2006:079 CIV
E X A M E N S A R B E T E
Neutralisering med restprodukter vid biolakning
Marie-Louise Widenroth
Luleå tekniska universitet Civilingenjörsprogrammet
Materialteknik
Institutionen för Tillämpad kemi och geovetenskap Avdelningen för Processmetallurgi
1. Introduktion... 4
1.1 Bakgrund ... 5
1.1.1 Biolakning ... 5
1.1.3 Ekonomi och miljö ... 10
1.1.4 Restprodukter ... 11
2. Zinkframställning genom biolakning... 12
2.1 Rening av laklösningar... 14
3. Material ... 15
3.2 Tidigare studier av materialen... 20
3.3.1 LD-slagg... 22
3.3.1 Kol & däckaska ... 23
3.3.3 LB-stoft ... 24
3.3.4 Sopaska... 25
3.3.5 Ca(OH)2... 26
3.3.6 Svavelkis ... 26
4. Utförande ... 27
4.1. Neutralisationsförsök ... 27
5. Resultat... 29
5.1 Materialåtgång samt järnhalt och pH-värden ... 29
5.1.1 LD-slagg... 29
5.1.2 Kol & däckaska ... 29
5.1.3 LB-stoft ... 30
5.1.4 Sopaska... 30
5.1.5 Ca(OH)2... 31
5.2 Kemiska analyser ... 31
5.3 XRD-analyser av lakresterna: ... 34
5.3.1 LD-slagg lakrest ... 34
5.3.2 Kol & däckaska lakrest ... 35
5.3.3 LB-stoft lakrest... 36
5.3.4 Sopaska lakrest... 37
5.3.5 Ca(OH)2 lakrest ... 38
6. Diskussion/Slutsatser ... 38
Förord
Examensarbetet är genomfört vid Luleå Tekniska Universitet, avdelningen för
Processmetallurgi, inom ett EU-projekt; BioMinE, Biotechnology for Metal bearing materials in Europe.
Bakterielakning är ett intressant område och dess potential för en ”renare” och mer miljövänlig metod att utvinna metaller, har kommit att fascinera mig under min tid här på Luleå Tekniska Universitet, kemiteknikprogrammet. Jag anser dessutom att det är oerhört givande att försöka hitta användningsområden för de restprodukter som bildas i annan industri och på detta sätt minska deponeringen, samt utnyttjandet av jungfruliga material.
Jag vill tacka min handledare Prof. Åke Sandström för givande diskussioner och kritisk granskning av rapporten. Tack också till Prof. Maria Lucelinda Cunha för all hjälp med tolkning av hennes försöksresultat och analys av XRD-spektra. Birgitta Nyberg skall också ha tack för all hjälp på lab. Anita Wedholm förtjänar också ett tack för utmärkt hjälp som
”bollplank”.
Tack också till mina underbara barn Jim och Joel som har stått ut med mamma under alla dessa år av pluggande. Mina föräldrar Stig och Britt Widenroth som har ställt upp som
barnvakter under en oändlig rad av tentaperioder, tusen, tusen tack. Tack också till övriga som känner sig berörda ingen nämnd och ingen glömd.
Sammanfattning
Syftet med detta arbete har varit att identifiera lämpliga restprodukter som skulle kunna ersätta konventionella neutraliseringsmedel vid biolakning av sulfidiska koncentrat. I
dagsläget används släckt kalk som är en förhållandevis dyr produkt och neutraliseringen utgör en stor del av driftskostnaden. Om restprodukter från annan industri kan användas till
neutralisering vid biolakningsanläggningar skulle detta leda till minskad användning av jungfruliga material, minskad miljöpåverkan samt en bättre ekonomi för företagen. Genom att utnyttja restprodukter ges också en möjlighet att utvinna de metaller som finns i de olika restmaterialen.
I denna undersökning användes fyra olika oxidiska restprodukter: LD-slagg som är en restprodukt från ståltillverkning. Kol & däckaska kommer från en anläggning där återvunnet gummi används som bränsle tillsammans med kol. LB-stoft är en restprodukt från
gasreningen vid stålproduktion där i huvudsak stålskrot används. Sopaskan i sin tur kommer från en kommunal sopförbränningsanläggning. Dessa material användes för att undersöka deras neutraliserande förmåga vid biolakning. Lakningsförsöken genomfördes på svavelkis vilket är det material som ger den högsta svavelsyraproduktionen vid bakterielakning.
Kemiska analyser samt analys med röntgendiffraktion genomfördes på ingående material samt lakrest. Under försöksperioden genomfördes fem experiment i 1,5 l batchreaktorer.
Framför allt LD-slagg och LB-stoft har visat goda resultat både vad gäller den neutraliserande förmågan och mängden metall som kan återvinnas. Kol & däckaskan har haft ett ganska bra resultat, däremot har inte sopaskan visat sig vara lika effektiv. Vid neutralisering med LB- stoft erhölls en zinkhalt på 7,12 g/l i laklösningen, vilket måste anses som ett bra resultat då det avser en laklösning som ej är upparbetad.
I samtliga försök bildades gips och jarosit i lakresten och dessutom hydratiserades ett flertal ämnen.
Att använda restprodukter vid neutralisering av biolaklösningar skulle kunna bli en lönsam affär för företagen. Störst potential har metoden i biolakningsprocesser för zinkframställning eftersom att då kan materialens zinkinnehåll utnyttjas maximalt. Även inom annan industri där neutralisering ingår som ett steg i processen skulle det kunna vara av intresse att använda sig av olika restprodukter. Slutsatsen av arbetet är att neutralisering med restprodukter skulle kunna vara lönsamt för industrin och det bör övervägas att i framtiden använda en del av dessa produkter för ändamålet.
Abstract
The purpose of this work has been to identify suitable by-products that could replace
conventional neutralising raw materials during bioleaching of sulphide concentrates. Presently slaked lime, which is a relatively expensive reagent, is used for this purpose and neutralisation constitutes a big part of the running costs in a bioleaching plant. Utilisation of by-products from other industries for neutralisation in biohydrometallurgical plants would lead to savings of natural resources, a decreased impact on the environment and an improved economy of the process. The use of industrial by-product also has the additional advantage that metals
contained in the by-product can be extracted and recycled.
In this study the following oxidic by-products has been used: BOF slag which is a by-product from steel production, Coal & tyres ash is obtained from a combustion plant for power generation where recycled rubber is used as fuel together with coal, EAF dust is a by-product from the gas cleaning system in scrap-based steel production and Waste ash that is obtained at a plant for combustion of municipal waste. These materials were used to examine their
neutralizing capacity during bioleaching. Chemical grade Ca(OH)2 was used as reference material in the neutralisation studies. The bioleaching experiment was performed on a pyrite concentrate since pyrite is the sulphide mineral that generates the highest amount of sulphuric acid during bioleaching. Chemical analysis and XRD-analysis were carried out on pyrite, the by-products and the reference material as well as on the residues obtained after leaching.
The bioleaching was done as batch experiments in 1.5 litre reactors.
The BOF slag and the EAF dust gave the best results regarding both bioleaching efficiency and metal recovery while that of the Coal & tyres ash was slightly lower. The results for the Waste ash were discouraging both regarding bioleaching performance and neutralising capacity. During neutralisation with EAF dust the zinc content in the bioleach liquor was 7.1 g/l which can be beneficial if this dust is used in a bioleaching plant for zinc recovery. In all experiments, gypsum and jarosite were formed in the residues together with other hydrated compounds.
The prospects to use by-products for neutralisation during bioleaching are promising with the biggest potential to be applied in a process for zinc recovery because the zinc content in the materials can be utilised most efficiently. There is also a possibility to use by-products in other industrial neutralisation processes due to the good neutralising capacity of these materials. The conclusion of this work is that the utilisation of oxidic by-products for
neutralisation purposes are promising and therefore should be considered in future processes.
1. Introduktion
Syftet med detta examensarbete har varit att identifiera lämpliga restprodukter som skulle kunna ersätta konventionella neutraliseringsmedel vid biolakning av sulfidiska koncentrat.
Detta skulle leda till minskade kostnader för neutraliseringen under själva processen och vid efterföljande operationer, samt dessutom leda till en minskad deponering av restprodukter från annan industri. Biolakningsförsök har genomförts på ett svavelkiskoncentrat där olika oxidiska restprodukter utnyttjades för neutralisering, som referensmaterial användes kemiskt ren släckt kalk. Försöken utvärderades med avseende på toxicitet för mikroorganismerna samt eventuella problem med den efterföljande metallutvinningen. En karaktärisering av vilka faser som är reaktiva genomfördes också.
Produkterna som analyseras är oxidiska material från bl.a. metallindustrin i form av slagg, flygaska från sopförbränning och stoft från gasrening vid stålverk. Restprodukterna läggs i dagsläget på deponi vilket innebär en kostnad för företagen och intresse finns för att hitta ett användningsområde för dessa restmaterial.
De bakterier som användes i detta arbete är en blandkultur av järn- och svaveloxiderande mesofila bakterier, dessa är allmänt förekommande i jordar och vid sulfidfyndigheter. De har temperaturoptima vid 35-42°C, optimalt pH-värde vid ca 1,5 och har hittills tillämpats inom såväl höglakning som tanklakning. Bakterierna inom denna grupp hör också till de bäst studerade både vad gäller biolakning som inom mikrobiologin.
Vid biolakning av sulfidiska koncentrat oxideras sulfiderna varvid metalljoner går i lösning, dessutom genereras svavelsyra. Hur mycket syra som bildas beror på vilket mineral som lakas. Lakning av svavelkis (FeS2) är det mineral som ger den största produktionen av svavelsyra.
I dagsläget används släckt kalk som neutralisationsmedel, detta är en förhållandevis dyr produkt och intresse finns därför att kunna ersätta den med billigare alternativ. De
restprodukter som utvärderas i denna undersökning innehåller en betydande del kalk samt andra oxidiska föreningar och skulle därigenom kunna användas som neutralisationsmedel.
Genom att utnyttja restprodukter från annan industri ges också en möjlighet att utvinna de metaller som finns i restprodukterna. De problem som kan uppstå är att restprodukterna eventuellt kan innehålla ämnen som är giftiga för mikroorganismerna, samt att det kan finnas element som komplicerar den efterföljande metallurgiska behandlingen.
1.1 Bakgrund
1.1.1 Biolakning
Biolakning innebär extraktion av metaller till en vattenlösning i första hand från sulfidmalmer eller sulfidiska koncentrat [1]. Detta sker med hjälp av luft och naturligt förekommande mikroorganismer. Med kemiska termer kan processen beskrivas som en oxiderande lakning med trevärt järn som följs av en biokatalyserad återoxidation av tvåvärt järn till trevärt. Det elementära svavel som bildas vid reaktionen oxideras med hjälp av mikroorganismerna till svavelsyra. Gemensamt för mikroorganismer som oxiderar tvåvärt järn och/eller reducerade svavelföreningar är att de är autotrofa, dvs. de utnyttjar oorganiskt kol (CO2) till uppbyggnad av cellmaterial. Energikälla för dessa mikroorganismer är oorganiskt material i form av tvåvärt järn (Fe2+), metallsulfider (MeS), sulfidjoner (S2-), elementärt svavel (S0), tiosulfat (S2O32-) m.m. Vid oxidation av dessa föreningar frigörs energi som dels ger värme, reaktionen är exoterm, dessutom nyttjas en del av denna energi av mikroorganismerna för
celluppbyggnad. Bakterietillväxten påverkas av faktorer som metalljonkoncentrationer, näringstillsatser, tillgång till syre och koldioxid, pH-värde, temperatur, eventuella toxiska föreningar, koncentrationen av fast material (pulptäthet) och omrörarens skjuvningskrafter.
De mikroorganismer som används vid biolakning är acidofila dvs. de trivs bäst vid låga pH- värden. Optimalt pH-värde ligger vid 1,5 och för att upprätthålla det och därigenom maximal lakningshastighet tillsätts kalksten eller släckt kalk. Detta för att neutralisera den syra som produceras vid oxidationen av sulfiderna.
Det existerar två olika åsikter angående vilka mekanismer som är verksamma vid biolakning, den indirekta och den direkta mekanismen [1].
Förespråkarna för den direkta mekanismen anser att bakterierna har en specifik biologisk förmåga att bryta ner mineralet och därigenom få ut energi direkt från sulfidmineralet.
Förkämparna för den indirekta mekanismen däremot argumenterar att det är järn (III)-jonerna i lösningen som sönderdelar mineralet och bakterierna utvinner sitt energibehov genom att återoxidera Fe2+ till Fe3+ samt att oxidera frigjort svavel till svavelsyra. Den indirekta mekanismen sker otvivelaktligen men förespråkarna för den direkta mekanismen
argumenterar att det inte är den dominerande reaktionsvägen. Med andra ord är kärnpunkten i debatten kinetiken för dessa olika reaktioner.
I den indirekta mekanismen lakas mineralet endast av järn (III)-joner enligt följande reaktioner:
+
− +
+→ + +
+
+8H O 14Fe 15Fe 2SO 16H
FeS2 2 3 2 24 (1)
14Fe2+ + 3.5O2 + 14H+ ⎯bakterier⎯ →⎯⎯ 14Fe3+ + 7H2O (2) I den direkta mekanismen lakas mineralet inte av järn (III)-joner utan genom att bakterierna direkt på ytan oxiderar mineralet som illustreras av följande reaktion:
+
−
+ + +
⎯
⎯
⎯ →
⎯ +
+ O Fe 2SO 2H
2 O 7 H
FeS2 2 2 bakterier 2 24 (3)
Genom att bakterien lätt fixeras på mineralytan omdefinierades klasserna till att innefatta tre mekanismer, indirekta-, indirekta kontakt- och direkta-mekanismen.
Dessa illustreras med hjälp av Figur 1 [2].
Figur 1 Schematisk bild av bakterielakningsmekanismerna.
1a) Den indirekta mekanismen där bakterier oxiderar Fe2+ i lösningen till Fe3+ och som i sin tur lakar mineralet. Bakterierna är inte fästa vid mineralet.
b) Den indirekta kontakt mekanismen, där bakterier fixerade på ytan av mineralet oxiderar Fe2+ till Fe3+ innesluten av en biologisk substans. Denna substans produceras av bakterierna för att fästa på mineralytan och Fe3+ jonerna inom detta lager lakar mineralet. c) Den direkta kontaktmekanismen, i vilken bakterierna direkt oxiderar mineralet på biologisk väg utan
Bakterier
tillgång av Fe3+ eller Fe2+. Försök som är gjorda under senare år visar att bakterier kan öka upplösningshastigheten i två fall [2].
I) Om upplösningshastigheten hos mineralet påverkas av uppkomsten av ett poröst skikt av elementärt svavel genom ett fenomen känt som produktlagerdiffusion. Bakteriernas förmåga att oxidera elementärt svavel leder i detta fall till ökad lakningshastighet genom att det porösa skiktet minskas.
II) Om upplösningen av mineralet ökar med ökande pH-värde vid mineralytan, kommer fixeringen av bakterier på mineralytan att leda till en lokal ökning av pH-värdet. Detta i sin tur leder till ökad reaktionshastighet. I båda fallen visar detaljerade studier av
lakningskinetiken att trots att bakterier fixerade på mineralytan ökar upplösningshastigheten under vissa omständigheter, var lakningsmekanismen den kemiska upplösningen genom Fe3+- joner [2].Detta illustreras i figur 2 och 3.
Figur 2 Den diffusionskontrollerade lakningsmekanism som visar uppkomsten av ett poröst lager av svavel på kärnan av oreagerad zinksulfid. Diffusion av lösliga reaktanter och produkter genom svavlet kontrollerar upplösningshastigheten i vissa fall [2].
Figur 3 Lakningsmekanismen i närvaro av bakterier, dessa oxiderar svavel och avlägsnar på så sätt barriären för diffusionen [2].
Tid Tid
Oreagerad ZnS kärna Porös svavel produkt
Tid Tid
Fixerade bakterier avlägsnar svavel
Lakningshastigheten för svavelkis är högre i närvaro av bakterier än vid frånvaro av bakterier under de förhållanden som studerades vid dessa försök. Analys av reaktionshastigheten som funktion av koncentrationen indikerar att reaktionsgraden i förhållande till järn (III)-joner är samma oberoende av om lakningen utfördes med eller utan bakterier. I förhållande till H+ är dock reaktionsordningen 0.5 i frånvaro av bakterier och 0.39 i närvaro av bakterier. Detta tyder på att närvaron av bakterier inte förändrar lakningsmekanismen för svavelkis, utan på något sätt påverkar pH-värdet på mineralytan. Bakterierna konsumerar H+ vid oxidationen av järn (II)-jonerna och detta leder till en höjning av pH-värdet vid mineralytan. Eftersom lakningshastigheten för svavelkis ökar med ökande pH-värde leder närvaron av bakterier till ökad lakningshastighet. Detta illustreras i Figur 4 [2].
Figur 4 Mekanismen som beskriver ”EPS” lagrets betydelse för kinetiken.
I andra studier visas att kinetiken för biolakning av svavelkis kan ökas genom bättre kontakt mellan mikroorganismerna och mineralytan [3].
1.1.2 Neutralisering
Funktionen av neutraliseringssteget vid biolakning är att avlägsna järn från kretsen samt att
Behovet av kalk i neutraliseringssteget kan uppgå till så mycket som 50-100 % av mängden ingående koncentrat som lakas. Den stora skillnaden beror på koncentratets mineralogi samt hur effektivt bakterierna har lakat materialet [7].
Bakterielakning av svavelkis producerar svavelsyra enligt följande reaktion [6]:
2FeS2 + 2
15O2 + H2O ⇒ Fe2(SO4)3 + H2SO4 (4)
Av reaktionsformeln framgår att det råder ett mol förhållande på 2:1 mellan svavelkis och svavelsyra. På grund av detta krävs således neutralisering under pågående biolakningsprocess, för att kunna upprätthålla ett för bakterierna optimalt pH-värde.
Det finns två viktiga neutraliseringsreaktioner, svavelsyra neutraliseras och ger gips, samt att järnsulfat hydratiseras till järnhydroxid och producerar svavelsyra. Om släckt kalk används för neutralisering sker följande reaktioner:
O 2H CaSO Ca(OH)
SO
H2 4+ 2 → 4⋅ 2 (5)
4 2 3 2
3 4
2(SO ) 6H O 2Fe(OH) 3H SO
Fe + → + (6)
Enligt vissa studier bör en neutraliseringsanläggning för framställning av koppar och zink vid biohydrometallurgisk produktion uppfylla följande kriterier [6]:
∗ Neutraliseringsanläggningen måste producera en produkt med god sedimenteringsförmåga, hög filtrerbarhet och vara lätt att avvattna. Detta för att minimera storleken på
separationsanläggningen och för att minimera mängden tvättvatten som krävs.
∗ Samtidig utfällning av värdemetaller och restprodukter skall undvikas.
∗ Utbytet av neutraliseringsämnet måste maximeras. En schematisk bild av en biolakningsanläggning med neutraliseringssteg ses i figur 5.
Figur 5 Schematiskbild av en biolakningsanläggning med neutraliseringssteg [17].
1.1.3 Ekonomi och miljö
Som en konsekvens av den höga produktiviteten inom industrin samt den ökande
konsumtionen deponeras stora mängder restprodukter i många länder. Dessa restprodukter kräver ofta speciell behandling. Avloppsvatten, restprodukter från gruvindustrin och
metallframställning samt stoft från sopförbränning m.m. innehåller ofta en betydande mängd tungmetaller. Om de åtgärder som görs innan deponeringen av restprodukter är felaktiga eller bristfälliga kan tungmetaller lakas ut i miljön och ge upphov till miljöskador t.ex. i jorden eller grundvattnet. Under senare år har en ökad miljömedvetenhet mynnat ut i uppbyggnad av speciella deponeringsområden och upparbetningsanläggningar för restprodukter. Ofta är deponeringen av restprodukter föremål för strikt myndighetskontroll. Detta leder till ökade kostnader för deponeringen och i viss mån skapar restriktionerna ekonomiska problem för industrin. Restprodukter från industriföretagen kan i vissa fall ses som en tillgång på grund av den höga koncentrationen av tungmetaller som t.ex. koppar, zink, bly, krom eller vanadin.
Utvinningen av dessa metaller kan uppfattas inte bara som en råmaterialtillgång utan också som ett sätt att göra restprodukterna mindre skadliga för miljön. Det finns studier som visar
att det är möjligt att biolaka tungmetaller från olika restprodukter och erhålla ett bra metallutbyte [4].
Om restprodukter från annan industri kan användas till neutralisering vid biolaknings- anläggningar skulle detta leda till minskad användning av jungfruliga material, ökade
miljöfördelar samt en bättre ekonomi för industrin. I dagsläget används släckt kalk som är en förhållandevis dyr produkt och neutraliseringen utgör en stor del av driftskostnaden.
Biohydrometallurgi är en viktig kommersiell teknologi för framtiden då den är enkel, ekonomisk och tillgänglig för malmer och koncentrat med lägre metallhalter [5]. Dessutom konsumerar biolakning CO2 detta måste ses som en stor fördel då koldioxid är en av dom skadliga växthusgaserna.
1.1.4 Restprodukter
Slagg är en aktiv komponent i de metallurgiska processerna som används för att avlägsna föroreningar ur stålet vid stålframställlning. Sammansättning och mängder beror på i vilken process slaggen används. Mängden slagg beror på ingående järnråvarors renhet, ju renare råvara desto mindre mängd slagg behövs. LD-slaggen kan återanvändas som slaggbildare i masugnen, den lämpar sig bra för det ändamålet och ger god svavelrening. Slaggen innehåller även järn och mangan som kan tas tillvara i masugnsprocessen. Dessutom sparas cirka
150 000 ton jungfrulig kalksten årligen. Av cirka 350 000 ton konverterslagg är det
uppskattningsvis endast 20 000 ton som läggs på deponi[11]. Det största användningsområdet för återanvänd slagg är som vägmaterial. Nackdelen med den slagg som används i detta försök är att den måste krossas innan den kan användas för neutralisering. Detta innebär ett extra processteg som gör att kostnaden för att använda slagg stiger. Det finns emellertid slagger som är sönderfallande, dessa har dock inte studerats i denna undersökning.
Stoft bildas i de varma processerna vid ståltillverkningen och tas om hand i gasrenings- anläggningarna. Eftersom gasreningen har blivit effektivare de senaste trettio åren har mängderna avskiljt stoft ökat. Stoftet kan innehålla olika mängder av värdefulla metaller och skickas, beroende på ursprung, för återvinning av krom, nickel och zink. För att öka halterna av dessa metaller i stoftet kan detta cirkuleras i processen[11]. Stoftmängden från
stålindustrin uppgick till cirka 95 000 ton år 2002.
Askor bildas som restprodukter vid olika förbränningsanläggningar i Sverige och den totala mängden aska uppgår till ca 1 miljon ton per år. Från detta kommer 447 000 ton från avfallsförbränningen och 31 000 ton utgör flygaska. Flygaskan kan återanvändas för att stabilisera de slam som också produceras vid rökgasreningen innan det deponeras.
Traditionellt förbränns avfall i rosterpannor, men det finns även anläggningar som använder fluidiseradbädd [14]. En storskalig biolakningsanläggning skulle tillåta en avgiftning av flygaskor och erbjuda en möjlighet att återanvända askan i exempelvis olika typer av konstruktioner. Metaller som exempelvis zink skulle kunna utvinnas ekonomiskt för att återanvändas i metallindustrin [13].
2. Zinkframställning genom biolakning.
Zink är en viktig metall främst för galvanisering, gummi- och färgindustri samt inom jordbruksnäringen och efterfrågan på zink ökar stadigt. Det finns många fördelar med att utvinna zink genom biolakning bl.a. kan processen genomföras vid atmosfärstryck och vid låg temperatur. Detta är en fördel eftersom kapitalkostnader för tryck- och högtemperatur-
utrustning kan undvikas. Biolakningsprocessen kan också effektivt behandla komplexa sulfidmalmer eller koncentrat med lägre metallinnehåll. Anledningen till att biolakning av koncentrat ej tagits i bruk kommersiellt beror i huvudsak på att processen inte är selektiv.
Processen ger en laklösning som innehåller ett stort antal ämnen och därmed försvåras utvinningen av mineralerna. Föroreningar som As, Co, Ni, Sb, och Ge måste avlägsnas till mycket låga nivåer då dessa katalyserar en vätgasreaktion. Denna reaktion leder till
uppkomsten av vätgas vid katoden istället för zink och ger upphov till en strömförlust. Andra föroreningar som måste avlägsnas är Cu, Cd och Tl då dessa annars fälls ut tillsammans med zink och leder till en förorenad produkt. Vedertagen teknik visar att Cu och Cd kan avlägsnas med lätthet genom cementering med zinkpulver. Co och Ni däremot är svårare att avlägsna och kräver en aktivator såsom As eller Sb. En biolakningsanläggning för zinkutvinning skulle kunna se ut som i figur 6 [12].
Figur 6 Schematisk bild av en biolakningsanläggning för zinkproduktion.
Processen omfattar följande steg, 1) Preparering av feed, 2) Biolakning och utvinning av Au och Ag från lakresten genom cyanidlakning, 3) För-oxidering där Fe2+ oxideras till Fe3+ med hjälp av bakterier. 4) Utfällning av Fe och As med kalksten. 5) Utfällning av Cu och Cd med hjälp av zinkpulver, vid höga halter. 6) Zink och andra basmetaller fälls ut med kalk. 7)
Zink katoder Nedbrytning av ingående feed
Cu & Cd cementering
(alternativ) Utfällning av As
& Fe (S/L sep)
Rening av laklösning Zn-utfällning (tvätt & S/L sep)
Biolakning (S/L sep.)
För-oxidering
Malm/Koncentrat
Guldutvining genom
cyanindlakning Tvättning
Tvättning
Zn - elektrovinning
Dore’ gjutning
Avfallsdamm Alternativ
lakning av sekundära material
Zn(OH)2 upplösning (tvätt & S/L sep.) Gipsrest
Kalksten
Zn-pulver
Cu / Cd-cementering
Kalk / kalksten
Vatten (Mg, SO4, Cl) till tvättvatten behandling
Förbrukad elektrolyt
”Make-up” syra
Zn-pulver & aktiverare Cu, Cd, Co, Ni Bleed-
lösning
Vatten
Vatten
Upplösning av zinkhydroxid med förbrukad elektrolyt. 8) Lösningsrening genom cementering med zinkpulver och slutligen. 9) Zinkelektrovinning. 10) Som ett alternativ, eftersom
lösningen från biolakningssteget håller ett så lågt pH~1-1,5, så skulle den därför kunna användas till att laka basmetaller från sekundära råmaterial [12].
2.1 Rening av laklösningar
Cementering är den metod som är allmänt tillämpad vid lösningsrening för zinkframställning.
Efter separation av järn, där järnet fälls ut som hematit, götit eller jarosit, renas lösningen från andra föroreningar. Kadmium och koppar kan fällas ut med hjälp av zinkpulver enligt
följande allmänna reaktion:
MeSO4 + Zn ⇒ Me + ZnSO4 (7)
Cementering innebär att en ädlare metall fälls ut i sitt elementära tillstånd av en mindre ädel metall som i stället går i lösning. Enligt följande elektrokemiska reduktionsprocess, där Me1
har en högre elektrodpotential än Me2:
+
++ 2 ⇒ 1+ 22
2
1 Me Me Me
Me (8)
Det är således enkelt att förutsäga när en sådan reaktion är möjlig med hjälp av
elektrodpotentialen. Om elektrodpotentialen är låg för ett ämne innebär det att metallen har lättare att gå i lösning och samtidigt fälla ut en metall med högre elektrodpotential.
I tabell 1 visas standardelektrodpotentialen för några av de berörda ämnena:
Tabell 1 Standardelektrodpotential för några berörda ämnen.
Element Standardelektrodpotetial (V)
Zn/Zn2+ - 0,76
Cd/Cd2+ - 0,40
Co/Co2+ - 0,30
Ni/Ni2+ - 0,25
Cu/Cu2+ + 0,34
Processen kan genomföras i en gummiklädd roterande trumma eller i en utfällningskon och fungerar i såväl sulfat- som kloridmiljö [1].
3. Material
De material som användes i experimenten var följande:
• Flygaska från en kommunal anläggning för sopförbränning, sopor och träflis.
• Flygaska från förbränning av kol och gummidäck.
• LD-slagg.
• Stoft från ljusbågsugn (LB-stoft).
Som referensmaterial användes kemiskt ren Ca(OH)2.
• LD-slaggen kommer från en konverterprocess. Denna process används vid stålframställning för att minska kol- svavel- och fosforinnehållet i stålet. Temperaturen vid konvertering är ca 1600°C och miljön är starkt oxiderande. CaO och andra slaggbildare tillsätts för att ge slaggen rätt egenskaper. Fosfor, mangan, kalk och en viss mängd järnoxid återfinns i slaggen efter processens slut. Figur 7 visar en schematisk bild av en konverterprocess.
Figur 7 Schematisk bild av konverterprocessen [15].
• Kol och däckaskan kommer från ett kraftvärmeverk som eldas med en bränsleblandning bestående av 58 % kol, 33,5 % återvunnet gummi samt 8,5 % torrflis.
Förbränningstemperaturen uppgår till ca 850-900 grader. Rökgaserna innehåller stora mängder stoft och svavel. Vid förbränning bildas svaveldioxid (SO2) som har en starkt försurande effekt, därför används kol med låg svavelhalt i kraftvärmeverket. Rökgaserna renas med släckt kalk i en avsvavlingsanläggning. För att minska användningen av fossila
bränslen blandas kolet med återvunnet gummi. 40 % av kolbehovet kan på detta sätt ersättas med det återvunna gummit. Restprodukterna från pannan var 3300 ton/år bottenaska samt 7600 ton/år rökgasreningsaska. I försöket är det en blandad produkt rökgasreningsaska som används. I figur 8 vissas de olika stegen i reningen av rökgaserna [9].
Figur 8 Rening av rökgaserna från kolpanna.
Steg 1) Rökgasåterföring minskar Nox-halten med hälften. Steg 2) Ureainjisering i eldstaden minskar ytterligare Nox-halten med hälften. Steg 3) Cyklonerna tar bort 90 procent av stoftet.
Steg 4) Inblåsning av kalk minskar svavelutsläppen med 90 %. Steg 5) Textilfilter tar bort 99
% av finstoftet och kalkresterna.
• LB-stoftet kommer från en ljusbågsugnsprocess. I denna process används elektrisk energi för att smälta stålskrot. Stoftet genereras vid rening av de bildade rökgaserna och miljön är starkt oxiderande. Möjligheterna att minimera stoftgenereringen begränsas av de mycket höga temperaturerna i området kring ljusbågarna vilket gör att element som Cr, Ni, Zn och Mn förångas och återfinns i stoftet [16]. I figur 9 visas mekanismerna för stoftbildning.
Figur 9 Mekanismer för stoft bildning i ljusbågsugn.
1) Förångning (speciellt lokaliserad runt ljusbågen och syrgasinjektionen). 2) Medryckning av stora droppar (från området runt ljusbågen och syrgasinjektionen). 3) Medryckning av små droppar från bristande CO-bubblor. 4) Medryckning av bristande droppar (i oxiderande atmosfär sker snabb avkolning). 5) Direkt medryckning av fasta partiklar från skrot och slaggbildare.
• Sopaskan utgörs av en flygaska från en anläggning där sopor och träflis förbränns i två separata fastbränslepannor. Ungnsgaserna leds via ett elektrofilter som avlägsnar stoft och de tungmetaller som sitter på stoftkornen. Detta ger en mycket finkornig flygaska som i
dagsläget måste förvaras i slutna containrar före deponering. För närvarande uppgår mängden flygaska från denna anläggning till 6000 ton/år som måste deponeras[10].
3.1 Förbehandling och analys
Sopaskan, kol & däckaskan samt LB-stoftet maldes 20 sekunder i en ringkvarn. LD-slaggen krossades i en stångkvarn i 20 minuter för att sedan malas 20 sekunder i en ringkvarn.
Den kemiska analysen av huvudelementen redovisas i tabell 2. Övriga spårelement redovisas i tabell 3 då dessa förekommer i låga halter (mg/kg).
Tabell 2 Kemisk analys av huvudelement (analys i %).
Kemiskanalys
0.00 10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 60.00
(%)
LD-slagg 3.87 0.67 28.23 18.88 0.05 7.30 2.86 0.04 0.30 0.85 Kol & däckaska 3.15 1.41 23.01 1.51 0.36 0.53 0.03 0.29 0.15 0.07 LB-stoft 1.21 0.37 13.87 20.14 0.84 0.89 2.87 0.67 0.08 0.00 Sopaska 7.99 4.04 12.29 4.62 4.52 1.51 0.15 4.56 0.45 1.14 Ca(OH)2 0.06 0.04 53.60 0.04 0.06 0.35 0.01 0.04 0.01 0.00 FeS2 6.40 2.14 0.94 37.21 1.00 0.36 0.10 0.39 0.04 0.16
Si Al Ca Fe K Mg Mn Na P Ti
Kol & däckaskan samt LD-slaggen har de högsta kalciumhalterna på 23,0 respektive 28,2 %.
Övriga material har ett betydligt lägre innehåll av kalcium, och sopaskan har den lägsta kalciumhalten på 12,3 %. Materialen innehåller dessutom varierande mängder kisel, järn, magnesium, mangan och natrium. Där sopaskan har det högsta innehållet av kisel och natrium, LD-slaggen har högst innehåll av magnesium och mangan även LB-stoftet har högt manganinnehåll. Järninnehållet i LD-slaggen och LB-stoftet är ungefär lika.
Zinkinnehållet i LB-stoftet är förhållandevis högt och det vore därför önskvärt att kunna utvinna det. Även sopaskan och kol & däckaskan uppvisar ett jämförelsevis högt zinkinnehåll.
Mo och As är giftigt för bakterierna under vissa omständigheter och där har LB-stoftet och sopaskan ett högt innehåll. Vid jämförelse av de olika försöksmaterialen kan konstateras att sopaskan har det högsta innehållet av As, Cd, och Cu. Dessutom ett tämligen högt innehåll av Ni och Mo. LB-stoftet har det högsta innehållet av Mo och Ni samt relativt stora mängder av As, Cd och Cu. Kol & däckaskan har det största innehållet Co, däremot ett förhållandevis lågt
innehåll av Cd, Cr och Cu. LD-slaggen har det största innehållet av Cr medan Ni, Mo, Cu, Cd och As är relativt lågt.
Tabell 3 Kemisk analys av spårelement i testmaterial (mg/kg).
Element
(mg/kg) LD-slagg Kol &
däckaska LB-stoft Sopaska Ca(OH)2 FeS2
As 4,42 18,1 115 216 0,63 45,2 Ba 66,1 463 308 1840 <2 3120 Be <0,6 2,5 <0,6 1,0 <0,6 <0,6 Cd 0,32 6,2 222 513 0,17 0,63 Co 13,5 269 24,6 29 2,8 749 Cr 1500 39,8 1300 584 <10 26,7 Cu 13,4 249 1930 3410 33,8 927 Hg <0,01 0,39 0,27 0,4 <0,0 0,61 La <6 <6 <6 <6 <6 22,9 Mo <6 <6 49,5 47,3 <6 <6 Nb 356 <6 <6 7,29 <6 <6 Ni 32,4 50,2 255 200 3,45 144 Pb 10,5 154 7280 7670 1,87 8,64 S 871 68700 4360 52200 242 388000 Sc <1 5 <1 1,8 <1 5,71 Sn <20 <20 84,7 1300 <20 <20
Sr 134 305 124 366 252 196 V 25100 60,4 21,9 57,9 <2 50,7 W <60 <60 577 151 <60 <60 Y <2 12,4 2,64 14 3,9 7,57 Zn 90,8 44000 241000 83900 27,3 78,8 Zr 15,8 19,5 6,34 201 <2 50,4
Sopaska är det material som har det högsta klorinnehållet, tabell 4, detta kan försvåra
lakningen då klor är giftigt för bakterierna. Även fluor halten är högre än i övriga material och också detta grundämne kan vara giftigt för bakterierna. Trots att dessa element är giftiga har en viss anpassningsförmåga hos bakterierna kunnat påvisas, därför är det svårt att ange något exakt gränsvärde.
Tabell 4 Mängden klor och fluor i materialen:
Material Cl (%) F (%)
Sopaska 11,0 0,36
LD-slagg 0,09 0,01
Kol & däckaska 0,95 0,04
LB-stoft 1,52 0,08
3.2 Tidigare studier av materialen
I en tidigare studie har de olika materialens neutralisationsförmåga undersökts.
Vid denna studie gjordes skakförsök med ett fast/vätska förhållande S/L=1/10, temperaturen var 25°C, 1M H2SO4 tillsattes för att hålla pH-värdet på ~1,50. Figur 10 visar mängden svavelsyra i ml som förbrukades för att bibehålla ett pH-värde på 1,50 för 10g material [8].
139 48
70
116
94
0 20 40 60 80 100 120 140 160
Ca(OH)2 Sopaska LB - stoft Kol & däckaska LD - slagg
ml
Figur 10 Syrakonsumtionen för de undersökta ämnena.
Ur grafen kan tydligt ses att LD-slagg har den bästa neutraliserande effekten av
testmaterialen, 116 ml 1M H2SO4 krävdes för att bibehålla pH-värdet på önskad nivå, 1,5. För
1M H2SO4, samma mängd sopaska kan dock endast neutralisera 48 ml 1M H2SO4. LD- slaggens goda neutraliseringsförmåga beror troligen på den höga kalciumhalten, dessutom kan andra oxidiska föreningar ha en viss påverkan.
Neutraliserande förmåga
0 20 40 60 80 100 120 140
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3
Tid (h)
Volym 1M H2SO4 (mL)
LD Slagg Kol & däckaska LB-stoft Sopaska Ca(OH)2
Figur 11 a) Neutraliseringsförmåga för undersökta material under de tre första timmarna [8].
Neutraliserande förmåga
0 20 40 60 80 100 120 140 160
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400 Tid (h)
Volym 1M H2SO4 (mL)
LD Slagg Kol & däckaska LB-stoft Sopaska Ca(OH)2
Figur 11 b) Neutraliserandeförmåga för undersökta material under hela försöks perioden [8].
Vid jämförelse av neutraliseringsförmågan för de olika materialen, figur 11a, kan påvisas att under de första 20 minuterna neutraliserar kol & däckaskan samt Ca(OH)2 ca 60-65 ml H2SO4. LD-slaggen, sopaskan och LB-stoftet neutraliserar endast ca 35-45 ml H2SO4 under samma period. Under de tre timmar som grafen täcker kan slutsatsen dras att sopaskan upphör att neutralisera då den totala neutralisationsförmågan på 48 ml redan har förbrukats. Även kol
& däckaskan har förbrukat sin neutraliserande förmåga på 70 ml inom denna tidsrymd. Ur
grafen kan också ses att det förekommer en snabb fas under den första halvtimmen, för att sedan övergå till en långsammare fas. LD-slaggen, LB-stoftet och den släckta kalken
fortsätter dock att kräva tillsats av svavelsyra för att hålla pH-värdet på rätt nivå (1,5). Figur 11b visar att dessa ämnen fortsätter att neutralisera under en längre tid, LD-slaggen ända upp till ~ 350 timmar eller ungefär 14 dagar.
3.3 XRD analys
För att undersöka mineralsammansättningen i försöksmaterialen genomfördes
röntgendiffraktionsanalys. Nedan redovisas vilka kristallina föreningar som kunde identifieras i de olika materialen.
3.3.1 LD-slagg
LD-slag
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
10 20 30 40 50 60 70 80 90
2 Theta
Intensitet
3 4
1
1 2
3 3 2
4 5
1 5
4 5
2 1,FeO 2,CaO
3,CaO0.9MnO0.1O
4,Ca2Fe1.2MgO0.4SiO0.4O5 5,Ca2Fe2O5
1
5 5 2 1
Figur 12: LD-slagg
LD-slaggeninnehåller till stor del olika oxidiska föreningar främst av kalciumoxid CaO (Kalk), Ca2Fe1.2MgO0.4SiO0.4O5 (Kalcium Magnesium Järn Silikat), FeO (Wustite, Järnoxid), CaO0.9MnO0.1O (Kalcium Mangan oxid), Ca2SiO4 (Dikalciumsilikat). Då miljön är starkt
oxiderande under konvertering är detta inte överraskande, dessutom tillsätts kalk som slaggbildare.
3.3.1 Kol & däckaska
Kol & däckaska
0 50 100 150 200 250
10 20 30 40 50 60 70 80 90
2 Theta
Intensitet 1
1 4 5
1 5
2 4
2 3
3 3
5 3 2
3 2 45
1,Ca(OH)2 2,ZnO
3,CaSO3*0.5H2O 4,Ca3(SO3)2.12(SO4)0.88 5,Ca5Si6O16(OH)2
1 3 1
Figur 13: Kol&däckaska
Kol & däckaskan uppvisar en viss variation i de föreningar som förekommer. Främst olika sulfiter och sulfater, CaSO3*0.5H2O (Kalcium Sulfit Hydrat), ZnO, Ca(OH)2 (Släckt kalk), Ca5Si6O16(OH)2 (Riversideite-9A), Ca3(SO3)2.12(SO4)0.88 (Kalcium Sulfat Sulfit). Den släckta kalken kommer från tillsatts i avsvavlingssteget i processen.
3.3.3 LB-stoft
LB-stoft
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450
10 20 30 40 50 60 70 80 90
2 Theta
Intensitet
1 4 7 2
1 3 4 7
2 3
2
1
2 6
2 1
3
6 2
2
5 1 1
1,Mn3O4 2,ZnO 3,ZnFe2O4 4,FeFe2O4 5,CaO 6,Ca2Fe2O5 7,Fe2O3 3
4 1
5 5
7 6 6
Figur14LB-stoft
I LB-stoftetförekommer oxider som: Mn3O4 (Manganoxid), ZnO (zinkoxid), ZnFe2O4
(Franklinite), FeFe2O4 (Magnetit, syn). Miljön är starkt oxiderande i ljusbågsugnens
rökgassystem och den höga temperaturen gör att Zn och Mn förångas och återfinns i stoftet vilket analysen påvisar.
3.3.4 Sopaska
Sopaska
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
10 20 30 40 50 60 70 80 90
2 Theta
Intensitet 1
1
5 2
1 4
5 2
1
3 4
11
3 1
1 6
7 1
1
5 1 3 2
3 2
6 4
1,CaSO4 2,NaCl 3,ZnO 4,SiO2 5,Ca2Al2SiO7 6,CaCl2 7,KCl
6 6 7
7 1
Figur 15Sopaska
I sopaskanfinns en stor mängd olika föreningar, dessa existerar både som oxider, sulfater och klorider CaSO4 (Anhydrit), NaCl (Halite, koksalt), ZnO (zinkoxid), SiO2 (kvarts), CaCl2
(kalciumklorid) och KCl (kaliumklorid). Den stora variationen av föreningar beror på en bred variation i ingående material.
3.3.5 Ca(OH)2
Ca(OH)2
0 100 200 300 400 500 600
10 20 30 40 50 60 70 80 90
2 Theta
Intensitet
Figur 16 Ca(OH)2
Referensmaterialet utgörs av kemiskt ren släckt kalk och inga andra föreningar kunde detekteras.
3.3.6 Svavelkis
FeS2
0 100 200 300 400 500 600
10 20 30 40 50 60 70 80 90
2 Theta
Intensitet
1 2 1
1 2
1 2
1 2 1
1 1
1,FeS2 2,ZnS
1 1
1 1
Figur 17 Svavelkis
Lakningsförsöket genomfördes på svavelkis. Vid analys visade det sig att materialet också innehöll mindre mängder zinkblände.
4. Utförande
Avsikten med experimenten var att undersöka restprodukternas neutraliserande förmåga vid bakterielakning samt eventuell negativ påverkan på bakterieaktiviteten, dessutom undersöktes utlakningsgraden av metallerna för eventuell metallutvinning. Analyserna som gjordes var, XRD-analys på ingående material samt lakrest. Förutom detta gjordes även en kemisk analys med ICP-MS av Analytica på ingående material, lakrest och laklösning.
4.1. Neutralisationsförsök
Under hela försöksperioden odlades en bakteriekultur av mesofilabakterier i en kontinuerlig reaktor. Detta för att ha tillgång till bakterier odlade under samma förhållanden genom hela försöksserien. Substratlösningen som kontinuerligt pumpades in i reaktorn hade följande sammansättning:
♦Näringsmedium (9K). ( 3g/l (NH4)2SO4; 0,1 g/l KCl, 0,5 g/l K2HPO4, 0,5 g/l MgSO4*2H2O, 0,01 g/l Ca(NO3)2*4H2O )
♦FeSO4 motsvarande 4,5 g/l Fe2+
♦Tetrationat 2mM
♦pH-värdet justerades till 1,50 med 5M H2SO4
Näringslösningen pumpades med ett flöde av cirka 1000 ml/dygn.
Mätningar av pH-värde och redoxpotential utfördes dagligen. Prover för analys av löst järn togs ut varannan dag. Temperaturen hölls konstant på ca 33-34°C och omrörningshastigheten var ca. 350-400 varv/min.
Fem försök genomfördes enligt följande i 1,5 l batchreaktorer:
♦ 150 g FeS2
♦ 1350 ml avjonat vatten
♦ 9K medium för 1,5 l
♦ 150 ml bakteriekultur från den kontinuerliga reaktorn
pH-värdet justerades till 1,50 innan bakteriekulturen tillsattes. Försöksmaterialet tillfördes manuellt med hjälp av sked och tratt.
Luftning (~1 l/min), omrörningshastighet (~350-400 varv/min) paddelomrörare, temperatur (35°C) och CO2 (~0.05 l/min) hölls konstanta och fast/vätska förhållandet var 1/10. Figur 18 visar försöksuppställningen.
Figur 18 Försöksuppställning. 1) Reaktortank. 2) Slang för tillförsel av luft och CO2 (blå slang). 3) Omrörare. 4) Kylning av frånluft.
För att bestämma den totala utlakningsgraden av järn lakades 3 g av lakresten som erhållits efter biolakningen med 50 ml 6M HCl, för att även kunna inkludera järn som fällts ut under lakningen. Därefter genomfördes analys av mängden järnjoner med hjälp av AAS.
Beräkningar se bilaga 1.
5. Resultat
5.1 Materialåtgång samt järnhalt och pH-värden
Nedan följer en redovisning av materialåtgång, järnhalterna och pH-värdena för de olika försöken.
5.1.1 LD-slagg
LD-slag
0,00 20,00 40,00 60,00 80,00
1 11 21 31 41 51
Dagar
Ackumulerad mängd (g)
LD-slagg
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000
0 20 40 60
Dagar
Fe (mg/L)
0,00 0,40 0,80 1,20 1,60 2,00
pHFe
pH
Figur 19 Ackumulerad mängd tillsatt LD-slagg. Figur 20 Järnhalt och pH-värde i lösning under försökets gång.
LD-slaggen tillsätts endast vid tre tillfällen figur 19, den neutraliserande effekten kvarstår dock under en lång tid, eftersom pH är konstant vid önskat värde lång tid efter att den sista tillsatsen gjordes figur 20. Det tar dock 14 dagar innan bakterietillväxten har nått en sådan nivå att neutraliseringen kan påbörjas, pH-värdet är då 1,40 se figur 20.
5.1.2 Kol & däckaska
Kol & däckaska
0 50 100 150 200
1 6 11 16 21 26 31 36 41
Dagar
Ackumulerad mängd (g)
Kol & däckaska
0 5000 10000 15000 20000
0 10 20 30 40 50
Dagar
Fe (mg/L)
0.00 0.50 1.00 1.50 2.00
pHFe
pH
Figur 21 Ackumulerad mängd tillsatt kol &
däckaska.
Figur 22 Järnhalt och pH-värde i lösning under försökets gång.
Kol & däckaskan tillsätts förhållandevis jämnt under perioden som kan ses i figur 21. Av figur 22 framgår att det tar 8 dagar innan bakterietillväxten uppnår en sådan nivå att neutralisering krävs, pH-värdet har då sjunkit till 1,35.
5.1.3 LB-stoft
LB-stoft
0 20 40 60 80 100
1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 Dagar
Ackumulerad mängd (g)
LB-stoft
0 5000 10000 15000 20000 25000
0 10 20 30 40 50
Dagar
Fe (mg/L)
0 0,5 1 1,5 2
pHFe
pH
Figur 23 Ackumulerad mängd tillsatt LB-stoft. Figur 24 Järnhalt och pH-värde i lösning under försökets gång.
Figur 23 visar på en förhållandevis jämn tillsats av LB-stoft under försöket, i figur 24 kan ses en snabb ökning av järnhalten vilket pekar på en snabb bakterietillväxt. Neutraliseringen startar efter 9 dagar då pH-värdet sjunkit till 1,43.
5.1.4 Sopaska
Sopaska
0 20 40 60 80 100 120
3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 Dagar
Ackumulerad mängd (g)
Sopaska
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
0 10 20 30 40 50
Dagar
Fe (mg/L)
0 0,4 0,8 1,2 1,6 2
pHFe
pH
Figur 25 Ackumulerad mängd tillsatt sopaska. Figur 26 Järnhalt och pH-värde i lösning under försökets gång.
I figur 25 noteras att det tar mycket lång tid innan neutraliseringen kan påbörjas, 20 dagar, pH-värdet var då 1,38. Dessutom visar figur 26 på en låg koncentration av järnjoner, detta i sin tur leder till slutsatsen att bakterietillväxten har varit låg.
