,1) kr. 8,19 (7,62) kr. (7,9) kr.
Indtægt 48 (7,5) mio. kr. 48 (7,5) mio. kr. (0,96) mio kr. 32 (35,5) kr. 32 (35,5) kr. (15,8) kr.Økonomi
Profit 40,2 (6,5) mio. kr. 36 (5,9) mio. kr. (0,48) mio kr. 26,81 (30,46) kr. 23,85 (27,90) kr. (7,9) kr.
Hver enkelt parameter er angivet i det totale for begge anlæg med depoter. Det tal, som optræder i parentes i
nogen af cellerne er værdien for den parameter for den arlige produktion af SSA pa RA. Dette er gjort for at
kunne sammenligne med struvit, som kun er beregnet ud fra RA’s arlige produktion. Det har ikke været muligt,
at bestemme struvits elforbrug og CO2 ækvivalenter hvorfor disse er angivet som ”Not Available” (N/A). Det
skal nævnes, at ED stadig er en meget ny teknologi og at alle forsøg derfor kun er testet enten i laboratoriet
eller ved mindre pilotforsøg. Det er derfor ikke sikkert, at de nævnte betingelser er gældende for et anlæg i stor
skala.
4.5.1 Kvalitet/kvantitet
Syrebehandlings- og ED-teknologien kan begge genindvinde 85% af fosforen fra asken, hvilket gør, at de begge
kan genindvinde 1.499 tons fosfor om aret, hvoraf 213 tons kommer fra den arlige produktion af aske pa RA.
Til sammenligning kan struvit genindvinde 30% af fosforen fra den arlige behandlede mængde spildevandsslam
pa RA, hvilket svarer til 60,3 ton. Denne mængde svarer til ⇠28% af den fosformængde som syrebehandling
og ED genindvinder. Der skal gøres opmærksom pa, at der er en større mængde fosfor i asken fra RA end der
er i spildevandsslammet, da der tilføres aske til afbrænding pa RA fra eksterne anlæg. Den lavere genindvind-
ingsprocent for struvit skyldes, at struvitudfældning kun kan ske med det fosfor, der er tilgængeligt i vandfasen
eller er biologisk bundet, mens processerne for syrebehandling og ED kan bryde metalbindingerne og dermed har
tilnærmelsesvis adgang til al fosforen i asken. Den høje genindvindingsprocent for syrebehandling og ED gør dem
begge attraktive i et cirkulær økonomi perspektiv. Det skal dog haves in mente, at dette projekt er tilvejebragt
ved brug af data fra primært RA og suppleret med data fra RL, hvilket kan have en betydning, da sammensæt-
ningen af spildevand kan variere mellem renseanlæg, se figur 5 i afsnit 2.2 og figur 26 i bilag E.2. Dette kan have
afgørende betydning for mængden og kvaliteten af fosfor, som kan genindvindes. Variation i sammensætningen
kan især være relevant for anlæg, hvor oplandet har en sammensætning, som giver spildevandet lavt indhold af
fosfor, f.eks. pga. lav befolkningstæthed, og med høje tungmetalskoncentrationer, sasom fra industri. Derfor
er det vigtigt, at hvis VARGA skal køres som en centraliseret løsning for en sammenslutning af renseanlæg,
sa skal der tages højde for sammensætningen af udefrakommende aske eller slam. For renseanlæg, hvor tung-
metalbelastningen er høj per kg fosfor, kan det være oplagt at undersøge fordelene ved struvitudvfældning.
36
Sammensætningen af spildevand er ogsa vigtig, hvis ambitionen er at udbringe teknologierne internationalt. Da
socio-økonomiske forhold, sasom velstand, har indflydelse pa den tilledte mængde af fosfor fra mennesker, og
da denne del star for over halvdelen af fosfor i spildevand i et velstaende land som Danmark, kan det forventes,
at koncentrationerne er lavere i andre dele af verden. Der er dog ogsa udefrakommende faktorer, som kan fa
en indflydelse pa, hvor store mængder fosfor der kan genindvindes med de nævnte teknologier, samt hvor rent
det genindvundne produkt er. En af disse faktorer er, hvis der kommer yderligere restriktioner pa den tilladte
mængde fosfor i vaskemiddel/opvaskemiddel, eller hvis der bliver indført en begrænsning pa indholdet af fosfor
i afkalkningsmiddel (se afsnit 2.1.1). Siden størstedelen af fosforen fra spildevandet kommer fra menneskelig
urin og a↵øring, vil dette være en sikker kilde, der forventes at stige i takt med befolkningstallet. Yderligere
reguleringer omkring fosfor i vaskemidler og eventuelle reguleringer i fosforudledning fra industri, vil derfor
kunne medføre et fald i fosformængden, der kan hentes i spildevand, men det vil ikke betyde, at spildevand ikke
kan benyttes som en kilde til genindvinding af fosfor.
Mængden af fosfor i spildevandet kan ogsa blive pavirket af, hvis flere vandforsyninger begynder at blødgøre van-
det, som det gøres hos Brøndbyvester Vandværk og Tarnby Vandværk (Brøndby Kommune (2017) og Tarnby
Forsyning (2017)). Blødere vand vil føre til et mindre forbrug af vaskemiddel, opvaskemiddel og kalkfjerner, og
der vil derfor blive udledt mindre fosfor til spildevandet herfra. Disse tiltag ville medfører en mindre mængde af
fosfor i spildevand, uden at det pavirker mængden af tungmetaller. Der vil derfor komme en højere koncentration
af tungmetaller per kg fosfor i spildevandet.
H3PO4 fra begge asketeknologier har som udgangspunkt en vægt% pa ⇠10% (for syre beregning se bilag E.7),
men det antages, at det er muligt at opkoncentrere dem til 75%. Ifølge Barnes et al. (2017) burde det være muligt,
at opkoncentrere H3PO4 fra ED til en vægt% pa 30%. Med den angivne stigning i salgspris vurderes dette dog
ikke at være fordelagtigt, da stigningen i salgspris ikke kompenserer for den mindskede mængde fosforprodukt,
som kan sælges. Fordelen ved en højere vægt% er, at anvendelsesmulighederne er flere og salgsprisen er markant
højere. Anvendelsesmulighederne for et 75% fosforprodukt er blandt andet flydende gødning, forsuring af gylle
eller indgaelse i industrielle processer, da det falder ind under kvalitetskategorien ”Technical” jævnfør tabel 22
i bilag A.2.
Pa figur 15 og i tabel 38 i bilag H, kan der ses en sammenligning mellem tungmetalindholdet for de tre teknologier
samt de eksisterende grænseværdier for slam udbredt pa landbrugsjord.
Figur 15: Sammenligning af tungmetalindhold for fosforprodukterne fra de tre teknologier
Pa figuren 15 kan det ses, at fosforproduktet fra syrebehandlingen har et markant højere tungmetalindhold end
37
fosforprodukterne fra de to andre teknologier. Der kan dog sikres en bedre kvalitet mht. tungmetaller for et
syrebehandlet produkt ved enten at benytte et resin med bedre e↵ektivitet eller at benytte en højere pH. Ved
sidstnævnte, vil dette dog medføre lavere frigivelse af fosfor fra slamasken, se tabel 10 i afsnit 4.2.2. Det kan
dog ogsa ses, at alle tre fosforprodukter er under grænseværdierne for slam udbredt pa landbrugsjord, se tabel
38 i bilag H, og det forventes derfor, at de alle tre vil kunne blive godkendt som gødningsprodukter. Der er
anvendt grænseværdierne for slam pa landbrugsjord, da alle tre produkter kommer fra slamaske og det ikke var
muligt at finde gældende fosforafhængige grænseværdier for tungmetal i kunstgødning udover cadmium, hvis
grænseværdi heller ikke overstiges.
Siden struvit ikke udvinder en særlig stor procentdel fosfor, bør teknologien ikke sta alene, hvis anlægget ønsker
at genanvende størstedelen af fosforen i spildevandet. Det skal dog bemærkes, at hvis struvit kombineres med
en efterfølgende aske-teknologi, vil der være mindre fosfor, der kan udvindes ved denne teknologi, hvilket vil
lede til, at der vil være en højere koncentration af tungmetaller per kg fosfor i slutproduktet.
4.5.2 Miljøpavirkninger
Ifølge tabel 19 er vandforbruget for ED 50% større end for syrebehandling. Grunden til denne forskel skal findes
i, at til syrebehandling benyttes der et syre:aske forhold pa 1:2 og til ED benyttes der et væske:aske forhold pa
1:3. Dette har primært en økonomisk pavirkning, da et større vandforbrug medfører en større driftsudgift samt
en formodet større anlægsudgift. Det forventes ikke, at der skal benyttes yderligere vand ved struvitudvinding.
Ud fra et mere holistisk synspunkt, kan det argumenteres, at da et af hovedformalene med VARGA projektet
er at fremme cirkulær økonomi ved at genanvende ressourcer, ville det være fordelagtigt ikke at øge forbruget
af rent drikkevand. Især hvis VARGA projektet skal fungerer som et pilotprojekt med henblik pa at udbrede
spildevandsteknologi til andre lande, hvor rent drikkevand kan være begrænset. For at mindske vandforbruget i
ED processen, kunne det undersøges, hvorvidt det ville være muligt at erstatte postevandet ved at genanvende
det rensede spildevand, som ellers udledes til recipienten. Hvis dette er muligt, ville forbruget af drikkevand
mindskes, samt der ville være en eventuel mulighed for at genindvinde det fosfor, som ikke blev udfældet med
slammet under selve rensningsprocessen.
Under energibehovet ses det, at ED er ⇠37% mere energikrævende end syrebehandling, hvilket gør ED til
den mest CO2 belastende teknologi per kilo fosfor. Arsagen til denne forskel skal blandt andet findes i, at
energibehovet til syrebehandling udelukkende stammer fra fordampning af vand under opkoncentreringen. For
ED dækker energibehovet derimod bade fordampning, omrøring og selve elektrodialysen. Derfor ma forskellen
forventes at mindskes en del, nar der medtages omrøring i syrebehandlingen. Det bør undersøges, hvilke mu-
ligheder der er for at fordampe overkudsvand for syrebehandling og ED ved intern re-cirkulering af varme pa
anlæggene. Dette kunne f.eks. ske ved at benytte biogas fra forgasningsanlæggene eller varmen fra slamfor-
brændingsovnene. Dog skal der ved sadan et tiltag modregnes den tabte indkomst, som den benyttede biogas
eller elproduktion normalt udgør for BIOFOS.
Energibehovet for struvit formodes at være meget lavt, da der kun benyttes el til omrøring og tørring af
produktet. Der kendes ingen værdier for disse, sa elforbruget i tabellen er angivet som N/A.
Miljødeklarationen, for hvor meget CO2-ækvivalent der bliver udledt per kWh, varierer fra ar til ar, alt efter
hvordan arets brændselssammensætning i el-produktionen har været. For eksempel var 2016 et vindfattigt
ar i forhold til 2015 og der var derfor et øget forbrug af andre energiformer, med en tilsvarende større CO2-
ækvivalent udledning (Corydon, 2017). I dette projekt er det antaget, at al energien til fordampning kommer
fra el, derfor vil en anden anvendt energikilde give anledning til en anderledes CO2 belastning.
38
CO2 belastningen opstrøms i forsyningskæden er ikke medtaget her. Under denne kategori skal der tages højde
for belastninger som udledninger fra produktion af øvrige ressourcer, H2SO4 og elektrolyt, samt transport af
disse til renseanlægget. Da en asketeknologi, som syrebehandling eller ED, forventes at blive centraliseret pa
RA, vil der ogsa være en CO2 belastning fra transport af aske fra RL og depoterne. Denne belastning kan
desuden forventes at stige, nar depoterne er udtømt og aske importeres fra andre renseanlæg. Der er desuden
heller ikke medtaget CO2 belastning fra transport eller pakning af det færdige fosforprodukt. CO2 belastningen
for transport vil desuden være afhængig af, hvor i landet fosforproduktet skal benyttes.
Jf. bilag A svarer den arlige genindvundne mængde fosfor fra VARGA til ⇠3% af det arlige forbrug af fosfor
i landbruget. Da der pa figur 17 i bilag A kan ses, at den største forekomst af gylle er at finde i Jylland,
antages det, at den genindvundne mængde forsfor kan afsættes i hovedstadsomradet eller rundt om pa Sjælland
og derfor ikke behøves at blive transporteret til Jylland eller Fyn. Den mindre transport formodes bade at
gøre produktet billigere samt mindske ydereligere CO2 belastning forbundet med transport af det færdige
produkt. Tilsvarende udgør den arlige genindvundne mængde fosfor jf. bilag A ⇠9% af den samlede arlige
mængde fosfor, som importeres til landbruget. Da den importerede del udgøres af bade handelsgødning og
foder, kan det forventes, at VARGAs genindvundne fosfor udgør en endnu større procentdel af det importerede
handelsgødning. Hvis denne procentdel substitueres af et VARGA fosforprodukt vil CO2 belastningen ved at
importerer fra udlandet mindskes.
4.5.3 Økonomi
Driftsudgifter
De beregnede driftsudgifter er forbundet med store usikkerheder, da der benyttes mange antagelser og i flere
tilfælde mangler information omkring en pakrævet ressource. De fleste priser, der er brugt til beregningerne, er
skøn - for eksempel antages det, at RA ikke skal betale spildevandstakst og moms for det vand, der benyttes
til syrebehandling og ED. Der er ikke medtaget udgifter for deponering eller afsætning af de frafiltrerede rest-
produkter (samt hvilke problemer der kan være forbundet med dette ved de forskellige teknologier), eller for
materialer sasom membraner og resin. Der er desuden ikke medtaget udgifter til vedligeholdelse eller opførelse
af de forskellige anlæg, da det kun har været muligt at finde eksempler pa priser for struvit-anlæg.
Hvis der sammenlignes pa tværs af de tre teknologier for den arlige produktion fra RA, ses det ifølge tabel 19,
at struvit har den største udgift per kilo fosfor og syre har den mindste arlige udgift. Dette skyldes, at struvit
har et meget højt forbrug af MgCl2 per kilo fosfor sammenlignet med de to andre teknologiers ressourceforbrug
per kilo fosfor. Desuden er den anvendte indkøbspris per kilo MgCl2 væsentlig højere sammenlignet med f.eks.
kiloprisen for H2SO4. Det større vand- og elforbrug for ED, som benævnt i afsnit 4.5.2, forventes at medføre en
højere driftsudgift end for syre. Det er dog usikkert, hvor meget forskellen reelt er pa, nar der beregnes aktuelt
ressource- og elforbrug for ED og syrebehandling. Da der er mangler for begge teknologier, forventes der en
stigning i udgifter for begge, hvilket antages at medfører, at forskellen mindskes, men at syrebehandlingen stadig
er billigst.
Indtægter
Indtægterne er ligesom udgifterne forbundet med store usikkerheder, da det har været svært at finde specifikke
priser pa de genindvundne fosforprodukter. For bade syrebehandling og ED er det beløb, som refunderes ved
afvikling af depoterne, ikke medtaget i beregningerne.
Indtægterne per kilo fosfor ved syrebehandling og ED er ens, hvilket skyldes, at der genindvindes den samme
39
mængde fosfor og salgsprisen for 75% H3PO4 er den samme for de to asketeknologier. Sammenlignes de tre
teknologiers arlige indtægt fra RA per kilo fosfor, indtjener struvit lige under halvdelen af de to asketeknologier.
Dette skyldes, at der kun kan udvindes 478 tons struvit fra RA pa arsbasis, hvor fosfor kun udgør 12,6%. Sa
selvom salgsprisen per ton struvit er høj, sa er indtægten per kilo fosfor ikke tilsvarende høj.
Salgsprisen for 75% H3PO4 for bade syrebehandling og ED er sat til 7 kr. per kilo. Denne pris stammer
fra Kudahl (2018), for kommercielt 75% H3PO4. Ved bestemmelse af salgsprisen er der ikke taget højde for
konkurrencedygtigheden af de to teknologier. Ifølge tabel 38 i bilag H har et syrebehandlet produkt højere
tungmetalkoncentrationer end kommercielt P-gødning, bortset fra krom og nikkel. Derved kan det forventes,
at H3PO4 fra syrebehandling vil være mindre konkurrencedygtigt pa markedet og bør derfor have en lavere
salgspris.
For ED produceret H3PO4 gælder det derimod, at det har et lavere tungmetalindhold end kommercielt P-
gødning ifølge tabel 38 pa nær for bly, hvor den dog kun overstiger med 3 mg per kilo fosfor. Da blys grænseværdi
er pa 10.000 mg per kilo fosfor, vurderes forskellen at være irrelevant. Derfor antages det, at H3PO4 fra ED
kan benytte prisen fra Kudahl (2018).
Indtægten for struvit kan ifølge Oberender et al. (2013) variere mellem 300-3.000 kr./ton. Umiddelbart viste
processerne i tabel 16 i afsnit 4.3.3.1, at prisen pa struvit kunne forventes at ligge omkring 2.000 kr./ton og
derfor benyttes denne pris. Renseanlægget kan vælge at outsource visse dele af distributionskæden ved stru-
vitudfældning, hvilket muligvis mindsker renseanlæggets indtægt, men dette er ikke medtaget i beregningerne.
Da struvit indeholder ammonium, sammenlignes den med NPK-gødning for tungmetalkoncentrationer i tabel
38. Struvit ligger under i forhold til alle koncentrationer og derved forventes det at være konkurrencedygtigt
pa markedet.
Ifølge ”Slambekendtgørelsen” kan fosforprodukterne fra bade ED og syrebehandling anvendes i landbrug til alle
typer afgrøder, da der ikke er nogen hygiejenske restriktioner (Miljø- og Fødevareministeriet, 2017a). Struvitten
formodes, at kunne benyttes som gødning i Danmark, da Aarhus Vand allerede har faet godkendt deres struvit
som gødningsprodukt ifølge Barnes et al. (2017). Da alle tre fosforprodukter stammer fra spildevand, kan de
være forbundet med negative associationer i o↵entligheden. Dette kan have en negativ e↵ekt pa prisen, hvis
den skal gøres konkurrencedygtig, da det ma forventes, at landbrug vil anvende de kommercielle gødninger, hvis
de ikke kan afsætte varer, som er tilsat fosfor fra spildevand. Omvendt er cirkulær økonomi og bæredygtighed
oppe i tiden og det kan vise sig at have en markedsføringsværdi i sig selv, at der er anvendt genindvundet
fosfor til dyrkningen af afgrøder. Dette er dog udover scopet for dette projekt og vil derfor ikke indga i
helhedsvurderingen.
Den totalt forventede arlige indtægt for syreteknologi og ED er pa 48 mio. kr. for begge og pa 7,5 mio. kr.
for begge teknologier pa RA. Til sammenligning ligger struvits indtægt pa 1 mio. kr. pa arsbasis. Som nævnt
i afsnit 4.5.1 bør struvit anvendes i kombination med en anden teknologi, hvis det ønskes at genindvinde en
større procentdel af fosforen i spildevandet, hvilket vil medføre en forringelse af kvaliteten af det efterfølgende
fosforprodukt. Derfor ma det ogsa antages, at der kan ske et prisfald for sadan et slutprodukt i forbindelse med
struvit udvindelse. Hvis et prisfald i indtægten fra en asketeknologi overstiger indtægten fra struvit, bør struvit
ud fra et økonomisk perspektiv ikke anvendes.
I hverken syrebehandling eller ED er den refunderede pant fra askedepoterne medtaget. Dette er dog ikke
afgørende, da der stadig er en væsentlig indtægt, uden at refusionen medregnes, sa selvom refusionen ikke gives
(som nævnt i afsnit 4.1.1), ville det være rentabelt at behandle asken alene pa baggrund af indtægterne fra
salget af H3PO4. Desuden angiver refusionen intet om, hvilken teknologi som ville være at foretrække, da den
40
forventes at være af samme størrelse uanset asketeknologien.
Profit
Da profit er indtægter fratrukket udgifter, er profitten saledes underlagt de store usikkerheder og antagelser,
som er forbundet med disse poster. Ud fra ovenstaende er det forventeligt, at udgifterne vil stige og dermed vil
profitten falde. For en 75% H3PO4 er syrebehandling den mest rentable teknologi, da den har en profit pa 4
mio. kr. per ar mere end ED, hvilket skyldes ED’s øgede driftsomkostninger. Da det forventes, at forskellen i
udgifter mellem syrebehandlig og ED mindskes, forventes det ligeledes at forskellen i profitten mindskes.
Hvis indtægten for det syrebehandlede produkt falder med mere end 0,8 kr. per kilo fosfor, som konsekvens af
den større tungmetalkoncentration, sa bliver ED den mest rentable løsning.
Struvitten har den klart laveste arlige profit, hvilket skyldes den markant lavere procentdel udvundne fosfor, det
relativt høje ressourceforbrug og en indtægt per kilo fosfor, som svarer til lige under halvdelen af de to andre
teknologier. Hvis struvit vælges i kombination med en af de to asketeknologier, sa forventes det ikke, at struvit-
tens profit pa 480.000 kr. kan opveje det efterfølgende profittab som følge af højere tungmetalkoncentrationer i
slutproduktet. Derudover skal der tillægges anlægsudgifter for to anlæg fremfor et.
En fordel pa tværs af de forskellige teknologier er, at fosforprodukterne er genindvundet i Danmark i modsætning
til rafosfat, som primært stammer fra de fem kilder nævnt i afsnit 1. Dette kan være med til at sikre en
stabil pris pa produktet, da fa leverandører kombineret med usikre geopolitiske forhold i flere af de nævnte
lande kan resulterer i ustabile priser. Tillige kan det forventes, at teknologien udvikles med tiden, saledes at
der kan udvindes et renere produkt fra slamaske, hvorimod der i afsnit 1 nævnes, at det pa sigt forventes at
rafosfatkilderne vil falde i kvalitet. Hermed kan der opnas konkurrencefordele. Ydermere kan en lokal produktion
af et fosforprodukt betyde mindre omkostninger til transport.
I takt med at de naturlige forekomster af fosfor tømmes og at kvaliteten forringes, kan det argumenteres, at
VARGA kunne overveje at vente med at implementere en asketeknologi. Hvis udbuddet pa rafosfat af høj
kvalitet falder, sa forventes prisen at stige markant. Ulemperne ved at vente er, at de beskrevne asketeknologier
stadig er i de første stadier og der ma forventes en periode førend de præsterer optimalt. Samtidig vil der indtil
indførelse af en asketeknologi løbende skulle betales depotafgift for den producerede aske. En depotafgift som
man ikke kan være sikker pa at kunne fa tilbagebetalt.
41
5 Konklusion
Dette projekt har haft til formal at undersøge tre udvalgte teknologier til genindvinding af fosfor fra spilde-
vandsslam. To af disse teknologier, syrebehandling og elektrodialyse (ED), betegnes som asketeknologier, da
de genindvinder fosforen fra spildevandsslamaske (SSA). Den tredje teknologi, struvit, genindvinder fosfor fra
det afvandede spildevandsslam fra radnetanken pa renseanlægget. De tre teknologier er blevet undersøgt pa
parametrene kvalitet/kvantitet, miljømæssige omkostninger og økonomisk rentabilitet. Alle beregninger i dette
projekt er lavet pa baggrund af en række antagelser.
Potentielt kan der genindvindes 85% af fosforen i spildevand ved begge asketeknologier, hvilket ud fra en
malsætning om at fremme cirkulær-økonomi er en fornuftig genindvindingsprocent. Dette betyder, at ud fra et
kvantitativt perspektiv er det ligegyldigt, om der anvendes syrebehandling eller ED, da begge genindvinder
1.499 tons fosfor per ar. Struvit derimod kan til sammenligning kun genindvinde 60 tons fosfor per ar. Denne
store forskel skyldes, at en asketeknologi placeret pa Renseanlæg Avedøre (RA) bade vil genindvinde fra den
arlige SSA produktion pa RA og Renseanlæg Lynetten (RL), samt fra deres respektive askedepoter. Struvit
derimod kan kun genindvinde fosfor fra den arlige produktion af spildevandsslam pa det renseanlæg, hvor det er
tilkoblet. Dertil kommer, at asketeknologierne potentielt set har adgang til al fosforen, som har været bundet
i spildevandsslammet, hvor struvit kun kan ekstrahere fosfor fra den procentdel af fosforen, som er opløst i
rejektvandet eller biologisk bundet i slammet.
Ud fra et miljømæssigt perspektiv vurderes det, at struvit er den bedste løsning af de tre, da den har det
mindste forbrug af vand og el og at dets fosforprodukt har en lavere tungmetalkoncentration sammenlignet med
handelsgødning. For asketeknologierne, er ED den darligere løsning med hensyn til forbrugte ressourcer, men til
gengæld den bedre løsning med hensyn til tungmetalkoncentration, hvor den for ED ligger under kommercielle
fosforgødninger, pa nær for bly. For syrebehandling er alle tungmetalkoncentrationerne større end eller lig med
de koncentrationer fundet i kommercielle fosforgødninger, pa nær for krom og nikkel. Det gælder dog for alle tre
teknologier, at de ligger betydeligt under grænseværdier for tungmetaller i henhold til ”Slambekendtgørelsen”
samt grænseværdien for handelsgødning og at de derfor kan benyttes som gødningsprodukter.
Sa længe salgsprisen for syrebehandling og ED er ens eller at den for syrebehandling ikke ligger 0,8 kr. under
ED’s, sa er syrebehandling den mest rentable løsning af asketeknologierne set fra et økonomisk perspektiv.
Struvit generer et arligt overskud, som til sammenligning med de to asketeknologier anses for ubetydeligt. Der
er ikke taget højde for anlægsudgifter.
Det konkluderes pa baggrund af de kvalitative/kvantitative, miljømæssige og økonomiske parametre, at syrebe-
handling er den bedste teknologi med henblik pa at genindvinde fosfor fra spildevandsslam, sa længe salgsprisen
ikke falder mere end 0,8 kr./kg ift. ED. Syrebehandlings mindre ressource forbrug virker bade som økonomisk
fordel, samt en mulighed for at fremme deres markedsføringsværdi. Hvis H3PO4 fra ED ikke bliver opkoncen-
treret fra at have en vægt% pa 10%, som nævnt i Barnes et al. (2017), sa er syrebehandling klart at foretrække,
grundet den store forskel i profit. Dette til trods for det lavere elforbrug ved en 10% H3PO4.
42
Litteraturliste
Astrup, A., Bostrup, O., Gram, N. F., Schjørring, J. K., J., R.-H., Dietrich, O. W. & Rasmussen, S. E. (2017),
‘Magnesium’, Gyldendal - Den Store Danske.
URL: http://denstoredanske.dk/It, teknik og naturvidenskab/Kemi/Grundsto↵er/magnesium (sidst besøgt
01/05-18)
Azimi, G. (2010), ‘Evaluating the potential of scaling due to calcium compounds in hydrometallurgical
processes’, PhD Thesis.
URL: https://tspace.library.utoronto.ca/bitstream/1807/24672/6/Azimi Ghazal 201006 PhD thesis.pdf
(sidst besøgt 28/3-18)
Backlund, A. & Holtze, A. (2003), ‘Vakuumtoiletter og behandling af det indsamlede materiale i biogasanlæg
eller vadkomposteringsanlæg (kapitel 3 - urin og fækalier’, Miljøstyrelsen. Økologisk byfornyelse og spilde-
vandsrensning Nr. 36.
Balslev, P. & Landgren, L. (2014), ‘Fosforgenvinding ved struvitudfældning - Potentialet ved fosforgenvinding
fra rejektvand pa Aby renseanlæg og muligheder for at øge dette’, Miljøstyrelsen.
Barat, R., Montoya, T., Seco, A. & Ferrer, J. (2005), ‘The role of potassium, magnesium and calcium in the
enhanced biological phosphorus removal treatment plants’, Environmental Technology 26:9, 983–992.
Barnes, K., Poulsen, M., Jensen, M., Jørgensen, P. & Ottosen, L. (2017), ‘Edask elektrodialytisk separation af
fosfor fra slamaske’, Rapport.
Bialkowski, S. (2004), ‘Triprotic acid titration with strong base’, Internetside.
URL: http://ion.chem.usu.edu/ sbialkow/Classes/3600/Overheads/H3A/H3A.html (sidst besøgt 25/04-18)
Bregman, J. (1953), ‘Cation exchange processes’, The New York Academy of Science .
Brenntag Nordic A/S (2013), ‘Sikkerhedsdatablad phosphorsyre 75% bulk’, Sikkerhedsdatablad.
Brøndby Kommune (2017), ‘Abning for blødere vand i brøndby’.
URL: http://www.brondby.dk/Service/Nyheder/2017/09/Aabning-for-bloedere-vand-i-Broendby.aspx (sidst
besøgt 28/5-18)
Cohen, Y. (2009), ‘Phosphorus dissolution from ash of incinerated sewage sludge and animal carcasses using
sulphuric acid’, Environmental Technology 30:11, 1215–1226.
Cohen, Y. & Enfalt, P. (2017), ‘Ash2®Phos – Clean commercial products from sludge ash’, The BIG Phosphorus
Conference Exhibition – Removal and Recovery .
Corydon, C. G. (2017), ‘Miljødeklarering af 1 kwh el - 2016’, Energinet.
Damgaard, A. (2018), ‘Bachelor-møde 28.05.2018’, personlig samtale.
Danmarks Statistik (2016), ‘Bdf11: Bedrifter efter omrAde, enhed, bedriftstype og areal’.
URL: https://www.statistikbanken.dk (Sidst besøgt 03-03-2018)
Donatello, S., Tong, D. & Cheeseman, C. (2010), ‘Production of technical grade phosphoric acid from incinerator
sewage sludge ash (issa)’, Imperial College London.
Energistyrelsen (2017), ‘Elprisstatistik første halvar 2017’, Notat.
URL: https://ens.dk/sites/ens.dk/files/Statistik/elprisnotatfoerstehalvaar2017.pdf(sidstbesøgt17/04� 18)
i
EnviDan (2018), ‘Massebalancer alle 2016 og 2025 v3’, Excel.
EU (1986), ‘Radets direktiv om beskyttelse af miljøet, navnlig jorden, i forbindelse med anvendelse i landbruget
af slam fra rensningsanlæg’, De Europæiske Fællesskabers Tidende.
URL: http://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:31986L0278from=EN (sidst
besøgt 18/04-18)
EU (2012), ‘Europa-parlamentets og radets forordning om ændring af forordning (EF) nr. 648/2004, hvad
angar anvendelsen af fosfater og andre forforholdige sto↵er i tekstilvaskemidler til husholdningsformal og
maskinopvask til husholdningsformal’.
Faarlund, B. N. (2014), ‘Endrer krav til innhold og merking av fosfor i vaskemidler’, Miljødirektoratet (Norge).
URL: http://www.miljodirektoratet.no/no/Nyheter/Nyheter/2014/Januar-2014/Endrer-krav-til-innhold-og-
merking-av-fosfor-i-vaskemidler/ (Sidst besøgt 07-03-2018)
Fischer Scientific (2018), ‘Magnesium hydroxide, slr, fisher chemical’.
URL: https://www.fishersci.dk/shop/products/magnesium-hydroxide-slr-2/p-7073278
Franz, M. (2008), ‘Phosphate fertilizer from sewage sludge ash (SSA)’, Waste Management 28, 1809–1818.
Frydland-Raun, J. (2015), ‘Hvad er der i vaskemidlet?’, Forbrugerradet Tænk.
URL: https://taenk.dk/test-og-forbrugerliv/hus-og-have/vaskemidler-til-kuloert-vask/hvad-er-der-i-
vaskemidlet (Sidst besøgt 07-03-2018)
Gao, X., Shen, T., Zheng, Y., Sun, X., Huang, S., Ren, Q., Zhang, X., Tian, Y. & Luan, G. (2002), Practical
Manure Handbook, Chinese Agriculture Publishing House, Beijing, China.
GEUS (2010), ‘Hardhedskortet’.
URL: http://data.geus.dk/geusmap/?mapname=drikkevand&rightWidth=300#zoom=6&lat=6219449.9187925&lon=
577694.97865114&visiblelayers=Topografisk&filter=&layers=&mapname=drikkevand&filter=&epsg=25832&mode=
map&map imagetype=png&wkt= (Sidst besøgt 21/03/2018)
Gilmour, R. (2014), Phosphorous Acid - Purification, Uses, Technology and Economics, 1. edn, CRC Press.
Goher, M., Hassan, A., Abdel-Moniem, I., Fahmy, A., Abdo, M. & El-sayed, S. (2015), ‘Removal of aluminum,
iron and manganese ions from industrial wastes using granular activated carbon and amberlite ir-120h’, The
Egyptian Journal of Aquatic Research 41, 155–164.
Gorazda, K., Kowalski, Z. & Wzorek, Z. (2012), ‘From sewage sludge ash to calcium phosphate fertilizers’,
Polish Journal of Chemical Technology 14, 54–58.
HOFOR (2018), ‘Priser pa vand i hvidovre 2018 – erhverv’, Internetside.
URL: https://www.hofor.dk/erhverv/priser-paa-forsyninger-erhvervskunder/priser-paa-vand-2018-
erhvervskunder/priser-paa-vand-hvidovre-2018-erhverv/ (sidst besøgt 13/05-18)
Holck, P., Kraaer, J. & Lund, B. M. (2010), ‘Densitet’, Systime - Orbit B htx.
URL: https://orbitbhtx.systime.dk/index.php?id=167 (sidst besøgt 01/05-18)
Holtze, A. & Backlund, A. (2002), ‘Opsamling, opbevaring og udnyttelse af urin fra museumsgarden pa møn
(kapitel 3 - human urin)’, Miljøstyrelsen.
Honeywell (2018), ‘Magnesium hydroxide’.
URL: https://shop-lab-honeywell.com/products/chemicals/magnesium-hydroxide
ii
Housecroft, C. E. & Constable, E. C. (2015), Selected Chapters from Chemistry - An Introduction to General
and Inorganic Chemistry, 2. edn, Pearson. s. 781 og 783.
Jacobsen, H. Q., Jensen, K. L. & Jensen, P. E. B. (2015), ‘Industriens vandforbrug og indholdssto↵er i spildevand
fra udvalgte virksomheder fordelt pa brancher (branchevandforbrug og -spildevand)’, Miljøstyrelsen.
Jensen, M. D., Tychsen, P., Thomsen, M., Martinsen, L. & Hasler, B. (2015), ‘Bæredygtig udnyttelse af fosfor
fra spildevand - En operativ vejledning til de danske vandselskaber’, Miljøstyrelsen.
JH Agro (2018), ‘Svovlsyre’, Internet.
URL: http://www.jhstaldservice.dk/svovlsyre/ (sidst besøgt 30/05-18)
Johansen, R. (2011), ‘Nar rørene lukker til – problemer med struvit i slamafvanding’, Spildevandsteknisk
Tidsskrift nr. 4 .
Jonsson, H., Stinzing, A., Vinneras, B. & Salomon, E. (2004), ‘Guidelines on the use of urine and faeces in crop
production’.
Kalmykova, Y. & Fedje, K. (2013), ‘Phosphorus recovery from municipal solid waste incineration fly ash’, Waste
Management 33, 1403–1410.
Krarup, T. & Bak, L. S. (2013), ‘Slut med fosfor i vaskemaskinen’, Bæredygtigt Landbrug.
URL: https://baeredygtigtlandbrug.dk/nyheder/2013/07/slut-med-fosfor-i-vaskemaskinen/ (Sidst besøgt 07-
03-2018)
Kudahl, N. (2018), ‘Spørgsmal angaende fosforsyre pris’, Telefonisk kontakt d, 24/5-18 til Niels Aage Kudahl
fra HELM Skandinavien A/S.
Københavns Universitet (2017), ‘Næringssto↵er og ph’, Internetside.
URL: http://ign.ku.dk/partnerlandskab/god-vaekstjord/naeringssto↵er-og-ph/ (sidst besøgt 25/04-18)
Mihelcic, J. R., Fry, L. M. & Shaw, R. (2011), ‘Global potential of phosphorus recovery from human urine and
feces’, Chemosphere 84, 832–839.
Mikkelsen, M. R. & Madsen, J. A. (2015), ‘Fosforgenanvendelse fra spildevandsslam’, Miljøstyrelsen.
Mikkelsen, R. (2011), ‘Math anxiety: Fertilizer calculations’, Insights.
Miljø- og Fødevareministeriet (2013), ‘Livscyklusvurdering og samfundsøkonomisk analyse for anvendelse af
spildevandsslam’, Rapport.
Miljø- og Fødevareministeriet (2016a), ‘Bekendtgørelse om spildevandstilladelser m.v. efter
miljøbeskyttelseslovens kapitel 3 og 4’.
URL: https://www.retsinformation.dk/Forms/R0710.aspx?id=180360 (Sidst besøgt 02-03-2018)
Miljø- og Fødevareministeriet (2016b), ‘Miljø- og fødevareudvalget 2015-16, mof alm.del bilag 561’, Notat.
Miljø- og Fødevareministeriet (2017a), ‘Bekendtgørelse om anvendelse af a↵ald til jordbrugsformal’.
URL: https://www.retsinformation.dk/Forms/R0710.aspx?id=192143 (Sidst besøgt 18-04-2018)
Miljø- og Fødevareministeriet (2017b), ‘Salg af handelsgødning i danmark 2015/2016’, Vejledning.
Miljøstyrelsen (2016), ‘Nye regler for landbrugets udbringning af fosfor’, Internetside.
URL: http://mst.dk/service/nyheder/nyhedsarkiv/2016/nov/nye-regler-for-landbrugets-udbringning-af-
fosfor/ (sidst besøgt 20/04-18)
iii
Nagib, S. & Inoue, K. (2000), ‘Recovery of lead and zinc from fly ash generated from municipal incineration
plants by means of acid and/or alkaline leaching’, Hydrometallurgy 56, 269–292.
Nyvold, M. (2008), ‘Menneskers urin og a↵øring skal løse landbrugets fosformangel’, Ingeniøren.
URL: https://ing.dk/artikel/menneskers-urin-og-a↵oring-skal-lose-landbrugets-fosformangel-89808 (sidst
besøgt 13/03-18)
Oberender, A., Andreasen, P., Tørsløv, J., Stubsgaard, A. & Bagge, L. (2013), ‘Innovationspartnerskab for
anvendelse af fosfor fra spildevand og spildevandsslam fra spildevandsforsyninger’, Miljøstyrelsen.
Ottosen, L., Jensen, P. & Kirkelund, G. (2016), ‘Phosphorous recovery from sewage sludge ash suspended in
water in a two-compartment electrodialytic cell’, Waste Management 51, 142–148.
Ottosen, L. M., Kirkelund, G. M. & Jensen, P. E. (2013), ‘Extracting phosphorous from incinerated sewage
sludge ash rich in iron or aluminum’, Chemosphere.
Papirladen (2018), ‘Vejsalt magnesiumchlorid 25 kg.’.
URL: https://www.papirladen.dk/shop/vejsalt-magnesiumchlorid-3850p.html
Petersen, J., Østergaard, L. & Christensen, B. (2009), ‘Miljøbelastende urenheder i handelsgødning’, Vejledning.
Phosphorus Futures (UTS:ISF) (2018), ‘Phosphorus Sustainability’.
URL: http://phosphorusfutures.net/phosphorus-sustainability/ (Sidst besøgt 28-02-2018)
Raskovic, P. (2007), ‘Step-by-step process integration method for the improvements and optimization of sodium
tripolyphosphate process plant’.
Remoundaki, E., Hatzikioseyian, A. & Tsezos, M. (2007), ‘A systematic study of chromium solubility in the
presence of organic matter: consequences for the treatment of chromium-containing wastewater’, Journal of
Chemical Technology and Biotechnology 82, 802–808.
Roth, C. (2015), ‘Sikkerhedsdatablad fosforsyre rotipuran® 85%, p.a., acs, iso’, Sikkerhedsdatablad.
URL: https://www.carlroth.com/downloads/sdb/da/2/SDB 2608 DK DA.pdf (sidst besøgt 24/05-18)
Schaum, C., Cornel, P. & Jardin, N. (N/A), ‘Phosphorus recovery from sewage sludge ash – a wet chemical
approach’.
Skovsbøl, U. (2016), ‘Plantecocktail kan blive et alternativ til antibiotika, zink og kobber til grise’, Netartikel.
URL: http://dca.au.dk/aktuelt/nyheder/vis/artikel/plantecocktail-kan-blive-et-alternativ-til-antibiotika-zink-
og-kobber-til-grise-1/ (sidst besøgt 18/04-18)
Sundberg, K. (1995), ‘Vad innehaller avlop fran hushall?’, Statens Naturvardsverk. Rapport 4425.
Tang, C., Qiu, Y., Wang, Y., Wang, X., Zhang, Z. & Yang, L. (2017), ‘Kinetic studies on al3+ removal from
phosphoric acid by cation exchange resin’, THE CANADIAN JOURNAL OF CHEMICAL ENGINEERING.
Thomsen, R., Husted, S. & de Neergaard, A. (2011), Mad til milliarder, 2. edn, KOLOFON - Institut for
Jordbrug og Økologi.
Tarnby Forsyning (2017), ‘Blødgøring af vandet fra vandværket’.
URL: http://www.taarnbyforsyning.dk/da-DK/Vand/Blødgøring-af-vand.aspx (sidst besøgt 28/5-18)
VARGA (2018), ‘Fremtidens renseanlæg’.
URL: https://projekt-varga.dk/ (sidst besøgt 30/5-18)
iv
Viader, R., Jensen, P. & Ottosen, L. (2017a), ‘Sequential electrodialytic extraction of phosphorous compounds
(patent no. wo2017055341.)’.
Viader, R., Jensen, P., Ottosen, L., Thomsen, T., Ahrenfeldt, J. & Hauggaard-Nielsen, H. (2017b), ‘Comparison
of phosphorus recovery from incineration and gasification sewage sludge ash’, Water Science and Technology.
Vinneras, B. (1998), ‘Kallsorterad humanurin – skiktning och sedimentering samt upsamlad mangd och sam-
mansatning’, Institutionsmeddelande 98:05, Institutionen for Lantbruksteknik, SLU.
Xu, H., He, H., Gu, W., Wang, G. & Shao, L. (2012), ‘Recovery of phosphorus as struvite from sewage sludge
ash’, Journal of Environmental Sciences.
v
Appendices
A Landbrug
I følge Jensen et al. (2015) benytter det danske landbrug ca. 53.000 ton fosfor arligt, hvor der importeres mellem
15.000 og 20.000 tons fosfor som foder og handelsgødning, se figur 16. Fosforkilderne er varierende, blandt andet
benyttes husdyrgødning, gylle, i stor stil til at gøde marker, hvorfor 45.000 tons fosfor fra gylle bliver spredt ud
om aret.
Figur 16 Mængden af arlige ton fosfor fra forskellige kilder (Jensen et al., 2015)
Hvor husdyrkoncentrationen er størst gødes der mest med gylle, hvilket skaber en skævhed i forhold til tilgæn-
geligheden af fosfor fra gylle, se figur 17.
Figur 17 Procentvis fordeling af malke- og slagtekvæg samt svinebestand i Danmark i 2016 (Danmarks Statistik,2016)
Gylle kan dog skabe problemer ved at tilføre for store mængder af tungmetaller til jorden. Dette stammer
primært fra svin, hvor zink og kobber anvendes for at mindske dødeligheden blandt smagrise pga. mavein-
fektioner (Skovsbøl, 2016), som senere kan tilføjes jorden via gylle. Ligesom gylle, indeholder menneskelige
i
ekskrementer og urin ogsa fosfor, hvorfor spildevand udgør en mulig fosforkilde. Dertil kommer det fosfor, som
udledes med forskellige sæber og vaskemidler. For at mindske fosforudledninger fra husholdninger er der indført
reguleringer af fosforindholdet i vaskemidler per 30. juni 2013 og for opvaskemidler per 1. januar 2017 (EU,
2012), da forhøjede værdier kan skabe eutrofiering i de recipienter, hvor det rensede spildevand udledes. Den
samlede fosforpulje i spildevand kan ifølge figur 16 bidrage med 5.000 tons fosfor per ar fra danske renseanlæg,
hvilket svarer til 25% � 33% af den arlige importerede mængde fosfor til handelsgødning og foder og ⇠10% af
det samlede arlige fosforforbrug i landbruget.
Mihelcic et al. (2011) angiver at den almene dansker i gennemsnit udleder i intervallet 0,55-0,62 kg P/ar.
De øvrige antropogene kilder er som nævnt vaske- og opvaskemidler, rengøringsmidler, industri og afskyllet
gødning fra havebrug. Nar fosfor er udledt med spildevandet opsamles det i kloakken og ledes herfra til spilde-
vandsanlægget, hvor spildevandet behandles. Renseanlæggene skal overholde nogle krav bl.a. med hensyn til
fosforudledning, førend det rensede vand udledes til ferskvandsrecipienter. For renseanlæg under 100.000 per-
sonækvivalenter (PE), skal spildevandet renses til at indeholde under 1,5 mg P/l, mens det skal renses til at
indeholde under 1 mg P/l, hvis renseanlægget er 100.000 PE eller over (Miljø- og Fødevareministeriet, 2016a).
For at imødekomme udlederkravene, bliver størstedelen af den fosfor som ankommer til renseanlægget fjernet.
Dette sker enten ved kemisk udfældning eller biologisk optag, alt efter typen af renseanlæg. Hvis renseanlægget
ikke brænder overskudsslammet, kan dette efter behandling spredes ud pa marker som gødning. Dette bærer
dog en omkostning i bade transport, eventuel opbevaring samt betaling af landmanden for udbredelse af slam
(Jensen et al., 2015). Desuden dikterer gældende lovgivning, at slammet ikke ma anvendes til fortærebare
afgrøder og at der det første ar efter udbredelse kun ma dyrkes visse afgrøder til industrielle formal (Miljø- og
Fødevareministeriet, 2017a). Derudover indeholder spildevandet miljøfremmedesto↵er, som ogsa er at finde i
slammet. For at imødega negative pavirkninger og mindske forurening af landbrugsjorden, regulerer den nu-
værende lovgivning den tilladte mængde af tungmetaller tilført til landbrugsjord via spildevandsslam. Dette og
for høje mængder af tungmetaller tilført jorden som gylle kan være medvirkende til, at landbruget pa arsbasis
importerer 15-20.000 ton fosfor (Jensen et al., 2015). De fastsatte grænseværdierne for EU og Danmark er listet
i tabel 20.
Tabel 20: Grænseværdier for tungmetaller i slam for EU og Danmark
Cd Cr Hg Ni Pb Zn Cu
EUa
Grænseværdi for slam til landbrug (mg/kg TS) 20-40 - 16-25 300-400 750-1.200 2.500-4.000 1.000-1.750
Grænseværdi for tungmetaller tilført landbrugsjord med slam (g/ha/ar) 150 - 100 3.000 15.000 30.000 12.000
Danmarkb
Grænseværdi for slam til landbrug (mg/kg TS) 0,8 100 0,8 30 120 4.000 1.000
Grænseværdi for slam til landbrug (mg/kg totalfosfor) 100 - 200 2.500 10.000 - -a EU (1986)
b Miljø- og Fødevareministeriet (2017a)
Udover gylle og slam benyttes kommercielt handelsgødning, hvor den mest udbredte type i Danmark er NPK
(Nitrogen Fosfor Kalium), hvor koncentrationerne af N,P og K justeres efter jordens behov ar for ar. Den
mest solgte NPK gødning i Danmark i 2015/2016 havde et nitrogen indhold pa 19,5% eller over (Miljø- og
Fødevareministeriet, 2017b). Hvis ønskes blot at tilføre jorden fosfor kan der anvendes fosforgødning, P-gødning.
Disse gødningstyper kan ligesom gylle indeholde tungmetaller. I tabel 21 er opgjort værdier for tungmetaller
per kg fosfor fundet i NPK gødning med N >19,5% (Petersen et al., 2009) og fosforgødning ((Petersen et al.,
2009) ifølge (Miljø- og Fødevareministeriet, 2013)).
ii
Tabel 21: Gennemsnitlige tungmetalkoncentrationer for NPK- og P-gødninger anvendt i Danmark
Cd Cr Ni Pb Zn Cu Hg
Gennemsnit NPKa (mg/kg P) 18,4 218,6 164,5 76,6 612,6 244,1 -
Gennemsnit P-gødningb (mg/kg P) 13,1 2.279 1.728 19 2.370 224 0,15a Petersen et al. (2009)
b Petersen et al. (2009) iflg. Miljø- og Fødevareministeriet (2013)
A.1 Procent fosfor genindvundet fra VARGA i forhold til landbrugets forbrug
RA har et arligt spildevandsindløb, der indeholder 178 tons fosfor (EnviDan, 2018). Dette svarer til 3,6% af
den totale mængde fosfor i spildevandet i Danmark.
Det forventes, at ved en 85% genindvinding af fosfor fra SSA kan VARGA pa arsbasis genindvinde 1.499 tons
fosfor, se bilag E.6.
Fra figur 16 kan landbrugets arlige fosfor aflæses til 53.000 tons P/ar og gennemsnitlig importeret fosfor aflæses
til 17.500 tons P/ar.
Derved kan det bestemmes, hvor meget det genindvundne fosfor fra VARGA udgør af disse to poster.
%� vis af landbrugets fosfor forbrug =1.499 tons fosfor
53.000 tons fosfor· 100 = 3%
%� vis af importeret fosfor =1.499 tons fosfor
17.500 tons fosfor· 100 = 9%
A.2 Kategorisering af H3PO4
I tabel 22 ses kategoriseringer i forhold til de forskellige koncentrationer af H3PO4 og fosfor. Kvaliteten Fertil-
izer/Merchant er det, som indgar i produktion af gødning, mens de mindre nichemarkeder og industri benytter
kvaliteterne Technical, som har en højere vægt% af H3PO4. Prisen pa produktet stiger desuden med koncen-
trationen af H3PO4 (Donatello et al., 2010).
Tabel 22 Oversigt over kategoriseringer og deres renhed (Gilmour, 2014)
Grade % H3PO4 % P Pris (kr./kg H3PO4)a
Fertilizer/Merchant 58-75 18,5-24 7
Technical 69-85 22-27 7,5a Priserne er fra Kudahl (2018) og gælder for 75% og 85% H3PO4
iii
B Fosfor udledt fra urin og a↵øring
Ifølge Mihelcic et al. (2011) indtager en almindelig dansker i gennemsnit mellem 100-137 g protein om dagen
(se bilag C), hvoraf de 28-42% kommer fra grøntsager. Dette er relevant, da der er ca. dobbelt sa meget fosfor
i planteproteiner som i animalske proteiner. Mængden af forventet udledt fosfor per individ i Danmark kan
derefter estimeres ud fra følgende formel fra ((Jonsson et al., 2004) ifølge (Mihelcic et al., 2011)):
mfosfor = 0, 011 ·mprotein(total) +mprotein(grøntsager)
Hvor enheden er i g/person/dag.
Hvis denne ligning benyttes, ligger den menneskelige udledningen af fosfor fra en gennemsnitsdansker mellem
0,52-0,78 kg P/ar. Mihelcic et al. (2011) placerer dog Danmark i intervallet 0,55-0,62 kg P/person/ar (se bilag
C), hvilket skyldes, at de har kunnet regne med et mere præcist tal, mens der i denne rapport er benyttet et
interval for proteinindtaget.
Hvordan den udledte fosfor fordeler sig i henholdsvis urin og a↵øring kommer an pa, hvor fordøjelig individets
diet er. De fordøjede næringssto↵er bliver udskilt med urinen, mens de ufordøjede bliver udskilt med a↵øringen.
Det fordelagtige ved, at en stor procentdel af fosforen kommer ud som urin, er, at næsten al fosforen eksisterer
som uorganiske fosfat-ioner, som er direkte tilgængelige for planter. Et eksempel pa denne fosforfordeling
kommer fra henholdsvis Jonsson et al. (2004) og Gao et al. (2002) ifølge Mihelcic et al. (2011) som undersøgte
svenske og kinesiske diæter. Resultaterne af disse undersøgelser viste, at 67% af fosforen blev udledt i urinen
hos svenskerne, mens dette kun var tilfældet for 25-60% hos kineserne. Det forventes, at den danske diæt er
meget lig den svenske, og det formodes derfor, at de danske procenter fordeler sig meget lig hermed.
Ifølge en anden kilde, Phosphorus Futures (UTS:ISF) (2018), udledes der i alt 3 millioner tons fosfor om
aret i form af urin og a↵øring pa globalt plan. Hvis dette tal holdes sammen med det nuværende tal for
verdensbefolkningen (7,6 milliarder), fas der en fosforudledning pa 0,39 kg P/person/ar. Sammenlignet med
tallene fra Mihelcic et al. (2011) kan det altsa ses, at Danmark ligger højere end gennemsnittet, hvilket formodes
at skyldes vores høje levestandarder og dertilhørende spisevaner.
En tredje kilde, Donatello et al. (2010), ligger sig imellem de to førnævnte kilder med et dagligt interval pa 1,2-1,4
g P/person/dag for fosforudledning via urin og a↵øring for I-lande. Dette løber op i 0,44-0,51 kg P/person/ar.
Ifølge Holtze & Backlund (2002) og Backlund & Holtze (2003) varierer det fra kultur til kultur og fra person
til person alt efter alder, køn, kost og sundhedstilstand , hvor meget urin et individ producerer og de præcise
koncentrationer af næringssto↵er heri. I gennemsnit indeholder menneskelig urin dog omkring 0,7 g P/kg urin,
hvilket udgør ca. 55% af al fosforen i husholdningsspildevand. Sammenlignet kommer ca. 28% af fosforen
fra fækalier og 17% fra det gra spildevand; altsa spildevand fra bad, køkken, vask etc. (Holtze & Backlund,
2002). Standardproduktionen af urin og a↵øring varierer en del fra kilde til kilde. Standardproduktionen af urin
varierer fra 365-550 kg/person/ar i henholdsvis Sundberg (1995) og Vinneras (1998) ifølge Backlund & Holtze
(2003). Denne koncentration og standardproduktion giver et interval pa 0,26-0,39 kg P/person/ar, hvilket dog
kun omfatter fosfor fra urin og ikke fra a↵øring, hvilket ma antages at være arsagen til det lave interval.
iv
C Kort ifm. beregning af total fosforudledning fra urin og a↵øring
Figur 18 Total proteinindtag for en gennemsnitsindbygger (Mihelcic et al., 2011)
Figur 19 Gennemsnitlig mængde produceret fosfor per person om aret (Mihelcic et al., 2011)
v
D Fosfor i industrispildevand
Beskrivelse af de otte brancher, hvis spildevandsudledninger er medtaget i afsnit 2.1.3 (Jacobsen et al., 2015).
Mejerier (omfatter mælk og fløde, syrnede produkter, smør og ost) udleder primært spildevand i forbindelse
med rengøring. De har som regel enten eget forrenseanlæg eller renseanlæg. Reguleres efter miljøgodkendelse
som listepunkt 6.4.c (behandling/forarbejdning af ublandet mælk over 200 ton/dag (gennemsnit arsbasis)) og
F204 (fremstilling af ost og tørmælk, mælkebaserede ravarer 100-200 ton/dag (gennesnit arsbasis)).
Slagterier (omfatter slagtning af svin, kreaturer, fjerkræ og mindre sasom heste/far mm.) udleder primært
spildevand i forbindelse med rengøring. De har som regel enten eget forrenseanlæg eller renseanlæg. Reguleres
efter miljøgodkendelse som listepunkt 6.4.a (kapacitet pa mere end 50 ton/dag) og F201 (fjerkræ mellem 17-50
ton/dag)
Bryggerier (omfatter øl og læskedrikke) benytter meget vand til de producerede produkter. Udleder som
regel til o↵entlig kloak, enkelte har eget renseanlæg. Reguleres efter miljøgodkendelse som listepunkt 6.4.bii
(behandling/forarbejdning af vegetabilske rasto↵er til produkter pa mere end 300 ton/dag eller 600 ton/dag
hvor anlægget er i drift max 90 dage i træk) og E211 (kapacitet til produktion af produkter pa mere end 50
ton/dag men mindre/lig med 300 ton/dag eller 600 ton/dag hvis anlægger er i drift max 90 dage i træk)
Fisk og skaldyr (omfatter fisk, krebsdyr, bløddyr og rogn) udleder oftest til o↵entlig kloak, enkelte har eget
renseanlæg. Reguleres efter miljøgodkendelse som listepunkt 6.4.biii (behandling/forarbejdning af animalske
og vegetabilske rasto↵er til produkter pa mere end 75 ton/dag eller?) og F205 (kapacitet til produktion af
produkter pa mellem 10-75 ton/dag)
Bi-produktforarbejdning (omfatter dyrefoder produceret af bi-produkter fra slagteri/fisk og skaldyr) udleder
oftest til o↵entlig kloak, enkelte har eget renseanlæg. Reguleres efter miljøgodkendelse som listepunkt 6.4.bi
(behandling/forarbejdning af animalske rasto↵er med kapacitet til produkter pa mere end 75 ton/dag), F202
(fiskemelsfabrikker og kødfoderfabrikker (destruktionsanstalter)) og F207 (anlæg til fremstilling af foder eller
mellemprodukter til foder).
Bejdsevirksomheder (overfladebehandling i vandbaserede processer) udleder processpildevand der bliver
renset i eget renseanlæg eller bortska↵et som farligt a↵ald. Reguleres efter miljøgodkendelse som listepunkt 2.6
(behandling af overflader m elektrolytisk/kemisk proces, hvis volumen af anvendte kar er over 30 m3) og A202
(sammen som ovenfor bare volumen af anvendt kar er mindre eller lig med 30 m3, dog ikke handværksmæssig
karakter).
Lægemiddel (omhandler produkter der indeholder et virksomt stof der benyttes til brug mod sygdom eller
til at stille medicinsk diagnose). Spild havner sjældent i spildevandet (desuden skal 99% af ravareindputtet
ende i udbyttet, mens 1% kan være spild). Udleder oftest til o↵entlig kloak, enkelte har eget renseanlæg.
Reguleres efter miljøgodkendelse som listepunkt 4.5 (fremstilling af farmaceutiske produkter), 4.1 (fremstilling
af organiske kemikalier), D201 (fysiske processer der fremstiler organiske/uorganiske kemiske sto↵er/produkter)
og D202 (fysiske processer der fremstiller lægemidler og kan give anledning til væsentlig forurening)
Bagerier (omfatter brød, kager og smakager) udleder som regel til o↵entlig kloak, enkelte har eget renseanlæg.
Reguleres efter miljøgodkendelse som listepunkt 6.4.bii (behandling/forarbejdning af vegetabilske rasto↵er til
produkter pa mere end 300 ton/dag eller 600 ton/dag hvor anlægget er i drift max 90 dage i træk) og E212
(brødfabrikker/bagerier med kapacitet til produkter pa mere end 20 ton/dag men mindre end eller lig med 300
ton/dag.
vi
E Beregning af syre
I dette bilag gennemgas hvordan de forskellige værdier ved syrebehandling er opnaet. Konstanter brugt star
sidst under E.10.
E.1 Omregning af grænseværdier
Gødnings fosforindhold opgøres ofte i P2O5, for at kunne sammenligne mellem forskellige gødninger (Mikkelsen,
2011). For at fa den reelle mængde af fosfor i gødningsproduktet skal forholdet PP2O5
ganges pa den opgivne
P2O5-værdi. Dette forhold er udtrykt i ligning 10, hvor M er molarmassen.
2 · MP
MP2O5
=2 · 31g/mol
142g/mol= 0, 44
g P
g P2O5(10)
Som det fremgar af ligning 10 er det kun 44% som udgør P-indholdet i P2O5.
Dette benyttes pa de grænseværdier for cadmium, der er opgjort som mg Cd/kg P2O5, som listet i tabel 23,
ved at
xmg Cd
kg P2O5· 1 kg P2O5
0, 44 kg P(11)
Tabel 23: EU forslag og gældende danske grænseværdier for tungmetaller i handelsgødning (Miljø- ogFødevareministeriet, 2016b)
Cd (mg/kg TS) Cd (mg/kg P2O5) Cr (mg/kg TS) Hg (mg/kg TS) Ni (mg/kg TS) Pb (mg/kg TS)
EU foreslaet handelsgødning 3 60 2 2 120 150
DK gældende for handelsgødning - 48 - - - -
DK gældende for slam til landbrugsjord 0,8 44 100 0,8 30 120
Derved fas følgende værdierne, som er listet i nedenstaende tabel
Grænseværdi Cd (mg/kg P)
DK gældende for slam til landbrugsjord 100
DK gældende for handelsgødning 110
EU foreslaet for handelsgødning 136
EU foreslaet for handelsgødning efter 12 ar 45
Hvis de øvrige værdier i tabel 23 skulle omregnes til mg/kg P, kunne det antages, at massen af tørstof, kg TS,
var en konstant. Derved kunne en omregnings faktor findes ved at finde forholdet mellem koncentrationen af
Cd per kg TS og Cd per kg P2O5
0, 8mg Cd
kg TS· x kgTS
kg P2O5= 44
mg Cd
kg P2O5
Ved at isolere for x, ville x blive have værdien 55. Dette ville betyde, at ved at gange koncentrationen af Cd per
kg TS med 55 ville man opna en koncentration af 44 mg Cd per kg fosfor. Omregnet via ligning 11 ville dette
rigtig nok ogsa blive de ønskede 100 mg/kg P. Men som det det fremgar af tabel 24, sa udgør grænseværdien
vii
for Hg ogsa 0,8 mg/kg tørstof, dog er grænseværdien for Hg malt ved 200 mg Hg/kg fosfor, og derved er TS
ikke en konstant. Dette er nødvendigvis klart, da grænseværdien af Cd malt ved mg Cd/kg P2O5 er en fastsat
grænseværdi og derfor ikke regnet ud fra grænseværdien af tørstof. Derved ville det ogsa være nødvendigt at
kende de andre fastsatte grænseværdier for de øvrige tungmetaller ved mg/kg P2O5, for at kunne omregne til
mg/kg P.
Tabel 24: Danske grænseværdier gældende for udbredelse af slam til landbrugsjord
DK gældende for slam til landbrugsjord Cd Cr Hg Ni Pb
mg/kg P 100 - 200 2.500 10.000
mg/kg TS 0,8 100 0,8 30 120
E.2 Opløselighed
Opløseligheden af sto↵er i asken afhænger især af pH, men ogsa af den benyttede syre, forbrændingstemperatur,
reaktionstiden, L:S forholdet og made hvorpa asken og syre er blandet sammen. I tabel 25 er forskellige af disse
værdier fra litteraturen sammenlignet.
Tabel 25: Resultat oversigt over værdier fundet i litteraturen
Kilde Franz (2008) Cohen (2009) Kalmykova & Fedje (2013) Donatello et al. (2010)
Forbrændings temperatur (°C) 830-850 900 - 800-900
Syre H2SO4 H2SO4 HCl H2SO4
L:S 2 - 5 20
Reaktionstid (min) 10 120 120 120
Omrøring Elektrisk omrører ved 1200 rpm Rystet Rotation Horisontal mixing
Askekilde Basel Winterthur 2005 Winterthur 2004 Mora - BBM Esh CVI Knos SG Beck XN
pH 1,01 1,33 1,78 2 -0,3 0,42
Pa 99,4% 84,3% 66,5% >85% 93% 85% 85% 71% 87% 72% 90% 91%
Fea 7,36% 8,6% 6,77% 40% 42% 5% 2% 1% 6% 2% 13% 12%
Zna 16,9% 20,9% - - 69% 11% 0% 1% 1% 3% 56% 37%
Cua 34,5% 61,7% 39% - 95% - - - - - - -
Mga - - - 52% 80% 28% 15% 9,5% 24% 25% 42% 47%
Caa - - - 100% 30% 8% 12% 5% 9,5% 13% 7% 7%
Ala - - - 50% 48% 34% 14% 12% 21% 22% 32% 32%
Cda - 59% 62,1% - 98% - - - - - - -
Pba - - - - 100% - - - - - - -a% angivet som opløst mængde ift. mængde i asken
Der ses en klar variation i opløste sto↵er fra de forskellige kilder ved forskellige pH-værdier. Ifølge teorien burde
en lavere pH resultere i en større opløsning af ioner, men som det fremgar af tabel 25 stiger procentsatsen
af opløst Fe ikke nødvendigvis med faldende pH. Ifølge Donatello et al. (2010) er der forskel i opløseligheden
af cationer, som følge af den metode hvorved asken er indsamlet. Cohen (2009) supplerer med, at stigende
forbrændings temperaturer kan give lavere cation opløselighed, da der ved højere temperaturer kan dannes
forbindelser med lavere opløselighed, sasom Fe2O3 ved temperaturer over 500°C (Gorazda et al., 2012). Der
er ligeledes en nævneværdig diskrepans mellem pH og opløst calcium i forhold til teorien. Her skal forklaring
muligvis findes i, de forskellige malemetoder. Hvor Cohen (2009) har opløst 100% calcium mod Donatello et al.
(2010) 7-13% opløst calcium, kan dette skyldes at sidstnævnte maler tilbageværende cationer i opløsningen ved
spektrometri og Cohen (2009) antages at male tilbageværende mængde af den oprindelige calcium-forbindelse,
som efter behandling er lav. Da begge benytter H2SO4 som syrer, formodes en del af calcium at udfældes som
CaSO4, som har en lav opløselighed (Azimi, 2010) og den resterende som opløste calcium-ioner. Dette ville
give en lav opløsning i Donatello et al. (2010), da denne ikke maler CaSO4 og en komplet opløselighed i Cohen
(2009). Dette er dog under antagelsen, at den oprindelige form af calcium er som calciumfosfat, hvilket har en
viii
høj opløselighed i syre, se figur 9. Dertil kommer, at, som det ogsa fremgar af tabel 5, at sammensætningen
af det indkommende spildevand varierer med oplandet. Derved kan de enkelte sto↵er varierer fra sted til sted,
og hvordan de forekommer i spildevandet, f.eks. om de er at finde pa en form som er tungtopløselig og som
ikke pavirkes af forbrændingen. Der er valgt at fokuserer pa pH-værdier mellem 1 og 2 i denne rapport. Dette
gøres ud fra teorien om, at ved en pH under 2,1 er den udvundne fosfor pa formen H3PO4, da denne pH er
under pKa1-værdien for H3PO4. Den nedre grænse ved pH 1 vælges, da der ikke forventes at kunne udvindes
betydeligt mere fosfat ved lavere pH, som det fremgar af figur 4 og figur 5. Derudover ville lavere pH-værdier
blot øge opløsningen af tungmetaller, som dermed øger omkostningerne for resin, uden at fa en tilsvarende
stigning i opløst fosfat. Samtidig vil lavere pH øge omkostningen til syre.
Ud fra VARGAs askekoncentrationer er der en forskel i koncentrationer af de forskellige sto↵er, som løber til
RA og RL, se tabel 26.
Tabel 26: Gennemsnits koncentrationer af sto↵er fundet i aske fra RL og RA i forbindelse med VARGA projektet(Barnes et al., 2017)
Element/Anlæg Lynetten Avedøre
Pa (g/kg aske) 83,3 92,9
Feb (g/kg aske) - 55,9
Cd (mg/kg aske) 2,05 4,45
Cr (mg/kg aske) 45 53,5
Zn (mg/kg aske) 2960 2240
Cu (mg/kg aske) 585 640
Pb (mg/kg aske) 115 170aGældende for den arlige mængde fosfor produceret ved de to anlæg
bBeregnet ved ligning
For at fa koncentrationer af nikkel og kviksølv, benyttes koncentrationer fra RA malt i marts 2009 og marts
2010. For simplificeringens skyld, antages det, at værdierne fra 2009-2010 er ens for begge anlæg, se tabel 27.
Tabel 27: Gennemsnits koncentrationer af sto↵er fundet i aske fra RA marts 2009 og marts 2010. For simplifi-cering antages de samme værdier for RL. (Barnes et al., 2017)
Element Koncentration
P (g/kg aske) 120,5
Cd (mg/kg aske) 6
Cr (mg/kg aske) 68
Zn (mg/kg aske) 2451
Cu (mg/kg aske) 810,5
Pb (mg/kg aske) 141,5
Ni (mg/kg aske) 115
Hg (mg/kg aske) 8,05
Fe (g/kg aske) 76
Al (g/kg aske) 28
Sammenholdes værdierne fra tabel 26 med værdierne fra tabel 27, ses en varians for de fleste sto↵er. Nar
koncentrationerne sammenlignes, er der en stigning i koncentration af zink, men et fald i koncentrationen af
ix
bly, fra malingerne i 2009-2010 til malingerne foretaget i forbindelse med VARGA. Dette kan være et udtryk
for bedre rensning af spildevandet, ændring i det tilførte spildevand eller en periodisk variation. Sammenlignes
jern og fosfor, er der en nedgang i begge. Dette harmonerer godt med, at ved mindre fosfor skal der benyttes
mindre jern til at udfælde fosforen. Denne nedgang kan skyldes en optimering af renseprocessen og at der siden
2009-2010 er blevet lovgivet om, at vaskemidlers indhold af fosfor skal mindskes, hvilket betyder, at der udledes
mindre fosfor til renseanlæggene.
E.3 Volumen af benyttet vand
For at udregne volumen af vandet, som syren skal blandes i benyttes det anvendte L:S forhold, hvor L angiver
hvor mange dele vand til S dele aske. Aske mængden er kendt og den ønskede volume af vandet findes blot ved
Vvand = maske · L (12)
Dermed er mængden af vand proportional med mængden af aske.
For at finde prisen for det benyttede vand ganges Vvand med 15,15 kr. per m3 vand.
E.4 Syre koncentration
For at finde den syrekoncentration som skal anvendes, benyttes den angivne pH. Derefter bruges pH beregning
og konventering til koncentration:
pH = �log([H+]) )
[H+] = 10�pH(13)
Dissociation af H2SO4
H2SO4(aq) ! 2H+ + SO2�4 (14)
Da er koncentrationsforholdet mellem H2SO4 og H+ 1:2.
Derved findes koncentrationen af H2SO4, ved en given pH, ved
[H2SO4] =1
2· 10�pH (15)
I nedenstaende tabel ses de beregnede koncentration af H2SO4 ved pH 2 og pH 1.
pH 2 1
[H2SO4] 0,005 0,05
E.5 Syre masse og omkostning
Prisen for svovlsyre udregnes som en kilopris fundet hos JH Agro (2018) og varierer med indkøbets størrelse.
For at finde det nødvendige antal mol af syre, benyttes koncentrationen fundet ved 15 og vandets volume fra
12
molsyre = Vvand · [H2SO4] (16)
x
Massen af syre findes ved
mH2SO4 = molH2SO4 ·molarmassenH2SO4 (17)
For at fa syrens masse i kilogram ganges msyre med 10�3, hvorefter denne masse ganges med kiloprisen for syre
for at fa den samlede pris for syren.
PrisH2SO4 = mH2SO4 · 10�3 kg
g· kiloprisH2SO4 (18)
Derved er bade L:S og pH med til at styre omkostningen af syre.
E.6 Koncentrationer i aske og opløsning
For at finde massen af af fosfor i de forskellige asker findes først hvor meget RL og RA bidrager med aske pa
arsbasis. Ifølge EnviDan (2018) bidrager RA med en arlig askeproduktion pa 2.690 tons aske. Ifølge Barnes
et al. (2017) dannes tilsammen 8.000 tons aske pa de to anlæg pa arsbasis. Derfor ma RL bidrage med en arlig
askeproduktion pa
8.000 tons� 2.690 tons = 5.310 tons
Hver af de to anlæg bidrager vil ifølge Barnes et al. (2017) bidrage med ligemeget tons aske per ar fra depoterne,
svarende til, at den samlede behandlede mængde aske om aret 20.000 tons. Det svarer til at hvert anlægsdepot
bidrager med20.000 tons 8.000 tons
2= 6.000 tons aske.
Ifølge EnviDan (2018) indeholder asken fra RA 250 tons fosfor, hvilket svarer til
250
2.690· 100 = 9, 3% af asken.
For depoterne oplyses det, at bade RLs og RAs depot indeholder 8.000 tons fosfor, men at RLs depot indeholder
96.000 tons aske og at RAs depot indeholder 84.000 tons fosfor. Altsa er der en forskel i sammensætningen af
det spildevand som løber ind til de to anlæg.
Derved kan de to depoters procentvise fosfor koncentration beregnes
RL =8.000 tons
96.000 tons· 100 = 8, 3%
RA =8.000 tons
84.000 tons· 100 = 9, 5%
Altsa er der en større fosfor koncentration pa RAs depot end den arlige i den arlige producerede aske For RLs
vedkommende, antages det at der procentvis er ligemeget fosfor i depotet som i den arlige produktion.
xi
Nar det procentvise fosfor indhold er kendt for de forskellige asker, kan den potentielle ressource beregnes
RLarlig = 8, 3% · 5.310 tons = 443 tons fosfor
RLdepot = 8, 3% · 6.000 tons = 500 tons fosfor
RAarlig = 250 tons fosfor
RAdepot = 9, 5% · 6.000 tons = 571 tons fosfor
Derved bliver den samlede arlige fosfor potentiale pa
RLarlig +RLdepot +RAarlig +RAdepot = 1.764 tons fosfor
Ifølge tabel 9, som er lavet pa baggrund af tabel 25, opløses mellem 65% og 85% af fosforen fra asken ved
syrebehandling alt efter om der vælges henholdsvis pH 2 eller pH 1.
Derved kan den fosfor som opløses ved en given pH findes. Her er det vist for den arlige produktion af aske pa
RA, princippet kan overføres til de resterende.
RApH 2 = 65% · 250 tons = 163 tons fosfor
RApH 1 = 85% · 250 tons = 213 tons fosfor
Hvis de 20.000 tons aske behandles ved pH 1 fas en total arlige opløst fosfor til
85% · 1.764 tons fosfor = 1.499 tons fosfor
For at finde ud af hvor mange tungmetaller, der opløses ved en given pH skal det først bestemmes, hvor
meget tungmetal der er i asken. Dette gøres ud fra koncentrationerne opgivet i tabel 26. Her er gennemgaet
bestemmelse af kobber ved RA arlig produktion, princippet kan overføres til de resterende.
masseCu = 640mg Cu
kg aske· 1 tons Cu
10�9 mg Cu· 2.690 tons aske · 1000 kg aske
tons aske= 1, 7 tons Cu
Ud fra tabel 9 ses det, at ved pH 1 opløses der 61,7% af kobberet i asken. Derved opløses der fra den arlige
producerede aske fra RA
masseopløst Cu = 61, 7% · 1, 7 tons Cu = 1, 1 tons Cu
Efterfølgende beregnes den mængde kobber, som er tilbage efter resin behandling, hvor resinet har en e↵ektivitet
pa 49%.
xii
masseCu efter resin = masseopløst Cu · (1� 0, 49)
masseCu efter resin ⇡ 0, 5 tons Cu
Resin
Et resins e↵ektivitet er faldende med pH (Goher et al., 2015), men det har været svært at finde en decideret
numerisk e↵ektivitet af et enkelt resin, som er optimalt til opløsninger som dem der beregnes pa i dette projekt.
Dels fordi der er flere forskellige pa markedet, dels pga. forholdene under hvordan den opererer og dels fordi
den resin type som benyttes og dens a�nitet for de forskellige ioner i opløsningen spiller ind. Der er benyttet
en e↵ektivitet pa 49%, da dette er fundet eksperimentelt ifølge Tang et al. (2017) ved fjernelse af Al3+ i H3PO4
under specifikke forhold. Denne e↵ektivitet er benyttet, da den omhandler fjernelse af et metal i H3PO4, og
det har været det eneste reelle tal vi har kunne finde.
For at fa koncentration af kobber per kilo fosfor fra den arlige produktion af aske fra RA, benyttes følgende
masseCu efter resin
RApH 1=
0, 5 tons Cu · 109 mg Cutons Cu
213 tons fosfor · 1.000 kg fosfortons fosfor
⇡ 2.553mg Cu
kg fosfor
Denne fremgangsmetode er benyttet for alle de angivne tungmetalkoncentrationer i projektet for syrebehandling
af asken.
E.7 Mængde af H3PO4 og overskudsvand
For at fa en ønsket vægt% af H3PO4, skal vand fordampes fra opløsningen efter, at opløsningen er filtreret og
de uønskede cationer er fjernet med et resin. Dette kan ske ved at koge vandet fra, da H3PO4 ifølge Donatello
et al. (2010) har et kogepunkt pa 158 °C. I tabel 28 kan ses hvor meget vand, som skal fordampes for at opna
en ønsket vægt% ved en given procent opløst fosfor. Mængden af H3PO4 findes ud fra mængden af fosfor.
Mængden af fosfor i asken ganges med forholdet mellem H3PO4 og fosfor.
mH3PO4 = mP · molarmassenH3PO4
molarmassenP)
mH3PO4 = mP · 3, 16(19)
Som illustration beregnes H3PO4 potentialet ved pH 1 fra den arlige producerede aske pa RA,
RApH 1 · 3, 16 ⇡ 672 tons H3PO4
For at opna den ønskede koncentration af H3PO4 skal der fordampes væske fra opløsningen. Dette udregnes
xiii
ved følgende ligning
75% ·mtotal = mH3PO4 ,
mtotal =mH3PO4
75%
mtotal = mvand +mH3PO4 +mH2SO4 +mtungmetaller
(20)
Herved kan der udregnes hvor meget massen af vand skal udgøre efter fordampning ved at isolere mvand
mvand,efter +mH3PO4 +mH2SO4 +mtungmetaller =mH3PO4
75%,
mvand,efter =mH3PO4
75%� (mH3PO4 +mH2SO4 +mtungmetaller)
(21)
Vandet, som sa skal fordampes er di↵erensen mellem det tilsatte vand og det vand som er tilbage ved 75%
H3PO4. Massen af det fordampede vand, mvand,fordampet, udregnes i kilo.
�mvand = mvand,fordampet = mvand,før �mvand,efter ,
mvand,fordampet = mvand,før � (mH3PO4
75%� (mH3PO4 +mH2SO4 +mtungmetaller))
(22)
Det antages, at densiteten for vand er konstant ved 1 kgl og ikke ændres ved at tilsætte hverken syre eller asken,
hvorfor det anvendte volumen af tilsat vand blot kan konventeres direkte til masse. Det antages her, at vand
blot skal fordampes fra opløsningen for at fa den ønskede fosforsyre og at kogepunktet for vand ikke ændres
pga. de opløste sto↵er eller løbende under koncentreringen.
Tabel 28: Massen af det vand, som skal fordampes for at opna en given vægt% af H3PO4. De røde cellerindikerer at der skal fordampes mere vand end der er
RA RL
pH-værdi Kvalitet Vægt% L:S 20 L:S 2 L:S 20 L:S 2
Arlig
58 53.483.135 5.039.390 105.653.677 10.026.805Fertilizer/Merchant
75 53.678.878 5.235.133 105.997.316 10.370.444
69 53.620.806 5.177.061 105.895.367 10.268.4952
Technical85 53.757.446 5.313.701 106.135.247 10.508.375
58 53.667.162 5.009.713 106.038.407 9.989.687Fertilizer/Merchant
75 53.922.113 5.264.664 106.487.781 10.439.061
69 53.846.475 5.189.026 106.354.463 10.305.7431
Technical85 54.024.446 5.366.997 106.668.152 10.619.433
Depot arlig
58 119.278.558 11.225.595 119.382.559 11.329.596Fertilizer/Merchant
75 119.723.073 11.670.110 119.770.924 11.717.961
69 119.591.196 11.538.233 119.655.706 11.602.7432
Technical85 119.901.494 11.848.531 119.926.808 11.873.845
58 119.680.252 11.150.625 119.817.264 11.287.637Fertilizer/Merchant
75 120.261.541 11.731.914 120.325.126 11.795.500
69 120.089.087 11.559.460 120.174.456 11.644.8291
Technical85 120.494.861 11.965.234 120.528.974 11.999.348
xiv
Tabel 28 viser, at der ved højere L:S skal fjernes mere vand. Ligeledes stiger mængden af det vand som skal
fordampes, nar vægt% af H3PO4 øges. Derved stiger behovet for tilført energi, nar der ønskes en højere vægt%.
Sammenlignes to ens vægtprocenter af H3PO4 ved forskellige pH, antydes en stigning i massen af vand, som skal
fordampes ved at ga fra høj til lav pH. Dette indikerer, at der ved højere pH-værdi er behov for at fordampe
mindre vand. Dette skyldes, at ved lavere pH-værdi stiger den samlede masse pga. mere syre, samt at der
opløses flere fremmed sto↵er. I nogle tilfælde, de røde celler i tabel 28, skal der fjernes mere vand end der
tilsættes for at kunne opna den ønskede koncentration af H3PO4. Det skyldes, at der ikke kan fjernes nok vand
til at opna den ønskede vægt%. Dette formodes, at være pga. at massen af tilsat syre og opløste tungmetaller
stiger ved lavere pH. Da det er antaget, at massen af tilsat syre og H3PO4 er uændret ved fordampning og at
massen af tungmetaller kun ændres af e↵ektiviteten af resinet, er den eneste parameter som kan ændres ved,
massen af vand. Hvis der skulle opnas en højere vægt% ved L:S 20 og pH 1, skulle der benyttes et resin med
bedre e↵ektivitet og/eller fjernes restprodukter fra svovlsyren, sasom det gips som dannes. Dette er dog ikke
medtaget i dette projekt.
Ydermere blev det klart efter samtale med Kudahl (2018), at der er forskel pa opbevaringsmuligheder for 75% og
85% H3PO4, da de har et smeltepunkt pa henholdsvis -20°C (Brenntag Nordic A/S, 2013) og 41°C (Roth, 2015).
Hvilket betyder, at hvis hensigten er benytte 85% H3PO4 som flydende gødning, sa skal det opbevares over
41°C. Sa enten skal der tilstræbes at opna lavere vægt% eller ogsa skal der fjernes mere af de andre masser. Da
Donatello et al. (2010) koncentrerer sig om 85% H3PO4 kan det forventes, at det kogepunkt som nævnes pa 158
°C, gælder for 85% H3PO4. For en 75% H3PO4 er kogepunktet ifølge Brenntag Nordic A/S (2013) pa 135 °C,sa antagelsen om at vandet kan koges fra benyttes ogsa ved denne vægt%. Hvis det helt fravælges, at fordampe
vand fra det syrebehandlede produkt ved L:S 2 og pH 1, har opløsningen fra de to anlæg en gennemsnitlig
vægt% pa 10,5% (se ligning 23), hvilket ifølge Barnes et al. (2017) svarer til den ikke-koncentrerede i ED.
%H3PO4før opkoncentrering =mH3PO4
mvand,før +mH2SO4 +mtungmetaller +mH3PO4
· 100 ⇡ 10, 5% (23)
E.8 Energikrav til fordampning af overskudsvand
For at estimere prisen for at fordampe overskudsvandet, skal den nødvendige energi for fordampningen først
findes. Dette gøres ved:
energi krævet for at varme vandet op til 100°C + energi krævet til fordampning )
Ekrav = mvand,fordampet · cvand ·�T +�vapHm · mvand,fordmpet
Mvand) (24)
(25)
Ekrav = mvand,fordampet · 4.186J
kg · °C · (100°C � 10°C) + 40.650J
mol·mvand,fordampet · 1000 g
kg
18 gmol
(26)
Det antages her, at fordampnings enthalpi og specifikke varmekapacitet, henholdsvis �vapHm og cvand, for vand
gælder, og at vandet har en start temperatur pa 10°C.Det antages desuden, at energien til fordampning udelukkende kommer fra el. For at finde prisen for fordampning
af vandet, skal Ekrav konventeres til kWh.
1kWh = 3, 6MJ ) Ekrav
3, 6MJ= Ekrav i kWh
xv
Energikravet i kWh ganges derefter med kWh prisen. Priserne er taget fra Energistyrelsen (2017) for første
halvar af 2017 og forventes ikke at have ændret sig nævneværdigt siden. Priserne antages, at være eksl. moms.
Det antages her, at al den elektriske energi kan konventeres til varme uden tab. Dette anses, som en fair
antagelse, da et eventuelt tab formentlig første ville finde sted ved opvarmningen og det ville derfor alligevel
ende som varme, som saledes kan ga til fordampning af vandet.
E.9 Oversigt
I tabel 29 er listet en oversigt over ressourceforbrug og udgifter ved de forskellige L:S og pH-værdier og den
tilsvarende optimale vægt%. For L:S 2 ved pH 2 og pH 1 er den optimale vægt% sat til 75%, hvilket den ogsa
er ved L:S 20 ved pH 2. Grunden til at det er 75% og ikke 85% er, at de forskellige vægtprocenter af H3PO4
har vidt forskellige smeltepunkt og derved ville omkostninger til opbevaring af 85% stige (Kudahl, 2018). For
L:S 20 og pH 1 overstiger den mængde vand, som skal fordampes, den mængde som er tilsat, jævnfør tabel 28.
Derfor er vægtprocenten ved L:S 20 og pH 1 sat til 58%.
Tabel 29: Oversigt over værdier for forskellige parametre ved de forskellige anlæg ved L:S 20, L:S 2 og pH 2 ogpH 1
Anlæg Avedøre Lynetten
pH 2 1 2 1
L:S (x:1) (mL/g) 20 2 20 2 20 2 20 2
Vand (L) 53.800.000 5.380.000 53.800.000 5.380.000 106.200.000 10.620.000 106.200.000 10.620.000
Pris for vand (kr.) 815.070 81.507 815.070 81.507 1.608.930 160.893 1.608.930 160.893
H2SO4 (mol) 269.000 26.900 2.690.000 269.000 531.000 53.100 5.310.000 531.000
Svovlsyre (kg) 26.383 2.638 263.833 26.383 52.080 5.208 520.799 52.080
Pris for svovlsyre uden fragt (kr.) 25.064 3.034 250.641 25.064 49.476 5.989 494.760 49.476
Energiforbrug til fordampning (GWh) 39,3 3,8 39,3 3,8 77,6 7,6 77,6 7,6
Pris for el (kr.) 9.389.063 968.507 9.385.447 973.701 18.385.009 1.918.538 18.389.026 1.930.689
Samlet omkostning (kr.) 10.229.197 1.053.048 10.451.158 1.080.272 20.043.415 2.085.420 20.492.716 kr. 2.141.058
Arligt
Samlet omkostning pr kg fosfor (kr./kg P) 62,7 6,45 49,1 5,08 69,7 7,3 54,5 5,7
Vand (L) 120.000.000 12.000.000 120.000.000 12.000.000 120.000.000 12.000.000 120.000.000 12.000.000
Pris for vand (kr.) 1.818.000 181.800 1.818.000 181.800 1.818.000 181.800 1.818.000 181.800
H2SO4 (mol) 600.000 60.000 6.000.000 600.000 600.000 60.000 6.000.000 600.000
Svovlsyre (kg) 58.847 5.885 588.474 58.847 58.847 5.885 588.474 58.847
Pris for svovlsyre uden fragt (kr.) 55.905 5.591 559.050 55.905 55.905 5.591 559.050 55.905
Energiforbrug til fordampning (GWh) 87,6 8,5 87,6 8,6 87,7 8,6 87,7 8,6
Pris for el (kr.) 19.714.265 2.022.414 19.703.844 2.032.541 19.722.173 2.030.744 19.726.487 2.043.610
Samlet omkostning (kr.) 21.588.170 2.209.804 22.080.894 2.270.246 21.596.078 2.218.134 22.103.537 2.281.315
Depot
Samlet pris pr kg fosfor (kr./kg P) 58,3 6 45,8 4,7 66,5 6,8 52,0 5,4
Ud fra tabel 29 ses det, at omkostninger per udvundet kilo fosfor falder i takt med faldende L:S og faldende
pH. De samlede omkostninger findes ved at addere de omkostningerne for vand, syre og el.
xvi
E.10 Konstanter
Konstanter benyttet til beregninger
Konstanter Værdi
Massefylde af H2SO4 (kg/dm3) 1,84
Molarmassen af vand (g/mol) 18
Molarmassen af H2SO4 (g/mol) 98,08
Molarmassen af H3PO4 (g/mol) 94,97
Molarmassen af P (g/mol) 30,97
Forholdet H3PO4/P 3,16
cvand (J/kg/°C) 4.184
�vapHm for vand (J/mol) 40.650
Antaget vandtemperatur (°C) 10
Konventering fra J til kWh (J/kWh) 3.600.000
Priser Beløb (DKK)
Pris pr kg (ved køb over 15 ton)a 0,95
Pris pr kg (ved køb under 15 ton)a 1,15
Pris pr kWh (kr/kWh) 0,5-2 GWhb 0,261
Pris pr kWh (kr/kWh) 2-20 GWhb 0,253
Pris pr kWh (kr/kWh) 20-70 GWhb 0,239
Pris pr kWh (kr/kWh) 70-150 GWhb 0,237
Pris pr kWh (kr/kWh) over 150 GWhb 0,225a Energistyrelsen (2017)
b JH Agro (2018)
E.11 Tungmetaller ved udbredelse pa landbrugsjord
I Danmark er der en maksimal grænse for hvor meget fosfor, som ma tilføres markerne. Denne maksimalværdien
er pa 30 kg fosfor per hektar per ar (Miljøstyrelsen, 2016). Nedenstaende tabel illustrerer, hvor meget tungmetal,
som tilføres per hektar landbrugsjord om aret, hvis der tilføres 30 kg fosfor med tungmetalkoncentrationer som
dem fra tabel 10. Disse holdes op imod de europæiske grænseværdier for tilladt mængde tungmetal per hektar
per ar over en 10 arige periode.
xvii
Tilført mængde tungmetal per hektar per ar ved udbredelse af 30 kg fosforprodukt fra de forskellige renseanlæg
RL arlig RA arlig RL depot RA depot EU grænseværdier (EU, 1986)
pH 2 1 2 1 2 1 2 1
Cd (g/ha/ar) 0,3 0,3 0,7 0,5 0,3 0,3 0,7 0,5 150
Cr (g/ha/ar) 9,6 14,7 8,6 13,1 9,6 14,7 8,4 12,8 -
Hg (g/ha/ar) 0 1,7 0 1,6 0 1,7 0 1,5 100
Ni (g/ha/ar) 6,5 9,5 5,8 8,4 6,5 9,5 5,7 8,3 3.000
Pb (g/ha/ar) 1,6 24,9 2,2 32,8 1,6 24,9 2,1 32,1 15.000
Zn (g/ha/ar) 8,4 357,9 5,7 242,2 8,4 358,1 5,6 237,1 30.000
Cu (g/ha/ar) 57,0 78,0 55,7 76,2 57,0 78,0 54,6 74,6 12.000
Fe (g/ha/ar) 0,2 2,5 0,2 2,2 0,2 2,5 0,2 2,2 -
Al (g/ha/ar) 1,0 2,1 0,8 1,8 1,0 2,1 0,8 1,8 -
Ud fra ovenstaende tabel overskrider ingen af tungmetallerne deres grænseværdier. Kviksølv er det stof, som
udgør mest af dets grænseværdi og alligevel udgør det kun lidt over 1,7% af det tilladte maksimum. For de
andre sto↵er udgør de under 1,7% af deres maksimale grænseværdier. Der er dog i litteratursøgningen fundet
forslag til stramninger pa omradet, hvorfor det er relevant at tage højde for eventuelle ændringer i fremtiden.
xviii
F Beregninger Struvit
F.1 Mængde struvit der kan udvindes
Siden struvit normalt udvindes fra rejektvandet fra radnetanken, benyttes fosformængden fra ”slam fra radnetank”
fra EnviDan (2018). Dette giver en fosformægde i slammet pa mP = 201t/ar.
Da det varierer alt efter kilde, hvor meget struvit der forventes at kunne udvindes, beregnes den mulige udvin-
dning af fosfor for de forskellige intervaller.
Interval for struvitudfældning Min mP bundet i struvit (t/ar) Max mP bundet i struvit (t/ar)
5-15% (Mikkelsen & Madsen, 2015) 10,05 30,15
10-20% (Oberender et al., 2013) 20,1 40,2
30% (Jensen et al., 2015) 60,3 -
50-60% (ved optimering) (Oberender et al., 2013) 100,5 120,6
Det vil altsa som udgangspunkt være muligt at kunne udvinde mellem 10-60,3 ton af fosforen som struvit om
aret. Ved en optimering af processerne burde det dog ifølge Oberender et al. (2013) være muligt at komme helt
op og udvinde 120,6 ton fosfor om aret som struvit.
At man ikke kan na højere op end 60% korresponderer meget godt med at det kemiske udbytte i forbindelse
med fosforfjernelsen er opgivet til 35%. Med dette forstas der, at 35% af fosforen er bundet med jern og derfor
ikke tilgængeligt til at danne struvit.
For at kunne beregne hvor meget struvit, der kan udvindes af den nævnte mængde fosfor, beregnes først hvor
stor en mængde fosfat der er til stede i spildevandetsslammet, nar det nar til radnetanken. Til disse udregninger
benyttes støkiometriformlen m/M = n og den kemiske reaktionsligning
P + 2O2 ) PO3�4
P 2 O2 PO4
m (t) 201 415,37 616,37
m (g) 2, 0 · 108 4, 2 · 108 6, 2 · 108
M (g/mol) 30,97 32 94,97
n (mol) 6, 49 · 106 1, 30 · 107 6, 49 · 106
Det formodes altsa, at der er 616 ton fosfat i slammet fra radnetanken.
Det beregnes sa, hvor stor en mængde struvit der kan udvindes med udvindingsprocenterne 5%, 30% og 60%.
Til disse beregninger benyttes samme støkiometriformel som før, samt reaktionsligningen
Mg2+ +NH+4 + PO3�
4 + 6H2O ) MgNH4PO4 · 6H2O
For 5% fosfor (svarende til 30,82 ton fosfat) udvundet som struvit fas da følgende reaktionsskema:
xix
Mg NH4 PO4 MgNH4PO4 · 6H2O
m (t) 7,89 5,84 30,82 79,60
m (g) 7, 9 · 106 5, 8 · 106 3, 1 · 107 8, 0 · 107
M (g/mol) 24,31 18 94,97 245,28
n (mol) 3, 25 · 105 3, 25 · 105 3, 25 · 105 3, 25 · 105
Tilsvarende reaktionsskemaer blev lavet for 30% fosforfjernelse:
Mg NH4 PO4 MgNH4PO4 · 6H2O
m (t) 47,33 35,05 184,91 477,57
m (g) 4, 7 · 107 3, 5 · 107 1, 9 · 108 4, 8 · 108
M (g/mol) 24,31 18 94,97 245,28
n (mol) 1, 95 · 106 1, 95 · 105 1, 95 · 105 1, 95 · 105
og 60% fosforfjernelse:
Mg NH4 PO4 MgNH4PO4 · 6H2O
m (t) 94,67 70,09 369,82 955,14
m (g) 9, 5 · 107 7, 0 · 107 3, 7 · 108 9, 6 · 108
M (g/mol) 24,31 18 94,97 245,28
n (mol) 3, 89 · 106 3, 89 · 105 3, 89 · 105 3, 89 · 105
Der kan altsa som udgangspunkt udvindes 79,6 tons - 477,6 tons struvit struvit og 955,1 tons struvit ved
optimering.
F.2 Magnesium i slammet
Siden magnesium betragtes som værende den begrænsende faktor for udvinding af struvit, beregnes der først,
hvor meget magnesium der allerede er til stede i slammet og dernæst, hvor meget der skal tilsættes for at
udfælde de førnævnte mængder af struvit.
Før det beregnes, hvor meget magnesium der allerede er at finde i slammet, beregnes det hvor stor en del af
fosfaten der bliver fjernet kemisk - i dette tilfælde ved udfældning med jern. Ifølge EnviDan (2018) er der
et kemisk udbytte pa 35% i forbindelse med overskudsslammet. Dette forstas som, at 35% af fosforen bliver
kemisk bundet med jern. Til disse beregninger benyttes fosformængden fra ”tyknet overskudsslam”, som er
trinnet efter fosforfjernelsen (uden det rejketvand der bliver ført tilbage til luftningstanken) (EnviDan, 2018).
Det beregnes først, hvor meget fosfat der er til stede i slammet ud fra mP = 159 ton/ar:
P 2 O2 PO4
m (t) 159 328,58 487,58
m (g) 1, 6 · 108 3, 3 · 108 4, 9 · 108
M (g/mol) 30,97 32 94,97
n (mol) 5, 13 · 106 1, 03 · 107 5, 13 · 106
xx
Der er altsa 488 ton fosfat til stede i slammet. De 35% af disse indsættes og benyttes i følgende reaktionsskema:
3 Fe2+ 2 PO3�4
m (t) 150,4 170,7
m (g) 1, 50 · 108 1, 71 · 108
M (g/mol) 55,8 94,97
n (mol) 2, 70 · 106 1, 80 · 106
Der bliver altsa udfældet omkring 170 ton af fosfaten med 150 ton jern.
Det antages at det resterende fosfat reagerede med magnesium i den biologiske fosforfjernelse, hvilket svarer til
mPO4(bio) = mPO4(total) �mPO4(kemi) = 316, 9ton
Ifølge Barat et al. (2005) bliver magnesium bundet til fosfat (sammen med kalium) i polyfosfat med den kemiske
sammensætning (MgaKbPO3)n (a=b=ca. 0,33). Det præcise molforholdMg/P blev fundet til 0,36 mol Mg/mol
P, hvilket resulterer i et tilsvarende molforhold mellem Mg/PO4. Ud fra den modificerede reaktionsligning
0, 36Mg + PO4 ) polyfosfat
kan det da beregnes, hvor stor en mængde magnesium der allerede er til stede i slammet og derfor ikke behøver
tilsættes.
0,36 Mg PO4
m (t) 29,2 316,9
m (g) 2, 92 · 107 3, 17 · 108
M (g/mol) 24,31 94,97
n (mol) 1, 20 · 106 3, 34 · 106
Der findes altsa allerede 29,2 ton magnesium i overskudsslammet efter efterklaringstanken.
F.3 Tilsætning af magnesium
I reaktionstabellerne for struvitudfældning i afsnit F.1 kan det ses, hvor meget magnesium der er nødvendigt til
de forskellige udvindingsprocenter. For at kunne udvinde 5% af fosfaten skulle der benyttes 7,9 ton magnesium,
men siden der allerede er 29,2 ton tilstede i slammet, er det ikke nødvendigt at tilsætte noget. Dette stemmer
overens med, at der er problemer med spontan struvitudvinding pa flere renseanlæg.
I tilfældet at 30% af fosforen skal udfældes skal der tilsættes
mMg(tilsat) = mMg(pakrævet) �mMg(tilstede) ,
mMg(tilsat) = 47, 3ton� 29, 2ton = 18, 1ton
Hvis der blev optimeret, sa det blev muligt at udvinde 60% af fosforen som struvit, skulle der tilsættes
mMg(tilsat) = 94, 7ton� 29, 2ton = 65, 5ton
xxi
Hvis der skal tilsættes magnesium, kan det enten ske som magnesiumchlorid (MgCl2), magnesiumhydroxid
(Mg(OH)2) eller som havvand (Oberender et al., 2013).
F.3.1 Magnesiumchlorid
Magnesiumchlorid bliver blandt andet benyttet som vejsalt og det er derfor muligt at købe det i store sække af
25 kg (indeholdende 47% MgCl2). Der regnes her pa prisen for den nødvendige mængde magnesiumchlorid for
sælgeren Papirladen (2018), der sælger Azelis Magnesiumchlorid 47% vejsalt i 25 kg sække. Siden vejsaltet kun
indeholder 47% magnesiumchlorid, svare dette til 11,75 kg MgCl2 per pose.
Det beregnes, hvor meget magnesiumchlorid der skal benyttes for at udvinde henholdsvis 30% af fosfaten som
struvit:
Mg2+ 2 Cl� MgCl2
m (t) 18,13 52,89 71,02
m (g) 1, 8 · 107 5, 3 · 107 7, 1 · 107
M (g/mol) 24,3 35,45 95,2
n (mol) 7, 46 · 105 1, 49 · 106 7, 46 · 105
og for 60%:
Mg2+ 2 Cl� MgCl2
m (t) 65,46 190,99 256,45
m (g) 6, 6 · 107 1, 9 · 108 2, 6 · 108
M (g/mol) 24,3 35,45 95,2
n (mol) 2, 69 · 106 5, 39 · 106 2, 69 · 106
Der skal altsa tilsættes 71 ton MgCl2 for at udfælde 30% fosfor som struvit og 256 ton for at udfælde 60%.
Det kan beregnes, hvor mange sække vejsalt der skal benyttes og hvad prisen for disse ville være for henholdsvis
en 30% og en 60% udvinding.
F.3.1.1 30% fosforudvinding
Der skal benyttes 71 ton MgCl2 for at udvinde 30% af fosforen som struvit. Siden hver sæk indeholder 11,75
kg MgCl2, svarer det til at der skal bruges:
71, 02ton · 103kg/ton11, 75kg/pose
= 6.045poser
Der skal altsa benyttes 6045 poser a 79 kr per styk (ved køb af 200 eller mere). Det giver da en arlig udgift pa
6045poser · 79kr/pose = 477.555kr
I denne pris er der hverken medregnet udgiften til levering eller prisen pa paller.
xxii
F.3.1.2 60% fosforudvinding
Samme fremgangsmetode benyttes til at beregne pris for magnesiumchlorid til 60% fosforudvinding. Der skal
her benyttes:
256, 45ton · 103kg/ton11, 75kg/pose
= 21.826poser
Hvilket giver en arlig udgift pa:
21.826poser · 79kr/pose = 1.724.254kr
Denne pris er ogsa uden omkostninger til levering og paller.
F.3.2 Magnesiumhydroxid
En anden mulighed for renseanlæggene er at tilsætte magnesium i form af magnesiumhydroxid. Siden magne-
siumhydroxid bliver benyttet som næringstilskud, har det været svært at finde leverandører, der sælger sto↵et
engros. Der beregnes derfor pris fra to forskellige sælgere (? og Honeywell (2018)), der udbyder sto↵et i to
forskellige størrelser. Der er ikke taget højde for prisen for levering for nogle af de følgende sælgere.
Først beregnes det hvor meget magnesiumhydroxid der ville skulle tilsættes for at fjerne 30% og 60% af fosforen.
Mængde nødvendig magnesiumhydroxid for at udfælde 30% fosfat som struvit
Mg2+ 2 OH� Mg(OH)2
m (t) 18,13 25,36 43,49
m (g) 1, 8 · 107 2, 5 · 107 4, 4 · 107
M (g/mol) 24,3 17 58,3
n (mol) 7, 46 · 105 1, 49 · 106 7, 46 · 105
Mængde nødvendig magnesiumhydroxid for at udfælde 60% fosfat som struvit
Mg2+ 2 OH� Mg(OH)2
m (t) 65,46 91,59 157,05
m (g) 6, 6 · 107 9, 2 · 107 1, 6 · 108
M (g/mol) 24,3 17 58,3
n (mol) 2, 69 · 106 5, 39 · 106 2, 69 · 106
Der skal altsa tilsættes 43,5 ton Mg(OH)2 for at udvinde 30% fosfor og 157 ton for at udvinde 60%.
F.3.2.1 Fisher Scientific
Fisher Scientific sælger magnesiumhydroxid i poser af 500g til 358 kr per pose. Den fornødne mængde for
henholdsvis 30% og 60% udvindelse beregnes:
43, 5 ton · 106 g/ton
500 g/pose= 86.984 poser
xxiii
157 ton · 106 g/ton
500 g/pose= 314.103 poser
Der skal altsa bruges næsten 87.000 og 315.000 poser til at udvinde henholdsvis 30% og 60% fosfor som struvit.
Dette ville koste renseanlægget omkring 31,1 og 112,5 millioner kr.
F.3.2.2 Honeywell
Honeywell sælger magnesiumhydroxid i poser af 2 kg (95%) til 106,52 per pose, hvilket svarer til 793,65 kr (kurs
7,45). Den fornødne mængde for henholdsvis 30% og 60% udvindelse beregnes:
43, 5 ton · 103 kg/ton
2 kg/pose · 95% = 22.891 poser
157 ton · 103 kg/ton
2 kg/pose · 95% = 82.659 poser
Der skal altsa bruges næsten 23.000 og 83.000 poser til at udvinde henholdsvis 30% og 60% fosfor. Dette ville
koste henholdsvis 18,2 millioner kr og 65,6 millioner kr.
F.3.3 Havvand
En alternativ kilde til magnesium kunne ifølge Oberender et al. (2013) være havvand. Havvand indeholder
omkring 1300 g magnesium per ton vand (Astrup et al., 2017) og har en densitet pa 1030 kg/m3 (Holck et al.,
2010). Mængde der skal benyttes:
18, 1 ton · 106 g/ton
1300 g/ton= 13.944, 4 ton havvand ,
13944, 4 ton · 103 kg/ton
1030 kg/m3= 13.538, 2 m3
65, 5 ton · 106 g/ton
1300 g/ton= 50.354, 1 ton havvand , (27)
50.354, 1 ton · 103 kg/ton
1030 kg/m3= 48.887, 5 m3 (28)
Der skal altsa benyttes omkring 13.500 m3 havvand for at udfælde 30% fosfor og 48.900 m3 havvand til at
udfælde 60% fosfor.
F.4 Tungmetalsammenligning
I Oberender et al. (2013) er tungmetalindholdet fra to struvitprøver fra Aaby renseanlæg fra 2011 opgivet i
mg/kg TS. Der var tilsvarende opgivet en forsforkoncentration i % af prøve, hvilket kan laves om til kg P/kg
xxiv
TS. For at omregne tungmetalindholdet til mg/kg P gøres da følgende:
cTM mg/kgTS
cP kgP/kgTS= cTM mg/kgP
Tungmetalindholdet af de to struvitprøver (i mg/kg P) kan ses i nedstaende tabel samt et gennemsnit af de to
prøver.
Tungmetalindhold i to struvitprøver fra Aaby renseanlæg i mg/kg P
Tungmetal Cd Cr Hg Ni Pb Zn Cu
Prøve 1 0,39 37,01 0,79 3,15 1,57 39,37 29,13
Prøve 2 0,47 35,16 0,78 3,91 1,56 57,81 6,25
Gennemsnit 0,43 36,08 0,78 3,53 1,57 48,59 17,69
Struvitten bliver sammenlignet med NPK 21-3-10 +Mg,S gødning, da denne er den mest udbredte gødningsform.
En tabel over disse koncentrationer kan ses i bilag A.
Gennemsnittene af tungmetalindholdet i struvitprøverne og NPK-gødningen kan plottes sammen.
Figur 20 Sammenligning mellem koncentrationer af tungmetaller for struvit (Oberender et al., 2013) og han-delsgødning af typen NPK 21-3-10 + Mg,S (Petersen et al., 2009)
Pa ovenstaende figur skal der gøres opmærksom pa, at der ikke var nogen værdi for Hg for gødning i Petersen
et al. (2009).
F.5 Økonomi
Den fosforspecifikke pris, hvis struvit kan sælges til 2.000 kr/ton, kan beregnes til
2.000 kr/ton struvit
0, 125 ton P/ton struvit= 16.000 kr/tonP
xxv
For en udvinding pa 30% fosfor kan den arlige profit beregnes til
profit = indtægt� udgift ,
profit = 477, 6ton/ar · 2000kr/ton� 477.555kr/ar = 477.588kr/ar
For en udvinding pa 60% fosfor kan den arlige profit beregnes til
profit = 955, 1ton/ar · 2000kr/ton� 1, 7miokr/ar = 186.031kr/ar
Der er ikke medtaget udgifter ud over tilsætning af magnesiumsalt pa grund af manglende information.
xxvi
G Beregninger Elektrodialyse (ED)
Alle tal benyttet til disse beregninger kommer fra Barnes et al. (2017) med mindre andet er angivet.
G.1 Mængde udvundet fosforprodukt
Den totale mængde fosfor, der kan udvindes med hjælp af ED kan beregnes ved hjælp af følgende:
• Der behandles 20.000 tons aske om aret (8.000 fra arlig produktion samt 12.000 fra depoter)
• Denne aske indeholder 1764 tons fosfor
• ED teknologien vil kunne udvinde 85% af denne fosfor
mfosfor(udvundet) = 1764 tons · 85% = 1499 tons
Denne mængde fosfor vil svarer til følgende mængde fosforsyre
Mængde udvundet fosforsyrer
P H3PO4
m (ton) 1.499 4.740
m (g) 1,5 ·109 4,7 ·109
M (g/mol) 31 98
n (mol) 4,8 ·107 4,8 ·107
Siden det er en 10% fosforsyrer der udvindes, formodes det at forholdet fosforsyre:urenheder er 1:9 og den
samlede vægt af det udvundne produkt er derfor
mprodukt =4.740 tons
0, 1= 47.398 tons
VARGA taler om en mulig opkoncentrering til 30% fosforsyre. Det antages her, er det er den sammen mængde
fosfor til en mindre mængde urenheder og forholdet fosforsyre:urenheder vil da være 3:7. Den samlede vægt
produkt bliver da
mprodukt =4.740 tons
0, 3= 15.799 tons
En opkoncentrering til 75% vil give et forhold pa 3:1 og den samlede vægt af produktet bliver da
mprodukt =4.740 tons
0, 75= 6.320 tons
G.2 Tungmetaller
De forventede koncentrationer af tungmetaller i den udvundne fosforsyre er opgivet i mg/kg 10% H3PO4.
xxvii
Forholdet mellem P : H3PO4 er
forhold =MP
MH3PO4
=31 g/mol
98 g/mol= 0, 316 (29)
De opgivne tungmetalkoncentrationer divideres da med forholdet mellem P : H3PO4 for at fa koncentrationen
i mg/kg P.
Tungmetalkoncentration i ED-produkt
TungmetalFormodet koncentration
(mg/kg 10% H3PO4)
Formodet koncentration
(mg/kg P)
Koncentration gødning (Petersen et al., 2009)
(mg/kg P)
Cd 0,9 2,9 18,4
Cu 50,0 158,1 244,1
Cr 2,0 6,3 218,6
Ni 3,3 10,4 164,6
Pb 7,0 22,1 76,6
Zn 60 189,7 612,6
G.3 Udgifter til materialer
Siden ED er en meget ny teknologi, der ikke før er blevet udført i fuld skala, har VARGA projektet opstillet et
muligt anlægsdesign, hvis tal er blevet benyttet til beregningerne - se figur 10 i teorien.
Det oplyses om anlægget at:
• Der benyttes et tørstofindhold pa 23% for at opna koncentrationen pa 10% fosforsyre
• Der skal bruges 100 l elektrolyt/ton aske
• Der skal benyttes 450 kWh/t aske til at udføre selve elektrodialysen
• Derudover skal der benyttes 8 kWh/t aske til omrøring
Ud over disse informationer er der indhentet oplysninger omkring el- og vandpriser, der ligger pa henholdsvis
0,253 kr/kWh (ved køb af mellem 2-20 GWh) (Energistyrelsen, 2017) og 15,15 kr/m3 (det antages at rensean-
lægget ikke behøver betale for drikkevandsbeskyttelse og spildevandstakst samt at de allerede er tilsluttet)
(HOFOR, 2018).
Mængden af elektrolyt, der skal benyttes om aret kan beregnes til
melektrolyt = maske · celektrolyt ,
melektrolyt = 20.000tons · 100l/ton = 2.000.000l = 2.000m3
Den mængde vand, der skal benyttes om aret kan beregnes til
mvand =maske
23· 77 ,
mvand =20.000tons
23· 77 = 66.957tons
xxviii
Hvilket vil give en udgift pa
prisvand = mvand · enhedspris ,
prisvand = 66.957tons · 15, 2kr/ton = 1miokr
Den arlige mængde elektricitet, der skal benyttes til ED og omrøring, kan beregnes til
mEL = (mEl(omrøring) +mEL(ED)) ·maske ,
mEL = (450kWh/ton+ 8kWh/ton) · 20.000aske = 9, 16GWh
Hvilket vil give en arlig udgift pa
prisEL = mEL · enhedspris ,
prisEL = 9, 16GWh · 0, 253kr/kWh = 2, 3miokr
For at finde mængden af elektricitet, der skal bruges til fordampning af overskydende vand ved en opkoncen-
trering til 75%, skal mængden af overskydende vand først beregnes. Først beregnes mængden af vand der er
tilbage ved en koncentration pa 75%. Dette gøres ved ligningen
mvand i 75% = mprodukt 75% � (mTM +mren fosforsyre)
Samme ligning benyttes til at finde mængden af vand i 10% fosforsyren. Vandet der skal fordampes bliver da:
mvand fordamp = mvand 10% �mvand 75% ,
mvand fordamp = 42.658m3 � 1.579m3 = 41.079m3
Energien der skal benyttes til at fordampe denne mængde vand kan beregnes ud fra ligningen
mvand · cvand ·�T + nvand ·H
Hvor cvand er vands specifikke varmekapacitet, H er enthalpien af fordampningen af vand og T er temperaturen i
°C. Vandets temperatur er antaget at være 10 °C. Dette giver en pakrævet mængde elektricitet pa 30,1 GWh/ar,
hvilket vil give en udgift pa 7,8 mio kr/ar.
G.3.1 ED Business Case
Barnes et al. (2017) har desuden lavet en business case, hvor de er kommet frem til følgende beløb for ED
teknologien:
xxix
Figur 21 Businesscase udarbejdet af Barnes et al. (2017)
Der er desuden angivet nogle forudsætninger
• Det er et anlæg til 20.000 tons aske/ar
• Der regnes med et tørstofindhold pa 25%
• Der bruges 450 kWh/ton aske til ED
• Der bruges 0,4 kWh/m3 reaktor/dag til omrøring
• Der benyttes 25 l elektrolyt/m3 reaktor
• Det tager 4-6/7 dage per batch for at opna optimal ekstraktion
• Densiteten af asken er 2,75 g/cm3
Siden der ikke er opgivet en størrelse pa reaktoren i m3, er det ikke muligt at beregne mængden af nødvendig
elektrolyt eller elektricitet til omrøring.
Det forsøges derfor at estimere størrelsen pa reaktoren: Det antages at ED-anlægget kører 365 dage om aret og
xxx
at hvert batch har en opholdstid pa 6 dage.
365 dage/ar
6 dage/batch= 60, 8 batches/ar
Det svarer til, at anlægget kan kører 60,8 batches om aret.
Anlægget skal behandle 20.000 tons aske om aret
20.000 tons/ar
60, 8 batches/ar= 329 tons/batch
hvilket svarer til, at hvert batch vejer 329 tons.
Asken har en densitet pa 2,75 g/cm3 (=ton/m3)
329 tons/batch
2, 75 ton/m3= 120 m3/batch
hvilket vil sige, at asken fylder 120 m3/batch.
Anlægget kører med et tørstofindhold pa 25%, hvilket vil sige at der skal være 3 gange sa meget vand som aske
tilstede
329 tons aske/batch · 3 = 986 tons vand/batch
Der skal altsa bruges 986 tons vand per batch.
Siden vand har en densitet pa 1 g/cm, skal reaktoren da kunne indeholde
120 m3 aske/batch+ 986 m3 vand/batch = 1106 m3/batch
Reaktoren skal selvfølgelig ikke være fyldt fuldstændigt op med aske og vand, sa der tilsættes lidt ekstra plads
(estimeret ud fra det mulige anlægsdesign) og reaktorer estimeres da til at skulle være 1265 m3.
Det er nu muligt at beregne forbruget af elektricitet samt prisen for dette
mEL = Vreaktor ·mEL(omrøring) · 365 dage+mEL(ED) ·maske ,
mEL = 1265 m3 · 0, 4 kWh/m3/dag · 365 dage+ 450 kWh/ton · 20.000 tons/ar = 9, 18 GWh/ar
prisEL = 9, 18 GWh/ar · 0, 253 kr/kWh = 2, 3 miokr
Ud over denne mængde elektricitet, skal der derudover benyttes samme mængde elektricitet til fordampning
som nævnt i afsnit G.3. Dette vil give en udgift pa 7,8 mio kr./ar.
Det er ogsa muligt at beregne hvor stor en mængde elektrolyt der skal bruges om aret.
melektrolyt = 25 l/m3 · 1265 m3 = 31, 6 m3/ar
Prisen for dette er jf. business case figuren sat til 1,2 mio kr/ar.
xxxi
Det er desuden muligt at beregne, hvor stor en mængde vand samt prisen for dette, der skal bruges om aret
mvand = 986 m3 vand/batch · 60, 8 batches/ar = 60.000m3/ar ,
prisvand = 60.000 m3/ar · 15, 15 kr/m3 = 900.000 kr/ar
Dette har været de eneste udgifter, der har kunnet beregnes, og de resterende beløb fra business case figuren
benyttes derfor ikke.
G.4 Indtægt
Ifølge Barnes et al. (2017) har en gødningsdistributør tilbudt at betale 100 kr/ton med en upside pa op til 200
kr/ton for den udvundne 10% fosforsyre. Det ville give en indtægt pa
indtægtmin = m10% fosforsyre · 100 kr/ton ,
indtægtmin = 47.398 tons · 100 kr/ton = 4, 7 mio kr
indtægtmax = m10% fosforsyre · 200 kr/ton ,
indtægtmax = 47.398 tons · 200 kr/ton = 9, 5 mio kr
VARGA anslar desuden, at en opkoncentrering af fosforsyren til 30% ville øge prisen med 50-75 kr/ton. Det
antages her, at de 50-75 kr/ton ville blive lagt til max-prisen pa 200 kr/ton. Indtægten ville da blive
indtægtmin = m30% fosforsyre · 250 kr/ton ,
indtægtmin = 15.799 tons · 250 kr/ton = 3, 9 mio kr
indtægtmax = m30% fosforsyre · 275 kr/ton ,
indtægtmax = 15.799 tons · 275 kr/ton = 4, 3 mio kr
Udover gødningedistributøren har SEGES vurderet, at det burde være muligt at opna samme pris som ra fosfor,
hvilket i øjeblikket er 10 kr/kg P. Indtægten ville da blive
indtægt = mfosfor · 10 kr/kg ,
indtægt = 1.499 ton · 10.000 kr/ton = 15 miokr
Fosforsyre opkoncentreret til 75% antages at kunne sælges for 7 kr/kg H3PO4. Dette ville give en arlig indtægt
pa
indtægt = m75% fosforsyre · 7 kr/kg = 44, 2 mio kr.
Ud over disse forskellige salgspriser er VARGA sikret en indtægt fra mængden af aske fra den arlige produktion,
xxxii
der ikke ender i deponi, da depotafgift for dette ikke skal betales. Denne sparede depotafgift er
indtægtdepot = (maske RA +maske RL) · 475 kr/ton = 3, 8 mio kr.
Sammenligning af salgspriser kan ses i nedenstaende tabel
Sammenligning af salgspriser for den udvundne fosforsyre
10% fosforsyre
(100-200 kr/ton)
30% fosforsyre
(250-275 kr/ton)
SEGES
(10 kr/kg P)
Kudahl (2018)
(7 kr/kg H3PO4)
Prisinterval (mio kr/ar) 4,7-9,5 3,9-4,3 15 44,2
Prisinterval (kr/kg P) 3,2-6,3 2,6-2,9 10 29,5
xxxiii
H Tungmetalsammenligning
Tabel 38: De tre teknologiers tungmetalindhold sammenholdt med de danske tungmetalgrænseværdier forudbredelse af slam pa landbrugsjord
Teknologi/tungmetal Cd (mg/kg P) Cr (mg/kg P) Ni (mg/kg P) Pb (mg/kg P) Zn (mg/kg P) Cu (mg/kg P) Hg (mg/kg P)
Syre 13 461 297 955 9960 2557 55
Ash2®Phos <0,04 <0,27 1,30 <0,38 - <0,77 <0,08
ED 2,85 6,32 10,43 22,13 189,68 158,06 -
Struvit 0,43 36,08 3,53 1,57 48,59 17,69 0,78
NPK-gødning 18 219 165 77 613 244 -
P-gødning 13 2.279 1.728 19 2.370 244 0,15
Grænseværdi 100 - 2.500 10.000 - - 200
xxxiv
