Rekommendationer inför fältstudie av biokol som åtgärdsteknik - vilket biokol är bäst?

Rekommendationer inför fältstudie av biokol som åtgärdsteknik

- vilket biokol är bäst?

Nikoline Gustafsson, Emma Nilsson och Anja Enell

Uppdragsgivare: SGI 2020-07-09

Uppdragsledare: Anja Enell

Granskare: Dan Berggren Kleja Handläggare: Anja Enell (SG)

Diarienr: 1802-0120

Uppdragsnr: 18118/18119

Hänvisa till detta dokument på följande sätt:

Gustafsson, N., Nilsson, E. och Enell, A. 2020, Rekommendationer inför fältstudie av biokol som åtgärdsteknik , - vilket biokol är bäst? , Statens geotekniska institut, SGI, Linköping, 2020-07-09.

Foto på omslag: Anja Enell, SGI

Innehållsförteckning

Sammanfattning ... 3

1. Inledning ... 5

1.1 Bakgrund ... 5

1.2 Biokol-RE:Source ... 6

1.3 Syfte och Frågeställningar ... 7

1.4 Avgränsningar ... 7

2. Metod ... 7

3. Allmänt om markföroreningar ... 8

3.1 Metaller ... 8

3.2 PAH ... 8

4. Allmänt om biokol ... 9

4.1 Vad är biokol? ... 9

4.2 Fysikaliska och kemiska egenskaper ... 10

4.3 Användningsområden ... 10

4.4 Certifiering av biokol ... 12

5. Fastläggning av metaller ... 12

5.1 Egenskaper ... 12

5.2 Exempel fastläggning av bly ... 13

6. Fastläggning av organiska miljögifter ... 14

6.1 Egenskaper ... 14

6.2 Exempel fastläggning av PAH ... 14

7. Produktion av biokol ... 15

7.1 Råvarans påverkan på fastläggningsförmågan hos biokolet ... 15

7.2 Pyrolysförhållandets påverkan på biokolets kvalitet ... 16

8. Jordförbättrande egenskaper och vad händer i jorden ... 19

8.1 Biokol i kombination med kompost ... 19

9. Diskussion ... 20

9.1 Ett optimalt biokol för fastläggning? ... 20

9.2 Hur stor inblandning av biokol behövs? ... 20

9.3 Biokol i kombination med annan jordförbättring ... 21

9.4 Nyttan med biokol ur ett samhällsperspektiv ... 21

9.5 Eventuella negativa aspekter med biokol? ... 22

9.6 Felkällor ... 23

10. Slutsatser ... 23 Referenser ... 25

Sammanfattning

Biokol är en kolmassa som produceras under hållbara former, till exempel av biologiskt avfall, genom att det organiska materialet förbränns under syrefattiga förhållanden. Det kan användas som ett jordförbättrande material så att markens bördighet kan öka, men kan också fungera som ett fastläggningsmaterial för föroreningar. Inblandning av biokol i jord gör att jorden kan hålla kvar vatten och näringsämnen bättre. I en förorenad jord kan inblandning av biokol stabilisera föroreningarna så att risken för negativa effekter på människors hälsa och miljön minskar. Biokol kan även anses vara en kolsänka som lagrar kol från atmosfären i hundratals år framöver. Det har visat sig att en typ av biokol använ- des som jordförbättrande material redan för tusentals år sedan i Amazonas.

Under 2018 startade Statens geotekniska institut (SGI) ett forskningsprojekt med namnet Biokol - från organiskt avfall till resurs för nyttiggörande av jordavfall. Projektet syftar till att utveckla en behandlingsmetod för förorenad jord där biokol ska kunna stabilisera föroreningar som polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och tungmetaller i jord. Ge- nom att stabilisera föroreningarna på plats i den förorenade jorden undviker man bort- schaktning och onödig deponering. Förhoppningen är att den måttligt förorenade jorden ska kunna användas igen i framtiden med hjälp av biokol.

Denna rapport är resultatet av ett projektarbete utfört av Nikoline Gustafsson och Emma Nilsson, inom kursen Tillämpad Miljövetenskap (MVEN14) vid Lunds universitet (LU) med Håkan Wallander, (LU) som kursansvarig. Arbetet utfördes som en litteraturstudie på uppdrag av SGI med Anja Enell (SGI) som extern handledare. Denna rapport är en re- viderad och uppdaterad version av den litteraturstudie som Gustafsson och Nilsson redo- visade inom MVRN14 under VT 2019. Revidering och uppdatering är utförd av Anja Enell och rapporten har granskats av Dan Berggren Kleja (SGI).

Mål och syfte

Syftet med litteraturstudien var att undersöka vilka egenskaper ett biokol bör ha för att kunna stabilisera (fastlägga) och minska biotillgängligheten av PAH och metaller, så som koppar, bly och zink, i lätt och måttligt förorenade jordmassor. Vidare undersöktes hur biokolet bör vara producerat och av vilken typ av råmaterial för att erhålla de optimala egenskaperna. En mindre genomsökning av litteraturen gjordes också för att få en upp- fattning av hur stor inblandning av biokol till jorden som behövs för att uppnå effekt.

Rapporten innehåller också en kort diskussion av nyttan av biokol som behandlingsteknik för förorenad jord ur ett samhällsperspektiv och eventuella negativa effekter.

Resultat och slutsatser

Både temperaturen under pyrolysen och råvaran (val av organiskt avfall) har stor inver- kan på biokolets fysiska och kemiska egenskaper.

För en god fastläggning av PAH ska biokolet ha följande egenskaper

• stor specifik yta

• högt innehåll av mikroporer

• låg polaritet (lågt O/C; syre/kol-förhållande)

• många hydrofoba ytor

Dessa egenskaper erhålls främst vid pyrolys av biomassa vid en hög temperatur (mellan 600–900°C). Råvaran (det organiska avfallet) bör vara en biomassa med hög ligninhalt, t ex. trädgårdsavfall, skogsavfall, parkavfall som innehåller en stor andel vedartad bio- massa.

För en god fastläggning av tungmetaller bör biokolet ha

• stora specifika yta

• högt innehåll av mikroporer

• högt innehåll av funktionella grupper (högt O/C)

• hög askhalt (ger högt pH, hög katjonbyteskapacitet (CEC) och tillgång till karbo- nater och fosfater som kan bilda kemiska fällningar)

Dessa egenskaper erhålls vid pyrolys av biomassa vid lägre temperaturer (300-500°C) och av organiskt avfall som har en lägre halt lignin och större mineralinnehåll, vilket ger högre halt aska i slutprodukten. Lämpliga organiska avfall kan vara växtbaserade biomas- sor t ex. trädgårdsavfall med högt inslag av gröna blad och gräs, eller jordbruksavfall.

Förorenad jord i urbana miljöer innehåller ofta både organiska miljögifter och metaller på samma gång. Om en sådan jord ska behandlas kan eventuellt ett biokol, som producerats av en vedartad (ligninrik) biomassa med inslag av gröna blad, och hög pyrolystemperatur vara det mest lämpliga. Ett sådant biokol kan få en stor specifik yta och högt innehåll av mikroporer, och innehålla en viss halt aska, vilket är egenskaper som gynnar fastläggning av både metaller och PAH.

En tillsats på runt 2 viktsprocent biokol i jorden kan räcka för att få en stabiliserande ef- fekt på både tungmetaller och PAH. Fastläggning kan dock gynnas av en högre tillsats än så, men risk för negativa effekter på markekosystemet och växter kan eventuellt erhållas redan vid en 5 %-tillsats.

1. Inledning

1.1 Bakgrund

Idag finns det cirka 80 000 potentiellt förorenade områden i Sverige. Av dessa är det cirka 12 000 som befaras vara så pass förorenade att de utgör en stor risk för miljön och människors hälsa och är därför i behov sanering. Hittills har 25 000 förorenade områden riskklassats som riskområden i Sverige enligt Naturvårdsverket metod för inventering (MIFO). Av dessa har 1000 områden bedömts vara i riskklass 1 (mycket stor risk) och 7000 områden i riskklass 2 (stor risk) (Naturvårdsverket, 2018a). Detta betyder att det finns flera tusen områden som bedöms vara måttligt till lätt förorenade och ännu fler om- råden som ännu inte blivit riskklassade. För att sanering av ett område ska ske, behövs en fastställning av föroreningen samt att föroreningen ska utgöra en risk för människors hälsa och miljön (SGI, 2018a). Områden med låga koncentrationer av föroreningar be- handlas inte på grund av att det i dagsläget inte finns någon lämplig in-situ behandling som inte skulle bli oproportionerligt dyrt (Bamforth et al., 2005).

Det finns olika saneringsmetoder för förorenad mark. Vilken metod som används beror på typ av förorening, föroreningsmängd och de geologiska förhållandena på området. Den allra mest förekommande metoden är schaktning följt av deponering av den förorenade jordmassan (SGI, 2018b). Efter att schaktning genomförts behöver den schaktade jord- massan ersättas med rena jordmassor. Jord är en ändlig resurs med låg återbildningstakt, detta gör att schaktning och ersättning med nya jordmassor är mycket ineffektivt ur en re- surs- och kostnadssynpunkt (McBratney et al., 2014). I dagsläget saknas bra in-situ meto- der för rening av måttligt och lätt förorenad mark (Enell et al., 2018). Det är därför av stort intresse att finna behandlingsmetoder som utförs på plats på det förorenade området för att undvika schaktning, deponering och ersättning av nya jordmassor.

Avfallshierarkin som är en del av Avfallsdirektivet anger prioriteringsordning för hur av- fall ska hanteras. Första prioriteringen är att avfall ska förebyggas till följd av återanvänd- ning, materialåtervinning, annan återvinning (t.ex. energiåtervinning) och slutligen ska avfallet bortskaffas/deponeras om ingen av de föregående prioriteringarna kan uppfyllas (Avfallsförordningen (2011:927)).

I Sverige bildades totalt 28,2 miljoner ton avfall år 2014, vilket utgör cirka 2,9 ton per in- vånare. Avfall från byggbranschen stod för cirka 5 % av det totala avfallet vilket motsva- rade 8,9 miljoner ton. Av det avfall som uppkom från byggbranschen var jordmassor samt förorenade jordmassor en betydande andel på 5,1 miljoner ton, respektive 590 000 ton. Samma år uppkom 1,2 miljoner ton träavfall. Av det totala avfallet som bildades i Sverige deponerades 3,3 miljoner ton avfall (Naturvårdsverket, 2016). Det finns ett stort behov och intresse av att ta tillvara på och förhindra den stora mängd avfall som uppstår årligen.

Utveckling av en metod med biokol kan komma att både stabilisera föroreningarna i jor- den samt förbättra jordkvaliteten vilket gör att marken kan lämpas till fler användnings- områden. Rening av jord på plats kan också förhindra att avfall uppstår (Enell et al., 2018). Detta genom att både minska den stora mängd förorenade jordmassor som uppstår årligen och genom att producera biokol från redan befintligt avfall. Vid behandling av lätt och måttliga förorenade jordar med biokol kan marken på området eventuellt få ett större

värde efter behandlingen och den kan användas till fler användningsområden som t.ex.

parker eller bostadsområden (Enell et al., 2018). Detta eftersom markens kvalitet med av- seende på förmåga att producera växtlighet kan öka vid tillsats av biokol samtidigt som föroreningarnas biotillgänglighet minskar och därmed blir jorden mindre giftig. Biokol kan också ha andra användningsområden. Till exempel har biokol också potential att rena avloppslam från tungmetaller och det går även att producera biokol med slam (Lu et a., 2012

Ett stort intresse har väckts för biokol under den senaste tiden, mycket på grund av att biokolet kan ha en positiv effekt på klimatet då det kan fungera som en kolsänka som kapslar in kol från atmosfären i marken under tusentals år framöver, vilket minskar mäng- den koldioxid i atmosfären (Lehmann & Joseph., 2009). Att använda biokol som jordför- bättringsmaterial kan även bidrar positivt till klimatet på ett annat sätt; om biokolet ger marken en ökad bördighet kan mer kol bindas i växterna som odlas.

Produktionen av biokol bidrar också till att avfall som tidigare endast använts till energiå- tervinning kan användas till materialåtervinning, det vill säga en prioriteringsordning upp i avfallshierarkin. jorden (Avfall Sverige, 2018).

1.2 Biokol-RE:Source

Statens geotekniska institut (SGI) startade 2018 ett forskningsprojekt som ska fortskrida fram tills 2020. Deltagare i projektet är SGI, Sveriges lantbruksuniversitet, (SLU), Örebro Universitet (ORU), Kungliga Tekniska högskolan (KTH) och Nordvästra Skånes Ren- hållnings AB (NSR). Målet med forskningsprojektet är utveckla en behandlingsmetod med biokol som kan stabilisera föroreningar i jord samt förbättra jordens kvalitet. Målet är också att med hjälp av behandlingsmetoden minska uppkomsten av avfall samt att minska miljöriskerna vid förorenad mark (Enell et al., 2018).

I dagsläget tillämpas sällan in-situ metoder för rening av jord. Istället schaktas och depo- neras stora mängder jordmassor. I många fall måste den bortschaktade jorden också ersät- tas med rena massor till ytterligare miljö- och samhällsekonomiska kostnader. Jord är en värdefull och begränsad resurs med mycket låg återbildningstakt som måste hanteras på ett hållbart sätt.

Biokol har potential att leverera flera hållbara lösningar till samhället, till exempel genom att öka jordens bördighet, bidra till förnybar energi, kol-lagring och minska tillgänglig- heten av föroreningar i jordmassor på plats, utan att jordmassan behöver schaktas och de- poneras (Lehmann., 2007).

I projektet har både laboratorie- och fältstudier ingått. Biokol producerat på olika typer av avfall, så som kornskal, träflis, trä från stormskador och beskärning, trädgårdsavfall, trä- flis blandat med lera och kornskal blandat med elefantgräs ingick i de laborativa studierna (Enell et al., 2019; Norberg, 2019) som tillsammans med den här presenterade litteratur- studien syftade till att välja ut ett lämpligt biokol att testa i projektets fältförsök. Målet med fältstudien har varit att öka förståelsen av effekten av biokolsinblandning i olika ty- per av jord med avseende på minskad biotillgänglighet, utlakning och toxicitet av oöns- kade ämnen, samt effekter på ekologiska nyckelparametrar” (Enell et al., 2018).

Fokus i litteraturstudien har varit främst på polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och tungmetaller som existerar som positivt laddade joner (katjoner), t ex. koppar (Cu), bly (Pb) och zink (Zn).

1.3 Syfte och Frågeställningar

Denna litteraturstudie är ett uppdrag från SGI. Syftet med litteraturstudien har varit att undersöka och förstå vilka egenskaper ett biokol ska ha för att på ett optimalt sätt stabili- sera och minska biotillgängligheten av PAH och metaller, så som Cu, Pb och Zn, i lätt och måttligt förorenade jordmassor.

Följande frågeställningar har studerats:

• Vilka egenskaper är önskvärda hos biokol som ska fastlägga PAH respektive me- taller?

• Hur ska biokol vara producerat och av vilken typ av råmaterial för att erhålla op- timala egenskaper?

• Hur stor inblandning biokol i jorden är lämplig för att ge effekt?

1.4 Avgränsningar

Fokus i denna litteraturstudie har varit på PAH framför andra organiska miljögifter.

Denna grupp har valts ut på grund av att PAH är vanligt förekommande i stadsjordar och i jordmassor på förorenade områden. De är därmed en viktig grupp organiska miljögifter att riskbedöma och hitta åtgärderstekniker för. Litteraturstudien nämner också de vanlig- aste tungmetallerna. Mindre fokus har lagts på tungmetaller då det parallellt med denna studie utfördes ett examensarbete inom forskningsprojekt med fokus på tungmetaller (Norberg, 2019).

2. Metod

Litteratursökningar har genomförts på databaserna Web of Science, Sciencedirect, Google Scholar, LUBsearch och Google. Olika kombinationer av sökorden biochar, bio- kol, PAH, metaller, metals, sorption, mechanism, remediation, feedstock och biomassa användes vid sökningarna. Det har funnits ett mycket stort informationsunderlag att un- dersöka. Majoriteten av de artiklar som använts är gjorda runt 2010 och framåt. Vid urval lästes titel och abstract igenom för att undersöka om artikeln uppfyller sökkriterierna. Ar- tiklar från 2000 och framåt har främst används, vid behov har även äldre artiklar använts.

Artiklar som ansetts användbara har också tagits emot av forskningsgruppen.

3. Allmänt om markföroreningar

3.1 Metaller

Spridning av tungmetaller till miljön är ett globalt problem (Kushwaha et al., 2014) och orsaken främst antropogena aktiviteter (Puga et al., 2015). Gruvbrytning, industriella pro- cesser och förbränning är några av de källor som bidrar mest till kontaminering av metal- ler (Naturvårdsverket, 2018b). Jord är det medium som är mest utsatt för kontaminering av metaller (Kushwaha et al., 2014). Metaller i jord kan också härstamma från tidigare användning av pesticider samt slamspridning på åkrar. På grund av att metaller inte är nedbrytningsbara kan de finnas kvar i jord under mycket lång tid (Walker et al., 2012).

Mobiliteten av metaller som existerar i jorden som katjoner (positivt laddade joner) beror på lerhalten, andelen organiskt material och pH-halten i jorden. Ju högre dessa faktorer är, desto mer bundna är metallerna till jorden (det vill säga deras löslighet minskar). Ex- empel på katjoniska tungmetaller är koppar (Cu), bly (Pb), nickel (Ni), kadmium (Cd), zink (Zn). Vid en minskning av pH-halten i marken blir dessa metaller generellt mer lös- liga och därmed mer biotillgängliga i marken (Walker et al., 2012).

Tungmetaller i höga koncentrationer har påvisats ha negativa effekter på de allra flesta organismer. De har också visats påverka tillväxten samt den genetiska variationen hos växter. I en studie testades effekten av Cd i jord. Resultatet visade att bioaktiviteten, rik- ligheten och den mikrobiella mångfalden minskade vid ökad halt av metallen (Xie et al., 2016). Metallerna påverkar tillväxten, morfologin och metabolismen hos markorgan- ismer. Detta sker genom funktionella störningar och proteindenatuering eller genom för- störelse av cellmembranet (Leita et al., 1995). Minskning av den mikrobiella mångfalden kan påverka näringsupptag för växterna mycket negativt (Giller et al., 1998).

3.2 PAH

PAH är kolväten som är uppbyggda av två eller fler kondenserade aromatiska ringar. Att de aromatiska ringarna är kondenserade betyder att ringarna har en sida gemensam. PAH bildas vid ofullständig förbränning av organiskt material eller kolväten, vid bland annat olika industriella processer, förbränningsmotorer och från cigarettrök (Kemikalieinspekt- ionen, 2016). Vid ofullständig förbränning bildas PAH både i gasform och partikelform, beroende på ämnets flyktighet (Vardar et al., 2004).

På grund av de höga persistenta egenskaperna hos PAH bundna till luftburna partiklarna, kan dessa färdas mycket långt och länge i miljön och till sist hamna i mark och jord (Ke- mikalieinspektionen, 2016). PAH har därför återfunnits i miljöer långt ifrån städer och in- dustrier som i tropikerna och i polarområdena (Kuppusamy et al., 2017). 90 % av alla PAH som finns tillgänglig i miljön är bunden till jord (Wild and Jones., 1995).

Det finns flera hundra olika varianter av PAH tillgängliga i miljön. Av dessa är det 16 stycken PAH som finns med på US EPA:s (United States Environmental Protection Agency) lista över prioriterade ämnen (US EPA, 2003). Många PAH har klassats som cancerogena samt att ha mutagena effekter (Samanta et al., 2002). På grund av den plana

strukturen hos PAH-molekyler kan den påverka DNA i cellkärnan och på så sätt påverka arvsmassan. Många organismer kan bryta ned PAH-molekyler. De metaboliter som bildas vid nedbrytning är dock i många fall ännu mer toxiska än ursprungsmolekylen.

Förutom negativa hälsoeffekter på människan, kan denna ämnesgrupp även orsaka flera negativa miljöeffekter genom både akut och kronisk toxicitet på terrestra och akvatiska system. PAH är persistenta, fettlösliga och i många fall bioackumulerande, vilket betyder att de finns tillgängliga i miljön under mycket lång tid samt ansamlas i organismer (Ke- mikalieinspektionen, 2016c).

4. Allmänt om biokol

4.1 Vad är biokol?

Biokol (Figur 4.1) är en kolsubstans som producerats hållbart av diverse organiska avfall under kontrollerade förhållanden med hjälp av pyrolys (Biochar international, 2018). Bio- kolet består av ett poröst material med laddade ytor som innehåller så kallade funktionella grupper. Dessa egenskaper bidrar till att kolet har en hög fastläggningsförmåga av orga- niska och oorganiska substanser i jord (Bielská et al., 2018). Biokolets fysikaliska egen- skaper kan även gynna tillväxten hos växter genom att bibehålla vatten och näringsämnen i jorden (Biochar international, 2018).

På grund av de sorberande egenskaperna kan biokol fastlägga tungmetaller, pesticider, herbicider och andra organiska föroreningar. Dessa egenskaper gör att biokol har för- mågan att stabilisera föroreningar och göra den mindre tillgängliga för biologiska proces- ser och spridning genom att deras löslighet i markvattnet minskar. Biokolsbehandling av förorenad jord kan leda till minskad mängd avfall genom att kontaminerade jordmassor kan behandlas och återanvändas istället för att deponeras (Biochar international, 2018).

Figur 4.1 Biokol baserat på trädgårdsavfall från biokolsanläggningen i Högdalen (Enell et al., 2018).

4.2 Fysikaliska och kemiska egenskaper

Biokolets egenskaper karaktäriseras av högt kolinnehåll (65–90 %), hög porositet, stor yt- area och resistens mot nedbrytning (Brassard et al., 2016; Lehmann & Stephen., 2009;

Mimmo et al., 2014; Qambrani et al., 2017). Biokol är uppbyggt av kol och mineraler med olika porstorlekar vilket gör att beståndsdelarna formar sig enligt en skelettstruktur.

Mer ingående består biokol av labilt och stabilt kol, fosfor (P), kväve (N), svavel (S), syre (O), flyktiga ämnen, aska och fukt (Qambrani et al., 2017; Brown., 2009; Fuchs et al., 2014). Askan består av mineraler från det organiska materialet som inte förbränns under pyrolysen (Hassby., 2014). Innehållet av de aromatiska kolvätena och den aromatiska strukturen gör biokol mycket motståndskraftig mot mikrobiell nedbrytning (Mimmo et al, 2014; Qambrani et al., 2017).

Biokol kan produceras av olika typer av biomassa. Biomassan består huvudsakligen av cellulosa, lignin och hemicellulosa samt en mindre mängd oorganiska och andra orga- niska substanser (Brown., 2009; Brownsort., 2009). Den relativa sammansättningen av lignin, hemicellulosa och cellulosa i biomassan påverkar strukturen hos slutprodukten (Brown., 2009). Råmaterial som härstammar från trä- eller växtbiomassor är ligninrika och bidrar därför med hög kolhalt till biokolet. Material med hög ligninhalt bidrar med ett högt kolutbyte, det vill säga hög andel kol i slutprodukten, och även mobila material, ef- tersom lignin sönderdelas mycket långsammare än cellulosa under pyrolysen (Lehmann

& Joseph., 2009). Biokol som däremot är producerat av t.ex. avloppsslam bidrar till att biokolet får en högre halt av näringsämnen. Detta på grund av att slam innehåller höga halter av fosfor och kväve (Bruun et al., 2011). Slam som råvara har ej varit relevant i denna studie på grund av att det ofta kan innehålla förhöjda halter av tungmetaller.

Hur effektiv fastläggningsförmågan är hos ett biokol, är beroende av ytarean, porstorle- ken, kolinnehållet, alkaliteten, elementsammansättning och katjonbyteskapaciteten (Nanda et al., 2016; Qambrani et al., 2017).

Biokol är vanligen basiska (har ett högt pH-värde) och kan innehålla en relativt hög andel aska (som är basisk). Detta gör att en tillsats av biokol kan bidra till en ökning i pH-vär- det i framförallt sura jordmassor (Chen et al., 2014; Biederman & Harpole., 2013;

Brassard et al., 2016; de la Rosa et al., 2018). Egenskapen av att kunna höja pH i jordar kan med tiden försämras på grund av att den basiska ytan på biokolet kan komma att minska/försvinna beroende på hur fort askan i biokolet vittrar med tiden (de la Rosa et al., 2018).

4.3 Användningsområden

4.3.1 Historia

I Sverige på 1700- och 1800-talet tog kolets positiva egenskaper tillvara på inom jordbru- ket genom att anlägga svedjebruk. Tekniken gick ut på att fälla träd och buskar på marken där odlingen var planerad, sedan när marken var torkad, tändes det på med eld för att låta det brinna upp till aska. Askan och kolet som blev kvar efter den brända biomassan fun- gerade som odlingsmedium och tillför inte bara näringsämnen utan motverkar även ut- torkning och urlakning av näringsämnen i jorden vilket gynnar odlingen (Nationalencyk- lopedin, 2019a).

Svedjebruksmetoden används än idag av urbefolkning i Amazonas på näringsfattiga jor- dar (Nationalencyklopedin, 2019a). I Amazonas finns ett område stort som Storbritannien där jorden utgörs av svartjord, även kallat terra preta (Jansson., 2009). Markprover i Amazonas har visat att redan för 7000 år sedan adderades det träkol på ett icke naturligt sätt till jorden, vilket har gett upphov till den så kallade svartjorden som breder ut sig i Amazonas. Svartjorden är mycket bördig och binder både vatten och näring effektivt, vil- ket gynnade den växande urbefolkningen i Amazonas då större skörd efterfrågades (Jans- son., 2009). Svedjebruksmetoden är den första indikationen på att biokol kan användas för att på ett positivt sätt ändra markförhållandena. Svedjebruksmetoden är idag dock kri- tiserad på grund av den negativa påverkan på ekosystemen eldningen ger upphov till.

Andra negativa effekter kan även vara erosion och ökenbildning på platsen. Detta sker främst på platser med liten odlingsyta och stor befolkningsmängd (Nationalencyklopedin, 2019).

4.3.2 Nuläget

Biokol bidrar till en förbättrad kvalité av måttligt förorenade jordar genom att biokol bin- der miljögifterna och ökar jordmassans bördighet (Lehman & Joseph., 2009). Inblandning av biokol i förorenade jordmassor kan öka kvalitén på jorden vilket betyder att förorenade jordmassor inte längre kommer behöva deponeras utan kan med hjälp av rening med bio- kol användas till något som gör nytta, mängden deponerat avfall som annars den förore- nade jordmassorna skulle ge upphov till minskar. Förorenade jordmassor kan även be- handlas på platsen och behöver inte grävas upp och fraktas bort för att renas. Porositeten i biokolet bidrar till att hålla kvar näringsämnen, vatten och luft i jorden vilket skapar bättre förutsättningar för växterna (Lehman & Joseph., 2009).

Biokol är på frammarsch i Sverige och används inom olika områden i samhället. Det främsta användningsområdet för biokol är som jordförbättringsmaterial i jordbruk, re- ning/filtrering av måttligt förorenade jordmassor och förorenat vatten (Biokol Sverige, 2019). I Stockholm har biokol används vid anläggning av nya växtbäddar och i skelettjor- dar, där biokolet fungerar bland annat som ett renande lager för dagvatten (Växtbäddar i Stockholms stad, 2017). Biokol blandas in med makadam eller adderas till växtjorden som sedan blandas in i makadamlagret i växtbäddar (Sweco, 2017). I skelettjordar har biokol tillsammans med växtjord spolats ner i hålrummen i skelettjorden (Sweco, 2017).

Stockholm Solution är ett projekt som startade när det upptäcktes att träden i Stockholm började må allt sämre (Citylab, 2016). Anledningen till detta var att jorden under träden vad för hårt packade, speciellt i innerstaden. Projektet gick därför ut på att plantera om träden i staden för att göra växtbäddarna mer porösa så att vatten och näringsämnen kunde nå djupare ner i jorden (Citylab, 2016). Ett lager biokol tillsattes även för att öka jordens fertilitet samt för att fungera som en långvarig kolsänka (IKT, 2014). Det resulte- rade i ett lyckat projekt. År 2016 invigdes Högdalens biokolsanläggning i Stockholm. Där kan stockholmare bidra till biokolsproduktionen genom att själva donera sitt trädgårdsav- fall till anläggningen (Öppen fjärrvärme, 2017). Biokolet som produceras är tänkt att an- vändas som näring till Stockholms trädplanteringar och överskottsenergin från produkt- ionen kommer kopplas till Fortums fjärrvärmenät, vilket kommer används till uppvärm- ning av hushåll i Stockholmsområdet (Öppen fjärrvärme, 2017).

Biokol som används som behandlingsmetod av förorenade jordmassor bidrar till att minska biotillgängligheten av organiska och oorganiska föroreningar (Bielská et al.,

2018). En studie har påvisat ökad mikrobiell biomassa hos jordmassa som behandlats med biokol och även ökad tillväxt hos växter (Wardle et al., 1998).

Innehållet av kväve i biokol är väldigt lågt och kväve kommer därför inte kunna återföras till jordmassor via biokol (Aller, 2016). Däremot kan nästan all fosfor som finns i bio- massan bibehållas i biokolen efter pyrolysen. Jämfört med andra gödslingsmedel är fos- forn i biokol mindre rörligt på grund av biokolets sorptionskapacitet (Dai et al., 2016).

Även om biokol anses bidra med mindre fosforåterföring än andra gödslingsmetoder, kan det anses vara en teknik för att återföra näring till jordbruksmarker på ett hållbart sätt (Dai et al., 2016).

4.4 Certifiering av biokol

European Biochar Foundation är en volontärorganisation som har skapat riktlinjer för en hållbar produktion av biokol och därmed även en certifiering, “European Biochar certifi- cate” (EBC). Certifieringen ämnar till att kunder och producenter av biokol ska kunna försäkra sig om att produkten uppfyller de kvalitetskrav som ställs. Riktlinjerna är också till för att förhindra missförhållanden och felanvändning kring produktion och använd- ningen av biokol, t.ex. skövling av ursprungsskog för produktion av biokol (EBC, 2012).

Hur EBC fastställer kvaliteten på biokol genom olika mätningar beskrivs under sektion 8 i rapporten.

5. Fastläggning av metaller

5.1 Egenskaper

Biokol har visat sig ha stor affinitet för tungmetaller (Mohan et al., 2007; Cao et al., 2009; Park et al., 2011). Fastläggning av tungmetaller med hjälp av biokol sker genom i huvudsak tre olika mekanismer, som alla är beroende av pH (Zama m.fl., 2018):

• katjonbyte genom elektrostatisk attraktion,

• utfällning,

• komplexbildning med funktionella grupper på biokolets yta

Biokolets porstorleksfördelning, ytarea, funktionella grupper och innehåll av aska har stor påverkan på förmågan att fungera som adsorbent (Zhang et al., 2013; Bagreev et al., 2011; Ahmedna et al., 2004), men vad som har störst påverkan beror på vilket ämne (vil- ken metall eller halvmetall) som ska adsorberas (Li et al., 2017).

Biokol har en komplex ytkemi och en heterogen kemisk sammansättning som kan bero både på typ av råmaterial det produceras från och pyrolysförhållandet. Det kan därför få både sura, positivt laddade ytor (som i huvudsak består av karboxyl- och hydroxylgrup- per) och basiska, negativt laddade ytor. De negativt laddade ytorna utgörs av 1) funktion- ellgrupper, som är negativt laddade genom att de innehåller syre (O) eller kväve (N); 2) ytor med C−π-elektroner och 3) mineraler som innehåller t ex. CaO, MgO och CaCO3

(Zama et al. 2018).

Tungmetaller som t.ex. Cu, Pb, Zn är katjoner, det vill säga positivt laddade och kan där- för immobiliseras med hjälp av biokol genom att de fastläggs eller associerar till bio- kolets negativt laddade ytor. (Qambrani et al., 2017; Zama 2018, Zang 2013).

Metaller (och halvmetaller) som vanligen existerar som anjoner i marken (det vill säga är negativt laddade), så som arsenik (As), krom (Cr), antimon (Sb) och molybden (Mo) kan inte fastläggas till biokolets negativt laddade ytor. Flera studier av mobilitet av As i mark/jord med tillsats av biokol har visat att utlakningen och rörligheten av As ökar med tillsats av biokol (Zama et al., 2018, och referenser däri).

5.1.1 Katjonbyteskapacitet (CEC)

Metaller som existerar som positivt laddade joner i marken (tex Cu, Pb, Zn) kan sorberas i biokol genom katjonutbyte. Detta sker genom att andra katjoner som t ex. Ca2+ och Mg2+ byts ut mot metalljoner (Lu et al., 2012).

En ökad ytarea kan ge en ökad CEC. Enligt studier genomförda på olika biokol produce- rat av majs, tall, jungfruhirs (Panicum virgatum) och matavfall kunde ett samband mellan katjonbyteskapaciteten (CEC) och den specifika ytarean påvisas (Oleszczuk et al., 2013).

5.1.2 Kemisk utfällning

Minrealkomponenter som t ex fosfater och karbonater är mycket viktiga komponenter vid fastläggning, på grund av att de kan fälla ut tungmetaller och därmed minska biotillgäng- ligheten (Cao et al., 2009).

5.1.3 Komplexbildning till funktionella grupper

Sorption av katjoner så som t ex. blyjoner till biokol kan även ske genom komplexbild- ning med de funktionella grupperna på biokolet och genom komplexbildning inne i bio- kolets porer med fria hydroxyl-joner (Lu et al., 2012). Funktionella grupper så som kar- boxyl-, amino- och hydroxylgrupper är därmed viktiga komponenter vid fastläggning av metaller (Li et al., 2017). Karboxyl- och hydroxylgrupper som finns i biokolet kan agera som protondonatorer. De depronoterade karboxyl- och hydroxylgrupperna kan därför binda de positivt laddade metallerna som t ex. Cu²⁺, Pb²⁺ och Zn²⁺.

Ett högt pH i biokol är kopplat till ett ökat antal negativt laddade funktionella grupper (Yuan et al., 2011; Zhang et al., 2015).

5.2 Exempel fastläggning av bly

Fastläggning av Pb till biokol har studerats i många försök med goda resultat (Zama et al., 2018). I en studie utförd av Lu et al. (2012) undersöktes mekanismen för fastläggning av blyjoner (Pb2+) vid ett pH-intervall mellan 2 - 5. Resultatet visade att fastläggningen främst involverade kolets funktionella grupper som organiska hydroxyl- och karboxyl- grupper, vilka stod för 38 - 42 % av fastläggningen. Kemisk utfällning eller komplexbild- ning stod för 58 - 62 % av fastläggningen. Resultatet visade att fastläggning av Pb var gynnsamt av ökad pH-halt, då mest Pb fastlades vid pH 5.

6. Fastläggning av organiska miljögifter

6.1 Egenskaper

Biokol är uppbyggt av grafit-liknande aromatiska kolskelett vilket bidrar till att biokol kan sorbera organiska föroreningar och immobilisera dem (Zhu et al., 2005; Chen et al., 2008a och 2008b). Opolära hydrofoba organiska miljögifter som PAH fastläggs gärna till alla former av organiskt kol men fastläggningen ökar ju mer aromatisk struktur kolet har, det vill säga ju mer hydrofobt kolet är.

Biokol med låg polaritet (lågt O/C-förhållanden) är mer aromatiskt och fastlägger därför PAH bättre än biokol med hög polaritet (Oleszczuk et al., 2014). På grund av sin opolära struktur är inte heller fastläggningen av PAH särskilt pH-beroende, eller beroende av katjonbyteskapaciteten så som metallerna är. Istället blir yt-arean, porositeten, innehållet av kol och kolets aromaticiet (låg poläritet) viktiga parametrar för fastläggningen.

6.2 Exempel fastläggning av PAH

I en studie gjord av Khan et al. (2015) undersöktes fastläggningsförmågan hos biokol gjort på slam, strån från sojabönor, risstrån och jordnötsskal. Biokolet gjort på jordnöts- skal fastlade PAH allra bäst. Detta biokol hade den största ytarean (4,71 m2/g), minst po- laritet (O/C ratio = 0,19) och näst högst kolinnehåll på 52,5 %. Detta biokol hade även den minsta pordimensionen (3,82 nm), vilket enligt författarna kan bidra till att minska biotillgängligheten av PAH. Det biokol som fastlade PAH sämst hade en porstorlek på 10,31 nm, vilket var den största porstorleken av alla testade biokol. Orsaken till den mins- kade biotillgängligheten ansåg författarna beror på att porer i regionen 2-50 nm kan främja vätske-fastfas adsorption.

Biokolet gjort på jordnötsskal innehöll de lägsta halterna av PAH ursprungligen och en- ligt författarna kan detta innebära att det finns mer “fri” porvolym för fastläggning av PAH i biokolet än i den kontaminerade jorden. Jorden som var tillsatt biokolet hade också ett lägre DOC-innehåll än kontrolljorden som inte var kontaminerad. Detta kan innebära att den goda fastläggningsförmågan hos biokolet gör att biotillgängligheten av organiskt material också blir mindre (Khan et al., 2015). Reduktionen av PAH-bioackumulering var lägre för PAH-molekylerna med minst molekylvikt jämfört med PAH-molekylerna med högre molekylvikt. Tyngre PAH-molekyler har en starkare fastläggning till jord och kol- haltiga material eftersom deras hydrofobicitet och fettlöslighet ökar med ökad storlek (Khan et al., 2015).

7. Produktion av biokol

Biokol produceras genom att biomassa upphettas genom pyrolys under syrefria eller syre- fattiga förhållanden. För att produktionen av biokolet ska anses vara hållbart bör biomas- san som förbränns klassas som avfall. Biokol som produceras på olika sätt kan ha vitt skilda egenskaper. Flera faktorer, så som t.ex. råmaterial, förhållanden under pyrolysen och graden av förkolningen påverkar vilka egenskaper biokolet får (Mukherjee & Lal., 2013).

7.1 Råvarans påverkan på fastläggningsförmågan hos biokolet

Biomassa innehåller lignin, cellulosa och hemicellulosa och det är dessa beståndsdelar som är källan till biokolets sammansättning. Tillgången och proportionerna av dessa äm- nen påverkar innehållet i slutprodukten (Yavari et al., 2015).

Biokol framställt av trä har lägre halt aska än växtbaserat biokol (Mukome et al., 2013;

Yavari et al., 2015; Jindo et al., 2014), eftersom det innehåller mer lignin (Yavari et al., 2015). Biokol framställt av trä kan också ge upphov till lägre pH-ökning när det blandas med jord (Mukome et al., 2013), vilket kan bero på att pH ökar med ökad halt aska (Wu m.fl., 2016). Däremot har biokol med mycket lignin, generellt en hög ytarea samt en mycket porös struktur vilket leder till större möjlighet att fastlägga ämnen (Yavari m.fl., 2015).

Även mineralinnehållet i ursprungsmaterialet påverkar biokolet. En hög mineralhalt ger generellt en hög halt aska i slutprodukten (Yavari m.fl., 2015). Biokols pH beror till stor del av halten aska (Salam m.fl., 2018; Qian m.fl., 2016). I en studie av Qian m.fl. (2016) skiljde det flera pH-enheter mellan biokol med och utan den aska som bildades vid pyro- lysen, där ett innehåll av aska gav upphov till ett betydligt högre pH.

7.1.1 Metaller

Salam et al. 2018 föreslår att biokol producerat av rishalm under temperaturen 550 °C förbättrar markförhållanden. Biokol med en hög askhalt kan bidra till ökat pH-värde i jor- den vilket leder till ökad negativ ytladdning och ökad katjonbyteskapacitet i jorden. Ett biokol med högt pH kan därför stabilisera tungmetaller i jord och leda till en minskad mobilitet hos metaller som existerar som katjoner så som Cu och Pb (Salam et al., 2018).

Biokol producerat under högre temperaturer kan innehålla mer aska eftersom halten mi- neraler och organiska förbränningsrester ökar (Cao & Harris, 2010), vilket ökar pH-vär- det i biokolet. Biokol som förbränts vid en hög temperatur består även av en högre pro- cent kol, vilket också leder till lägre andel syre och väte i biokolet, det kommer i sin tur minskar biokolets polära karaktär (Novak et al., 2009).

Biokol producerat av halm innehåller generellt en högre andel aska om man jämför med träbaserat biokol enligt en studie av Kloss et al. (2012). Råmaterial av vetestrån med mycket cellulosa har visat sig ha bättre fastläggningsförmåga för Ni2+ jämfört med rå- material med mindre cellulosa (Shen et al., 2017).

7.1.2 PAH

Det har visat sig vara gynnsamt att använda sig av träbaserat biokol för att absorbera PAH, och att produktionen av biokolet bör ske vid höga temperaturer (mellan 500 - 800

°C) för att uppnå ett optimalt resultat. Biokol som produceras av trämaterial under dessa förhållanden få ett hydrofobiskt ytskikt, till vilket PAH gärna fäster sig och fördelar ut sig på (Keiluweit et al. 2012). Det finns även teorier gällande förbättring av kvalitén på bio- kol. Till exempel menar Sun et al. (2014) att en avgasning av biokolet skulle kunna minska överskottet av mineraler, vilket skulle leda till fler hydrofoba ytor inuti biokolets porer som kan binda PAH.

7.2 Pyrolysförhållandets påverkan på biokolets kvalitet

7.2.1 Allmänt om förbränning av biomassa

Hemicellulosa, cellulosa och ligning bryts ner under olika temperaturer och hastigheter under pyrolysen. Hemicellulosa bryts ner vid lägst temperatur (220 - 315 °C) och cellu- losa börjar brytas ned mellan 315 - 400 °C. Ligning bryts ner under en längre och stabi- lare period då den redan vid 160 °C börjar brytas ned och fortsätter fram till 900 °C (Leh- mann & Joseph., 2009). Ju högre halt ligning biomassan innehåller från början desto mer kol innehåller biokolet (Wang et al., 2016). Mineralerna som finns i biomassan bryts inte ner utan blir till aska under pyrolysen (Brownsort., 2009).

Träbaserat biokol har ett högre kolinnehåll jämfört med gräsbaserat biokol, på grund av trämaterialets höga ligninhalt och trä har lägre innehåll av obrännbara komponenter (Wang et al., 2016).

Biokolets sammansättning av kol (C), kväve (N), väte (H) och syre (O) beror därför på råvaran, men påverkas också i hög grad av pyrolys-temperaturen. Biokol som produceras vid höga temperaturer (600 – 900 °C får högt innehåll av C, i storleksordningen 80 - 90 % (Kupryianchyk et al 2016) och lågt O-, H- och N-innehåll, medan biokol som produceras vid låga temperaturer (runt 500°C eller lägre) får låga C-innehåll, i storleksordningen 20 - 40 % (Kupryianchyk et al 2016). Detta kan illustreras med så kallade van Krevelen-dia- gram där förhållandet mellan H/C plottas mot O/C (eller (O+N)/C), se exempel i Figur 7.1.

Ökningen av kol-innehållet med ökad temperatur beror på förluster av O- och N-innehål- lande funktionella grupper som försvinner under processen genom dehydratisering och dekarboxylering (Figur 7.1), vilket gör att ytorna på ett biokol som förbränts vid en hög temperatur blir mindre hydrofila. Biokolet blir därmed mer ”aromatiskt”, vilket gynnar fastläggning av opolära hydrofoba organiska ämnen så som PAH.

Antalet N- och O-heterocykler på/i biokolet ger upphov till negativt laddade ytor på bio- kolet till vilka positivt laddade näringsämnen och metaller som är i katjonform (Pb²⁺

Cu²⁺, Zn²⁺ m.fl.) kan binda.

Figur 7.1 Exempel på van Krevelen-diagram. Temperaturserier för två olika råvaror; 1) ligninrik- (Keiluweit et al. 2012) och 2) cellulosa-rik biomassa (Bruun et al., 2011), samt undersökta biokol i Biokol-RE:source: Träflis: 2A (500C), 2B (600C), BC-fältstudie (750C), Kornskal, 3A (600C), Park- (1B, 650C)- och trädgårdsavfall (1A, 700C). Pilar visar riktningen på hur data-punkter förskjuts i dia- grammet vid ökad dehydratisering och dekarboxylering. Färgade områden indikerar förbrännings- områden för hemicelluslosa, cellulosa och lignin för temperaturserien hämtad från Bruun et al., (2011).

7.2.2 Pyrolyshastighet

Det finns två typer av pyrolysmetoder för produktion av biokol, snabb och långsam pyro- lys. Båda resulterar i att biokol bildas, dock med olika fysikaliska och kemiska egen- skaper, vilket kommer att bidra till olika effekter när biokolet blandas in i jordmassor (Brewer et al., 2009; Brown., 2009).

Snabb pyrolys sker under några millisekunder vid cirka 400-600 °C (Bridgwater et al., 2007; Laird et al., 2010). Processen kräver torkat organiskt material för att kunna bryta ned det till mindre partiklar för snabb värmeöverföring (Bech et al., 2009; Bridgwater et al., 1999). Snabb pyrolys som sker vid låga temperaturer och biomassa med stora partik- lar riskerar att bli ofullständigt pyrolyserade. Detta kan leda till att kolet i biokolet inte blir stabilt över tid utan kan brytas ned av jordens mikroorganismer (Bruun et al., 2011).

Långsam pyrolys sker under flera minuter till timmar under syrefria förhållanden (Mohan et al., 2006). När förkolningen pågår under en längre tid resulterar detta i ett mer fullstän- dig pyrolyserat biokol med mindre flyktigt kol (Lehmann & Joseph., 2009).

7.2.3 Temperatur

Högre temperatur under pyrolysen medför en högre grad av förkolning, vilket även leder till större förlust av vatten och funktionella grupper och ger biokolet en mer aromatisk struktur (Wang et al., 2016).

Sambandet mellan förbränningstemperaturen och biokolets porstorlek och volym är mycket komplex. Det har visat sig att ytarean ökar vid ökad temperatur under pyrolysen (Mukherjee & Lal., 2013; Brewer et al., 2011) och kan öka med ökad uppehållstid under pyrolysen (Brewer et al. 2011), men om maxtemperaturen blir för hög under pyrolysen, minskar ytarean istället för att öka.

I en studie av Mukherjee & Lal., 2013 (och referenser däri) visade det sig att den opti- mala max-temperaturen för en optimal ytarea var mellan 650–850 °C. Biokol som var producerade under lägre max-temperaturer hade lägre ytarea medan biokol som produce- ras i temperaturer högre än 1000 °C också fick en lägre ytarea än biokolen som produce- rats mellan 650-850 °C. Att ytarean kan bli lägre om pyrolysen får fortgå till höga tempe- raturer beror på att mikropor-strukturen i biokolet kan kollapsa (Lua & Guo., 1998).

Andelen aska i biokol kan också vara en orsak till olika ytareor. Vid pyrolys under låga temperaturer kan aska täppa igen porerna i biokolet vilket resulterar i en mindre ytarea (Pulido-Novicio et al., 2001). Aska blir flyktigt vid temperaturer mellan 650–750 °C vil- ket gör att fler porer blir tillgängliga. Denna teori stärks också av till exempel Uchimiya et al (2011), som studerade pyrolys-temperaturen hos biokol, producerat av bland annat trä och gräs, och som visade att innehållet av aska i biokolen var som högst vid pyrolys under 600 °C och att ytarean på biokolet kan öka vid temperaturer högre än 500 °C.

Mukherjee & Lal, 2013, redogör också för att biokol producerat under låga temperaturer innehåller större andel flyktiga ämnen, som kan blockera porerna och reducera ytarean.

De menar att vid temperaturer över 650 °C frigörs de flyktiga ämnena och ytarean blir därför större. Wang et al., (2016) har också visat att biokol som pyrolyserades under höga temperaturer, med en lågproduktionshastighet, innehåller mer kol, mindre mängd kväve, syre och väte, högre andel icke-flyktiga ämnen och större ytarea.

Vidare förändras råmaterialet inte lika mycket vid pyrolys under låga temperaturer vilket leder till mindre ytarea (Chen., 2008a). Partikelstorleken hos råmaterialet spelar också roll under pyrolysen och för värmeöverföringshastigheten, eftersom stora partiklar bidrar till mer biokol i slutprodukten (Brownsort., 2009).

Sammanfattningsvis kan sägas att en ökad temperatur vid pyrolysen ökar ytarean, porvo- lymen, aromaciteten och den termiska stabiliteten hos biokol (Kupryianchyk et al., 2016), men att en för hög temperatur (>1000 °C) kan göra att ytarean minskar då mikroporerna i biokolet kollapsar.

7.2.4 Metaller

Både temperatur och val av råvara (se avsnitt ovan) är avgörande för hur mycket minera- ler som bildas i biokolet. Flera studier har visat att koncentrationen av K, Ca, Mg och P ökar fram till en pyrolystemperatur på 200°C, men minskar efter denna temperatur (Hossain et al., 2011; Chen et al., 2014). Detta bero på att vattenlösligt fosfor, kalcium och magnesium ökar med uppvärmning till 200 °C, men minskar vid temperaturer högre än 200 °C (Cao & Harris., 2010). Cao et al., (2009) har också visat att biokol producerats

av gödsel vid 200 °C kan sorbera bly mer effektivt än då råvaran genomgått pyrolys vid 300 °C. Detta på grund av att biokolet får en högre koncentration av vattenlösligt fosfor (Cao et al., 2009).

Antalet funktionella grupper i biokolet minskar med ökad pyrolystemperatur, detta på grund av att en högre grad av förkolning sker (Li et al., 2017). Vid låga temperaturer, (300 - 500 °C), under pyrolysen kvarstår istället en större mängd funktionella grupper på biokolet (Uchimiya et al., 2011).

I en studie undersöktes hur pyrolystemperatur påverkar fastläggningsförmågan hos olika metaller. Studien visade att biokol producerat under lägre temperaturer var goda adsor- benter för Cu. Biokol som genomgick pyrolys under hög temperatur hade en hög andel mineraler och aromatiskt kol, fastlade Pb och Cd bättre (Zhou et al., 2018).

7.2.5 PAH

Fastläggningsförmågan för organiska miljögifter ökar med ökad pyrolystemperatur (Chen et al., 2008a). När biomassan pyrolyseras under höga temperaturer reduceras en högre an- del flyktiga ämnen och förkolningen ökar. Biokolet får en mer aromatisk struktur och en större ytarean. Det blir också mer mikroporöst (Bornemann et al., 2007; Chen et al., 2011; Yang et al., 2012). Ju mer mikroporöst ett biokol är, desto mer PAH klarar biokolet av att absorbera (Oleszczuk et al., 2012). Biokol som ska fastlägga PAH gynnas alltså att produceras under höga temperaturer.

8. Jordförbättrande egenskaper och vad händer i jorden

Jordpartiklarnas egna ytarea spelar en stor roll för jordmassans fysikaliska egenskaper och bördighet. Ytarean kontrollerar hur mycket näring och vatten jorden orkar hålla, cir- kulationen av syre och den mikrobiella aktiviteten. Förbättringar i jordbruket efter in- blandning av biokol kan bero på biokolets stora ytarea, vilket gynnas jordmassans bördig- het (Mukherjee & Lal., 2013). Biokolets stora ytarea bistår med rum för bildning av bind- ningar och komplex med katjoner och anjoner med metaller och jordelement på biokolets yta, vilket gynnar jordens förmåga att hålla kvar näring (Mukherjee & Lal., 2013).

8.1 Biokol i kombination med kompost

Genom att addera kompost till jorden ökar den biologiska nedbrytningen, den biologiska aktiviteten och mångfalden i marken. Detta gynnar den ekologiska uppbyggnaden och stabiliseringen av förorenade jordar (Gan et al., 2009; Zhang et al., 2011; Wu et al, 2013), samt förbättrar den generella bördigheten i jorden. Att kombinera biokol och kom- postmaterial är därför lovande behandlingsmetod för lätt förorenade områden (Bamforth et al., 2005).

9. Diskussion

9.1 Ett optimalt biokol för fastläggning?

Ett biokol som ska gynna fastläggning av PAH bör vara pyrolyserat under högre tempera- turer (600 - 900 °C), eftersom det ökar graden av förkolning, gör biokolet mer aromatiskt och bidrar till en stor ytarea och mikroporositet hos biokolet.

När det kommer till fastläggning av metaller är en lägre temperatur (<500 °C) under py- rolysen bättre, eftersom man bevara så mycket funktionella grupper som möjligt på ytan på biokolet. Fastläggningen av metaller gynnas också av biokol som kan höja pH i jorden, eftersom metaller i jordar med lågt pH är mer mobila och en ökning av pH med tillsats av biokol ökar antalet sorptionsplatser som metallerna kan fästa på.

Pyrolysförhållande och biomassa är avgörande för biokolets egenskaper. Den specifika ytarean har visats öka vid pyrolys under höga temperaturer, men om temperaturen blir för hög finns det risk för att ytarean minskar på grund av att strukturerna i biokolet går sön- der. Det är därför viktigt att testa så att just den specifika biomassan som är tänkt att pro- ducera biokol av, pyrolyseras under en temperatur som är optimal för just den biomassan.

Temperaturen får varken vara för hög eller för låg om optimalt resultat ska kunna uppnås, studierna som vi studerat har tagit upp många olika typer av biologiskt avfall, väldigt få studier har studerat exakt likadan biomassa, vilket har gjort att vi fått generalisera genom att samla alla träbaserade material för sig och alla växtbaserade för sig, oberoende av vil- ken sorts trä- eller växt-material det kommer ifrån. Som tidigare nämnt är det rekommen- derat att biokol som har till syfte att fastlägga metaller inte bör undergå pyrolys över 500

°C för att få de mest optimala egenskaperna. Biokol som har till syfte att fastlägga PAH ska däremot undergå pyrolyser av högre gradantal, helst över 600 °C, men absolut inte högre än 900 °C.

Biokol som är producerat av ligninrik biomassa under höga temperaturer (600 - 900 °C) får en stor ytarea och många mikroporer. Den stora ytarean och mikroporositeten hos ett sådant biokol gör att det även kan vara lämpligt för sorption av metaller, men eventuellt inte det mest optimala.

9.2 Hur stor inblandning av biokol behövs?

I en studie utförd av Khan et al. (2015) tillsattes 2 % och 5 % biokol för att studera rotav- kastningen hos rova (Brassica rapa L.). Tillsats av 2 % biokol ökade rotavkastningen sig- nifikant, men vid tillsats av 5% minskade avkastningen, båda jämfört med kontrolljorden (Khan et al., 2015). Enligt författarna kan en anledning till detta ha varit att jorden utsat- tes för en stressrespons vid den höga tillsatsen, vilket kan påverka tillväxten negativt hos känsliga arter.

Samma studie undersökte bioackumulationen av PAH i rova. Vid tillsats av 5 % biokol sågs en större reduktion av PAH i rovan än vid tillsats av 2 % (Khan et al., 2015). I en an- nan studie med olika tillsatser av biokol för behandling av slam, sågs en ökad gradvis

reduktionen av PAH i slam vid ökad tillsats av biokol, men endast fram till en 5% tillsats av biokolet (Oleszczuk et al., 2014).

I en studie av Bielská et al., (2018) undersöktes effekter på biotillgänglighet av DDT och ekotoxikologiska effekter på hoppstjärtar (F. candida) vid 0 %, 1 %, 5 % och 10 % till- sats av biokol. Tillgängligheten av DDT minskade med ökad tillsats och ingen ökad död- lighet i någon av behandlingarna sågs för hoppstjärtarna. Däremot erhölls en toxisk re- spons (minskad reproduktion) av hoppstjärtar vid den högsta tillsatsen på 10 %. Det är inte helt klarlagt vad som orsakade effekten, men det är allmänt känt att hoppstjärtar är känsliga för höga pH-värden och en 10 %-tillsats av biokol kan därför ha ökat mark- lösningens pH till ett ogynnsamt högt värde (Bielská et al., 2018).

Vid reduktion av metaller och PAH verkar därför en tillsats på mellan 2 - 5 % vara en op- timal inblandning utifrån de artiklar som studerats. Önskvärt vore att studera vilken mängd av biokol som både gynnar reduktion av miljögifter samt gynnar markorganismer och tillväxt.

9.3 Biokol i kombination med annan jordförbättring

9.3.1 Inblandning av kompost

Genom att blanda in kompostmaterial tillsammans med biokol ökar aktiviteten bland mikroorganismerna i jorden, vilket kan gynna frigörandet av föroreningar som biokol se- dan kan fastlägga. Kombinationen av biokol och kompostmaterial har därför potential att fungera för både metaller och PAH och verkar lovande.

9.3.2 Modifiering av biokol

För att förbättra fastläggningsförmågan av metaller har det föreslagits att biokolet kan modifieras genom att blandas med mineraler och material som kan öka antalet organiska funktionella grupper, eller genom inblandning av reduktanter i form av nanopartiklar (Mohan et al., 2014). Reduktanter kan t ex. vara nollvärt järn eller Na2SO3/FeSO4. Dessa kan förbättra immobiliseringen av metaller genom ytkomplexbildning med funktionella grupper (Zhou et al., 2014; Pan et al., 2014).

9.4 Nyttan med biokol ur ett samhällsperspektiv

Genom att använda biokol som en behandlingsmetod för måttligt förorenade jordar hop- par man tillbaka ett steg på avfallshierarkin, istället för att deponera den förorenade jord- massan kan man med hjälp av biokol använda den igen och minska mängden avfall. Om föroreningarna i jorden kan stabiliseras ökar värdet på jorden och den kommer kunna an- vändas igen förutsatt att risken har reducerats till ett tillräckligt lågt acceptabelt värde.

Sannolikt kommer alla jordmassor inte att kunna uppfylla kraven för att kunna användas till samma ändamål som den ursprungligen gjort innan den förorenades, men troligt är att det kan finnas andra lämpliga mindre känsliga ändamål för dessa jordar. Det måste under- strykas att det är viktigt att ta tillvara på jordens resurser och minska användandet av

jungfrulig jord, vilket biokol kommer kunna bidra med eftersom det ger en andra chans till jord som av olika anledningar försämrats med avseende på sin kvalitet.

Produktion av biokol kan också förädla hanteringen av flera avfallsströmmar som i da- gens samhälle har svårt att avsätta till något nyttigt mer än energiåtervinning, exempelvis park- och trädgårdsavfall, halm och hästgödsel (Avfall Sverige, 2018).

Efterfrågan på biokol anses enligt Fortum (2017) vara stor i framförallt Stockholmsområ- det, för användning i jordar och byggmaterial. En ekonomisk och miljömässig fördelaktig aspekt skulle vara om överskottsvärmen från biokolsproduktionen kunde kopplas sam- man med fjärrvärmesystem, vilket Fortum (2017) även föreslår i sin rapport. De föreslår vidare att det biologiska avfallet från trädgårdar i städer ska kunna tas tillvara på och an- vändas till produktion av biokol. För att bygga vidare på den idén skulle säsongsbetonade arrangemang kunna anordnas för att samla in biologiska avfall till produktionen av bio- kol, till exempel efter jul skulle en insamling av julgranar kunna anordnas av kommuner och istället för att bränna trämaterial i majbrasan skulle materialet istället kunna samlas in för produktion av biokol.

Som tidigare nämnt i rapporten är Fortum med och bidrar med en cirkulär ekonomi ge- nom Högdalens biokolsanläggning. Den anläggningen är ett exemplariskt exempel på en cirkulär ekonomi, där avfall producerar biokol som sedan används som näring i växtbäd- dar i Stockholm, vilket även fungerar som en kolsänka och gynnar klimatet. Att över- skottsvärmen från produktionen sedan tas tillvara på och används i fjärrvärmenätet sluter cirkeln väl.

I växtbäddarna i Stockholm stad kombinerar man en inblandning av biokol och NPK (natrium, fosfor, kalium). Det har visat sig att inblandning av NPK tillsammans med bio- kol har ökat tillgängligheten av fosfor och vidare ökat tillväxten hos växterna (Mete et al., 2015). Om det finns sätt att kombinera avgiftningen av ett förorenat område med biokol och någon slags av fytoremediering skulle en inblandning av NPK kunna vara gynnsamt eftersom växterna som också har till uppgift att rena marken på miljögifter gynnas av kombinationen NPK och biokol, samt att biokolet i sig bidrar till avgiftningen.

9.5 Eventuella negativa aspekter med biokol?

9.5.1 Utlakning av biokol och hälsoaspekter?

Beroende på markförhållandena, om jorden där biokol adderas har hög genomsläpplighet eller hög risk för att erodera, kan det finnas risker att biokol når dricksvatten genom att först läcka till grundvattentäkter eller andra närliggande vattendrag.

Det finns ingenting som talar för att biokol skulle kunna orsaka skada vid förtäring. Så länge det inte intas i extrema mängder det vill säga, i tillräckligt stor volym är allt giftigt.

Biokol väldigt likt aktivt kol och de används ibland i liknande syfte, båda karaktäriseras av deras stora ytarea på grund av sina många små porer och kan adderas till material för avgiftning. Aktivt kol har ett brett spektrum användningsområden. En av dem är att det kan användas vid förgiftningar för att adsorbera gifter i mag- och tarmkanalen (Nat- ionalencyklopedin, 2019b).

9.5.2 Biokolets stabilitet i miljön

En av de viktigaste egenskaperna hos biokol är att det är stabilt i miljön. Men nedbrytning av biokol kommer ske tids nog, i alla fall nedbrytning av vissa delar i biokolet så som flyktiga ämnen och labila organiska material (Zimmerman., 2010; Pulido-Novicio., 2001). Nedbrytningen kommer även bero på vilken slags jord biokolet blandas in i, den mikrobiella aktiviteten och mängden närvarande syre i jorden kommer spela en signifi- kant roll i oxidationen och åldrandet av biokolet (Mukherjee & Lal., 2013). Det finns även en risk att det annars stabila biokolet rör sig ner till alven (Mukherjee & Lal., 2013) efter till exempel 100 år (Hammes et al., 2008). Eftersom biokolet blandas in i jord bety- der det att biokolets stabilitet beror på jordens fysikaliska egenskaper. Lagret av svartjord i Amazonas vittnar om biokolets stabilitet i naturen över hundratals år (Mukherjee & Lal., 2013). Utifrån den informationen dras slutsatsen att biokol kan ha en mycket hög stabili- tet i jorden.

9.6 Felkällor

Det är många faktorer som spelar roll för att kunna optimera rening av måttligt förore- nade jordar med biokol, det är därför en utmaning att med hjälp av endast litteratur hitta lämpliga kombinationer mellan biokolets-, jordmassans- och föroreningens egenskaper.

Det var meningen att denna litteraturstudie skulle studera och jämföra biokol processade i likhet med de biokol som skulle användas i Biokol-RE:Source lab-studie, men det var svårt att hitta studier på exakt samma typer av avfall/material. Det leder till att vi här fått lov att anta att liknande material har liknande egenskaper, vilket i praktiken kanske inte är helt sant. För att få en mer exakt rekommendation skulle det ha varit lämpligt att laborera på de föreslagna biokolen till forskningsprojektet, genom att se hur egenskaperna hos de olika biomassorna förändras med olika pyrolysförhållanden.

10. Slutsatser

Denna litteraturstudie visar på att en stor mängd olika biomassor kan lämpa sig till både fastläggning av PAH och metaller, men för att få optimala egenskaper för PAH- eller me- tallsorption kan olika processförutsättningar krävas.

Biokolets egenskaper är starkt beroende av biomassa och pyrloysförhållande. Egenskaper som är genomgående positiva för fastläggning av både PAH och metaller är stor ytarea, hög porositet med många mikroporer.

Biokol som är producerat under höga temperaturer (600 - 900 °C) och av biomassa rik på lignin lämpar sig till användning för sorption av PAH, eftersom en förbränning vid hög temperatur gör biokolet mer hydrofobt, ökar ytarean och antalet mikroporer. Den stora ytarean och mikroporositeten hos ett sådant biokol gör att det även kan vara lämpligt för sorption av metaller, men eventuellt inte det mest optimala. Temperaturen bör dock inte överstiga 900 °C då strukturen i biokolet bryts ner vid för höga temperaturer.

Biokol som även avgasas efter produktion kan vara än mer gynnsamt för fastläggning av PAH, eftersom det kan optimera mängden hydrofoba porer i biokolet där PAH gärna

fäster. Flera olika material som jordnötsskal och olika typer av gräs till exempel vetestrån med mycket cellulosa i sig har visat sig ha goda fastläggningsförmågor av PAH, men träbaserade biomassor som har högt lignin innehåll och förbränns vid en hög temperatur (>600 – 900 °C) bör vara det mest optimala.

Biokol som är ämnat till att fastlägga tungmetaller gynnas av hög ytladdning med ett stort antal funktionella grupper, högt pH och innehåll av vattenlöslig fosfor och karbonater.

Pyrolystemperaturer behöver vara lägre för att dessa egenskaper ska erhållas (under 500 °C) och råvaran behöver ha större inslag av cellulosa och mineraler.

Lämpliga organiska avfall med hög ligninhalt (för produktion vid hög temperatur) kan vara t ex. trädgårdsavfall, skogsavfall, parkavfall som innehåller en stor andel vedartad biomassa.

Lämpliga organiska avfall för att optimera för metall-sorption kan vara växtbaserade bio- massor t ex. trädgårdsavfall med högt inslag av gröna blad och gräs, eller jordbruksavfall (som förbränns under 500 °C).

Litteraturstudien har också visat att det kan vara svårt att hitta biokol som fungerar för metaller och halvmetaller som vanligen existerar som negativt laddade anjoner i marken;

t ex. krom, arsenik, antimon, molybden. Få eller inga studier finns publicerade om lyck- ade biokolsbehandlingar av dessa ämnen. Flera studier visar istället att t ex arsenik kan öka i markvattnet vid en tillsats av biokol och därmed blir mer biotillgängliga och rörliga.

Metallers löslighet i marken är starkt beroende av pH, men även av lerhalt och organiskt material. Det är därför troligt att en biokolsbehandling kommer ha bäst förutsättningar att lyckas (med avseende på att reducera katjoniska metallers löslighet) om en lågkvalitativ jord, med låg halt lera och organiskt material och med relativt lågt pH-värde, behandlas istället för en jord med hög markkvalitet. Tillsatsen av biokol till en lågkvalitativ jord har alltså bättre förutsättningar att öka markens pH, dess CEC och därmed fastläggningsför- måga samtidigt som biokolet ger jorden markförbättrande egenskaper så som möjlighet att hålla kvar vatten och näring.

Endast ett fåtal studier som undersökt effekter av olika stora tillsatser av biokol till jord för metall- eller PAH-stabilisering har granskats i denna litteraturstudie, men baserat på det begränsade underlaget dras ändå slutsatsen att en tillsats på runt 2 viktsprocent biokol i jorden kan räcka för att få en stabiliserande effekt. Fastläggning av PAH verkar gynnas av en högre tillsats än så, men risk för negativa effekter på markekosystemet verkar kunna erhållas redan vid en 5 %-tillsats.

Referenser

Artiklar

Ahmedna, M., Marshall, W.E., Husseiny, A.A., Rao, R.M., Goktepe, I. 2004. The use of nutshell carbons in drinking water filters for removal of trace metals. Water Research (38): pp: 1062-1068.

Aller, M.F. (2016) Biochar properties: Transport, fate, and impact, Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 46:14-15, 1183-1296,

Bagreev, A., Locke, D.C., Bandosz, T.J. 2011.Pore structure and surface chemistry of ad- sorbents obtained by pyrolysis of sewage sludge-derived fertilizer Carbon. Ind. Eng.

Chem. Res (16): pp 3502–3510.

Bamforth, S.M., Singleton, I. 2005. Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons:

current knowledge and future directions. J. Chem. J Chem Tehnol Biotechnol. (80): pp:

723–736.

Bech, N., Larsen, M., Jensen, P., Dam-Johansen, K. 2009. Modelling solid-convective flash pyrolysis of straw and wood in the pyrolysis centrifuge reactor. Biomass and Bioen- ergy (33): pp: 999-1011.

Biederman, L. A., Harpole, W. S. 2013. Biochar and its effects on plant productivity and nutrient cycling: a meta-analysis. Environmental Progress & Sustainable Energy (5): pp 202-214.

Bielská, L., Škulcová, L., Neuwirthová, N., Cornelissen, G., Hale, S.E. 2018. Sorption, bioavailability and ecotoxic effects of hydrophobic organic compounds in biochar amended soils. Sci Total Environ. Pp: 78-86.

Bornemann, L.C., Kookana, R.S., Welp, G. 2007. Differential sorption behaviour of aro- matic hydrocarbons on charcoals prepared at different temperatures from grass and wood.

Chemosphere (5): pp:1033-42.

Brassard, P., Godbout, S., Raghavan, V. 2016. Soil biochar amendment as a climate change mitigation tool: key parameters and mechanisms involved. J Environ Manage. Pp:

484-497

Brewer, C.E., Unger, R., Schmidt-Rohr, K. et al. Criteria to Select Biochars for Field Studies based on Biochar Chemical Properties. Bioenerg. Res. 4, 312–323 (2011).

Brewer, C.E., Schmidt-Rohr, K., Satrio, J.A., Brown, R.C. 2009. Characterization of bio- char from fast pyrolysis and gasification systems. Environmental Progress & Sustainable Energy (28): pp: 299-474.

Bridgwater, A.V., Meier, D., Radlein, D. 1999. An overview of fast pyrolysis of biomass.

Organic Geochemistry (30): pp:1479-1493.

Brown, R., 2009. Biochar production technology. In: Lehmann, J., Joseph, S. (Eds.), Bio- char for Environmental Management. Earthscan, London.

Bruun, E. W., Hauggaard-Nielsen, H., Ibrahim, N., Egsgaard, H., Ambus, P., Jensen, P.

A., Dam-Johansen, K. 2011. Influence of fast pyrolysis temperature on biochar labile fraction and short-term carbon loss in a loamy soil. Biomass and Bioenergy (35):

pp:1182-1189.

Cao, X., Harris, W. 2010. Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its po- tential use in remediation. Bioresour Technol: (14).

Cao, X.D., Ma, L.Q., Gao, B., Harris, W. 2009. Dairy-manure derived biochar effectively sorbs lead and atrazine. Environ. Sci. Technol. (43): pp: 3285-3291.

Chen, T., Zhang, Y.X ., Wang, H.T., Lu, W.J., Zhou, Z.Y., Zhang, Y.Z., Ren, L.L. 2014.

Influence of pyrolysis temperature on characteristics and heavy metal adsorptive perfor- mance of biochar derived from municipal sewage sludge. Bioresour Technol. (164): pp:

47-54.

Chen, B., Yuan, M. 2011. Enhanced sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons by soil amended with biochar. Journal of Soils and Sediment (1): pp: 62-71.

Chen, B., Zhou,D., Zhu, L. 2008a. Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic tempera- tures. Environ. Sci. Technol (14): pp 5137–5143

Chen, B.L., Zhou, D.D., Zhu, L.Z., Zhen, X.Y. 2008b. Sorption characteristics and mech- anisms of organic contaminant to carbonaceous biosorbents in aqueous solution. Sci.

China Ser. B-Chem: (51): pp: 464.

Dai, L., Li, H., Tan, F., Zhu, N., He, M. and Hu, G. (2016), Biochar: a potential route for recycling of phosphorus in agricultural residues. GCB Bioenergy, 8: 852-858.

doi:10.1111/gcbb.12365

de la Rosa, J. M., Rosado, M., Paneque, M., Miller, A. Z., Knicker, H. 2018. Effects of aging under field conditions on biochar structure and composition: implications for bio- char stability in soils. Sci Total Environ. Pp: 969-976.

Fuchs, M.R., Garcia-Perez, M., Small P. & Flora, G. 2014. Campfire lessons- breaking down the combustion process to understand biochar production. The biochar journal.

Gan, S., Lau, E.V., Ng, H.K. 2009. Remediation of soils contaminated with polycyclic ar- omatic hydrocarbons (PAHs), J. Hazard. Mater. J Hazard Mater. (2-3): pp: 532-49.

Giller, K. E., Witter, E., Mcgrath, S. P. 1998. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils: a review. Soil Biology and Biochemistry (30): pp: 1389-1414.

Hammes, K., Torn, M.S., Lapenas, A.G., Schmidt, M.W.I. 2008. Centennial black carbon turnover observed in a Russian steppe soil

.

Hossain, M., Strezov, V., Chan, K.Y., Ziolkowski, A., Nelson, P.F 2011. Influence of py- rolysis temperature on production and nutrient properties of wastewater sludge biochar. J Environ Manage. (1): pp: 223-8.

Jansson, K. 2009. Svart jord – terra preta. Växt Eko nr. 2.