Dricksvattenrening med avseende på uran

Transkript

1 Dricksvattenrening med avseende på uran

2 Socialstyrelsen klassificerar sin utgivning i olika dokumenttyper. Detta är ett Underlag från experter. Det innebär att det bygger på vetenskap och/eller beprövad erfarenhet. Författarna svarar själva för innehåll och slutsatser. Socialstyrelsen drar inga egna slutsatser i dokumentet. Experternas sammanställning kan dock bli underlag för myndighetens ställningstaganden. Artikelnr Publicerad februari

3 Förord Miljöbalken 1 syftar till att främja en hållbar utveckling som innebär att nuvarande och kommande generationer tillförsäkras en hälsosam och god miljö. Lagstiftningen ska tillämpas så att människors hälsa och miljön skyddas mot skador och olägenheter. Socialstyrelsen har ansvar för tillsynsvägledning för hälsoskydd i bostäder, lokaler m.m. inom miljöbalkens tillämpningsområde. Vi är även tillsynsvägledande myndighet för de dricksvattenfrågor som faller utanför Livsmedelsverkets ansvarsområde. Under senare tid har uran alltmer kommit att uppmärksammas som ett problem i dricksvatten. Till följd av detta införde Livsmedelsverket och Socialstyrelsen under 2005 ett riktvärde för uran. Samtidigt har frågan om vattenrening när det gäller uran blivit aktuell, och det är uppenbart att kunskapen inom området är begränsad. I den här rapporten har vi samlat det man trots allt vet idag. Det är vår förhoppning att rapporten ska bli en praktiskt användbar vägledning i de områden av landet som har problem med förhöjda uranhalter. Rapporten är avsedd såväl för tillsynsmyndigheterna som för privatpersoner, konsulter m.fl. som vill sätta sig in i frågan. Projektledare för rapporten har Åsa Ahlgren, Socialstyrelsen, varit. Texten har författats av med. kand. Peter Hagerman och Essie Andersson, LA- BAQ. Texten har granskats av Rolf Bergström AB IFO Vattenrening. Socialstyrelsen tackar alla som på olika sätt bidragit till rapporten. Ann Thuvander Enhetschef 1 Miljöbalk (1998:808) 3

4 4

5 Innehåll Förord 3 Sammanfattning 7 Jonbyte 8 Järn- och uranfällning 9 Elementärt järn 9 Aktiverat aluminium 9 Omvänd osmos/nanofiltrering 9 Elektrodialys 10 Avhärdning 10 Kemisk fällning 10 Kolfilter 10 Slutsats 10 Allmänt om uran 11 Alfa- beta- och gammastrålning 12 Urans olika valenstillstånd 12 Förekomst av radioaktiva ämnen 14 Lagstiftning och miljömål som rör enskild vattenförsörjning 16 Nya försiktighetsmått för dricksvatten 16 Gränsvärden för radioaktivitet 18 Medverkande parter 20 Medicinska aspekter 21 Reningstekniker 23 Jonbytare 23 Generell struktur och typer 23 Anjonbytare 24 Katjonbytare 25 Kemisk fällning och filtrering med järn- eller aluminiumsalt 27 Järn- och uranfällning 28 Elementärt järn 28 Membranfiltrering som nanofiltrering och omvänd osmos 28 Faktorer som påverkar membrankapaciteten 29 Nanofiltrering och andra filtreringstekniker 29 Omvänd osmos 30 Elektrodialys 31 Avhärdning 31 5

6 Aktiverat aluminium 32 Kolfilter 33 Sammanfattning av teknikerna 34 Processer för uranavlägsnande 34 Bilagor 36 Sammanställning upprättad i Storbritannien över metoder, uppskattade priser och saker att tänka på. 36 Avfall från uranrening 38 6

7 Sammanfattning Uran kan förekomma i våra dricksvatten i halter som överstiger det riktvärde på 15 μg/l, som Livsmedelsverket och Socialstyrelsen beslutade om i september år Det är framför allt grundvatten från granit- och pegmatitberggrund som kan vara uranrikt. I dricksvatten från sjöar och i de flesta grävda brunnar är uranhalten låg. En kartläggning av uranhalten i våra svenska dricksvatten har gjorts av Statens strålskyddsinstitut (SSI) i samarbete med Sveriges geologiska undersökning (SGU), Totalförsvarets forskningsinstitut (FOI), Livsmedelsverket (SLV), Socialstyrelsen (SoS) och Svenskt Vatten. Resultaten från denna SSI-rapport 2004:14 visade att av 256 undersökta grundvattenverk hade nio en uranhalt som låg på 15 μg/l (riktvärdet) eller högre. I områden med höga uranhalter i berggrunden har SGU och SSI undersökt brunnsvatten och funnit att drygt en tredjedel av 103 undersökta bergborrade brunnar hade uranhalter över 15 μg/l. De rapporterar också att halten uran kan skilja mycket mellan närliggande brunnar beroende på att lokala kemiska förhållanden har stor inverkan på uranets löslighet. Livsmedelsverket och Socialstyrelsen rekommenderar att dricksvatten med uranhalter över 15 μg/l åtgärdas. Höga uranhalter i dricksvatten utgör en hälsorisk på grund av att uran som tungmetall kan skada njurarna. Epidemiologiska undersökningar på en population i Finland, som druckit vatten med några hundra mikrogram uran per liter har visat på negativa hälsoeffekter. Stråldoserna från uran har normalt mindre betydelse. För att överskrida det gränsvärde på total indikativ dos, TID, som gäller för allmänna vatten på 0,1 msv/år behöver man dricka ett vatten med 100 μg/l under ett år. WHO anger 15 μg/l som ett provisoriskt riktvärde. USA har 20, medan t.ex. Tjeckien och Kanada har 30 μg/l som gränsvärde. Ytterligare ett antal länder har satt strålningsbaserade gränsvärden för uran, vilka är betydligt högre. Urans vanligaste former i grundvatten vid olika ph ph < >7.6 Dominerande form UO 2 2+ UO 2 CO 3 0 UO 2 (CO 3 ) 2 2- UO 2 (CO 3 ) 3 4- Dominerande forms laddning divalent katjon neutral molekyl divalent anjon tetravalent anjon pco 2 = 10-2 atm, C T,U = 2.38 mg/l, 25 C Över ph 10.5, dominerar positivt laddade uranylhydroxidkomplex. 7

8 I grundvatten förekommer uran i olika former, bland annat beroende på ph och redoxpotential. Uran kan förekomma i fem olika valenstillstånd, +2, +3, +4 och +5, men är vanligast i fyr- och sexvärd form. Fyrvärd form oxideras lätt i syrerik miljö till sexvärd uran, som är den vanligaste formen i syrerika grundvatten. Uran reagerar kemiskt olika beroende på vattenkvalitet, t.ex. vattnets ph, syreförekomst och salthalt. Därför går det inte att välja endast ett koncept för att ta bort uran från dricksvatten, utan beredningen måste anpassas till förhållandena och byggas upp på erfarenhet. Nedan finns en sammanställning över metoder för att avlägsna uran. Metoder för att avlägsna uran Jonbyte -anjonbyte - katjonbyte Kemisk fällning och filtrering Järn- och uranfällning Elementärt järn Omvänd osmos Elektrodialys Avhärdning genom ph-höjning Aktiverat aluminium-adsorption Kolfilter I Sverige finns en begränsad erfarenhet av ovan nämnda metoder för att ta bort uran i dricksvatten. Vid beredning av dricksvatten i allmänna vattenverk måste man utforma processen så att den stämmer med övrig beredning i vattenverket. Dessutom är det viktigt att testa de kemiska förloppen med pilotförsök. Jonbyte För enskilda hushåll kan jonbyte vara ett alternativ. T.ex. om dricksvattnet har högre ph än 6,5 och är karbonatrikt kan man misstänka att uran föreligger som anjon, dvs. uranyldi- eller trikarbonatkomplex, UO 2 (CO 3 ) 2 2- eller UO 2 (CO 3 ) I detta fall bör anjonbyte vara mest intressant. Vid mycket låga ph, dvs. ph under 5 kan det vara lämpligt att testa katjonbyte, eftersom uran kan finnas som UO I ph-intervallet 6,5 5 kan man misstänka att uranet finns som oladdad uranylkarbonat, UO 2 CO 3. Vid jonbyte av denna måste en jonbytarmassa väljas i samförstånd med filterleverantör, som har erfarenheter av olika jonbytarmassor. 8

9 En jonbytare har förmåga att samla på sig en viss mängd uranjoner. Därefter blir den mättad, vilket betyder att den släpper ifrån sig uranet igen. Efter att en massa blivit mättad kan den släppa ifrån sig högre halter än vad som finns i råvattnet. Innan jonbytarmassan blivit mättad ska den regenereras eller ersättas med en ny patron. Eftersom ett mättat filter kan släppa höga halter är det viktigt att sköta sitt filter på det sätt som leverantören rekommenderar. Vid jonbyte av uranhaltigt vatten blir jonbytarmassan radioaktiv, när uranet samlas i massan. Ju större filter, desto mer radioaktivt material kan samlas i jonbytarmassan. Ett litet filter som byts eller regenereras ofta kan därför vara enklare och bättre att välja, men man bör under alla omständigheter välja en placering av filtret så att det inte kan avge farlig strålning till omgivningen. Regenerering sker med koksaltlösning. Järn- och uranfällning Vid järnhaltiga vatten är det vanligt att järnet finns som löslig tvåvärd jon. För att fälla ut järnet måste man oxidera det till trevärd form med t.ex. luft eller permanganat. Vanliga hushållsfilter finns för att avlägsna järn ur vattnet. Enligt litteraturen skulle förutom järn också uran ansamlas i filtret. Eftersom uranet binds till järnet borde det gå att backspola bort uranet tillsammans med järnet. Denna metod borde vara ett bra alternativ till jonbyte, men det kan vara så att utformningen måste anpassas inte bara till järnets kemi utan också till uranets. Elementärt järn Elementärt järn uppges ha förmåga att binda uran. Frågan är om det finns kommersiella filter tillgängliga med denna teknik? Inga uppgifter om filtret går att backspola, rensa, regenerera finns eller om det bygger på utbytbara patroner. Aktiverat aluminium Denna teknik finns för att avlägsna fluorid, men har i det sammanhanget inte blivit särskilt populär. Framför allt är denna teknik besvärlig om man ska regenerera filtret, eftersom det kräver starka kemikalier och dessutom ph-justering för att få ett gott dricksvatten. Om man däremot använder det med engångspatroner kan det vara ett alternativ. Omvänd osmos/nanofiltrering Omvänd osmos är den form av membranfiltrering som kräver mest energi. Detta är ett dyrt alternativ men har fördelen att man slipper ansamling av radioaktivt material. Eftersom endast den del av vattnet som passerar membranen blir dricksvatten är detta en vattenkrävande beredning. Vattnet som passerat membranen blir saltfritt, korrosivt och får en fadd smak. Omvänd osmos är knappast en lämplig teknik för att ta bort uran ur hårda vatten, ef- 9

10 tersom membranen lätt sätter igen vid höga halter av t ex sulfat, kalcium och karbonat. Nanofiltrering har visat sig ge bra resultat i finska undersökningar. Efter nanofiltrering har man ett drickbart vatten, dvs. en del salter går igenom nanofiltret, som har större porvidd än vad membranen i omvänd osmos har. Elektrodialys Denna teknik är jämförbar med omvänd osmos, men istället för tryckskillnader har man potentialskillnad vid elektrodialys. Liksom vid omvänd osmos krävs för många vattenkvaliteter en förbehandling så att membranen inte sätter igen. Avhärdning Avhärdning genom ph-höjning kan vara lämpligt för extremt hårda vatten, där man kan höja ph så mycket att även uranet fälls ut utan att alltför mycket kalcium och magnesium avlägsnas ur vattnet. Denna teknik lämpar sig sannolikt bättre i vattenverk än i enskilda hushåll. Kemisk fällning Kemisk fällning är i likhet med förra alternativet möjligt att undersöka vid beredning av vatten för vattenverk, men kan knappast komma ifråga vid beredning av en mindre mängd vatten. Detta är en vanlig beredningsform när man ska producera stora mängder vatten speciellt från ytvatten. Denna teknik måste noga utprovas med pilotförsök, där dosering av fällningskemikalie och fällnings-ph måste fastläggas. Kolfilter Kolfilter adsorberar bland annat uran. På samma sätt som vid jonbyte måste man vara vaksam på att inte mätta filtret eftersom det då kan släppa mer uran än vad som finns i råvattnet. Jämfört med jonbyte är kolfiltret mindre specifikt. Det adsorberar både organiskt material och metaller. När uran fastnar i filtret blir det radioaktivt. Vattenkvaliteten efter kolfilter är bra. Slutsats En marknadsundersökning över vilka kommersiellt tillgängliga filter för hushållsbruk som finns på den svenska marknaden saknas. Det är också angeläget att fastställa prestanda hos olika filter och filtermassor för olika råvattentyper. 10

11 Allmänt om uran Uran som finns i naturen, nat U, är en blandning av tre olika radionuklider. Dessa är uranisotoperna 234 U, 235 U och 238 U, vilka sönderfaller under avgivande av alfa- och gammastrålning Alla tre är alltså radioaktiva och avger alfastrålning. Viktmässigt utgörs naturligt uran till 99 procent av isotopen 238 U, medan 234 U och 235U utgör 0,00545 procent respektive 0,72 procent. 2 Den totala alfaaktiviteten från naturligt uran, mätt som Bq/kg med vätskescintillation, LSC, kan därför omräknas till mängden uran, t.ex. μg/kg. I vilken blandning dessa tre uranisotoper förekommer i grundvatten varierar dock beroende på urlakningsprocesser. Speciellt påverkar det aktivitetsförhållandet mellan 238 U respektive 234 U, så att 234 U-aktiviteten ofta är två gånger 238U-aktiviteten. Detta gör att en mätning av uranaktiviteten med LSC, som inte kan skilja dessa nuklider åt, ger osäkra värden av mängden uran i gram. 3 Viktiga uranisotoper Isotop, emission 238 U, α 235 U, α/γ 234 U, α Naturlig förekomst, % 99,276 0,7196 0,00545 Halveringstid, år 4,51 x ,1 x ,47 x 10 5 Specifik aktivitet, kbq/g (pci/µg) 12,36 (0,333) 0,568 (2,144) 12,36 (6189,0) Relativ aktivitet, % 47,33 2,21 50,51 Naturlig förekomst och halveringstid Langes Handbok, 1973, s Specifik aktivitet och relativ aktivitet kalkylerade ur isotopmassa, halveringstid och naturlig förekomst. Vid naturlig förekomst 1μg U = 0.67 pci Figur 1. Urans isotoper, förekomst, halveringstid, aktivitet m.m. 4 2 Cothern & Lappenbusch, 1983; Lide, ; Greenwood & Earnshaw, 1984; ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) :14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten /A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens strålskyddsinstitut 4 Radium and Uranium Speciation in Ground Water as a Function of ph, D. Clifford, University of Houston, PowerPoint presentation på webcast/presentations/rads_treatment_dennis_clifford.ppt#318,5,radium and Uranium Speciation in Ground Water as a Function of ph 11

12 Alfa- beta- och gammastrålning Alfapartiklar är atomkärnor av helium, betapartiklar är elektroner och gammapartiklar är högenergetiska fotoner. De tre olika sorternas sönderfall sker enligt tre av de fyra fysikaliska krafterna, och varje strålningstyp sönderfaller enligt varsin kraft: alfastrålningen sker genom den starka kraften, betastrålningen genom den svaga och gammastrålningen genom den elektromagnetiska. 5 Den joniserande strålningen kan delas in i elektromagnetisk strålning, en vågrörelse av elektriska och magnetiska fält (gammastrålning och röntgenstrålning) och partikelstrålning (alfa-, beta- och neutronstrålning). Alfastrålning består av heliumkärnor med hög kinetisk energi. De kommer från tunga positiva atomkärnor med hög potentiell Coulomb-energi (ca 5 MeV). Alfastrålning uppstår när vissa tunga atomkärnor sönderfaller. När dessa partiklar färdas genom luft, förlorar de energi genom att jonisera luftmolekyler. De hejdas lätt när de stöter emot någonting och alfastrålning har i luft en räckvidd på bara ett par centimeter. Den stoppas t.ex. av ett tunt papper och kan inte tränga igenom den mänskliga kroppens överhud. Därför är den farlig för människan bara om den hamnar inne i kroppen, med inandningsluften eller med dricksvatten. Den största risken att få in alfastrålning i kroppen kommer från radon. Betastrålning består av elektroner som utsänds när vissa radioaktiva ämnen sönderfaller. Betastrålning har längre räckvidd än alfastrålning; upp till tio meter i luft. Tjocka kläder eller glasögon stoppar strålningen och precis som vid alfastrålning utgör betastrålning en risk för människan bara om partiklarna kommer in i kroppen. Gamma- och röntgenstrålning är båda energirik elektromagnetisk strålning. Skillnaden mellan dem är framför allt deras ursprung. Röntgenstrålning skapas ofta på konstgjord väg; i röntgenrör med hjälp av elektricitet, men kommer egentligen från energiövergångar mellan elektronskalen i atomen. Gammastrålningen bildas när radioaktiva atomkärnor sönderfaller. Gammastrålning har mycket lång räckvidd och större genomträngningsförmåga än alfa- och betastrålning. Det krävs ett blyskikt på flera centimeter, decimetertjock betong eller ett par meter vatten för att dämpa gammastrålning till en acceptabel nivå. För att hejda den röntgenstrålning som används i sjukvården räcker det oftast med någon millimeter bly. 6 Urans olika valenstillstånd Uran förekommer naturligt i fem olika valenstillstånd, som +2, +3, +4, +5 och +6, där den vanligaste är den hexavalenta (U(VI)/+6). Den hexavalenta U(VI) bildar vanligen komplex med syre för att forma en uranyljon (UO 2 2+ ). I vilken form uran existerar bestäms av lokala kemiska förhållanden. Redoxpotentialen, Eh, påverkar starkt, och U(IV) oxideras till U(VI) vid aeroba förhållanden och bildar då en löslig uranyljon (katjon, UO 2 2+ ). Om vatten

13 med lösta katjoner hamnar i reducerande miljö leder reduktionen av U(VI) till bildning av urankolloider. I naturliga vatten varierar ph vanligen mellan 5,5 och 8,5 vilket påverkar uranets förekomstform och dess kemiska egenskaper. Komplexbildningen med organiska och icke-organiska ligander som finns i grundvatten konkurrerar med bildningen av hydroxidkomplex. Höga halter av oorganiska salter förhindrar kolloidbildning, och redan bildade kolloider koagulerar. Anjoner i naturliga vatten bildar stabila komplex med katjonradionuklider vilket påverkar dessas lösbarhet, sorption- och kolloidformationsbenägenhet. 7 De vanligaste förekomstformerna av uran är som uranylkarbonat och uranylkarbonatkomplex samt som uranylkatjon (se figur 2 nedan). I fosfat-, fluorid- och sulfatrika vatten kan komplex av dessa joner förekomma. Urans vanligaste former i grundvatten vid olika ph ph < >7.6 Dominerande form UO 2 2+ UO 2 CO 3 0 UO 2 (CO 3 ) 2 2- UO 2 (CO 3 ) 3 4- Dominerande forms laddning divalent katjon neutral molekyl divalent anjon tetravalent anjon pco 2 = 10-2 atm, C T,U = 2.38 mg/l, 25 C Över ph 10.5, dominerar positivt laddade uranylhydroxidkomplex. Figur 2. Urans vanligaste former och komplex i grundvatten beror på dess ph och oxidationspotential. 8 Vid sura förhållanden som understiger ph 5 förekommer uran som en positivt laddad uranyljon (katjon, UO 2 2+ ), ofta i uranylfluoridkomplex. Vid 5 till 6,5 är den dominerande formen som oladdat karbonatkomplex (UO 2 CO 3 ) och vid 6,5 7,6 (neutralt ph) som negativt laddade karbonatkomplex (anjon, UO 2 (CO3) 2 2- ). Uranyl-, di- och tri-karbonatkomplexen UO 2 (CO3) 2 2- och (UO 2 (CO 3 ) 3 4- dominerar över ph 7.5, där de olika formerna bestäms av karbonat- och urankoncentration i vattnet. 7 Kaisa Vaaramaa: Physico-Chemical forms of natural radionuclides in drilled well waters and their removal by ion exchange. Academic dissertation; University of Helsinki; Faculty of Science, Dep. of Chemistry, Lab. of Radiochemistry, Finland., s Radium and Uranium Speciation in Ground Water as a Function of ph, D. Clifford, University of Houston, PowerPoint presentation på webcast/presentations/rads_treatment_dennis_clifford.ppt#318,5,radium and Uranium Speciation in Ground Water as a Function of ph 13

14 Förekomst av radioaktiva ämnen Sverige har förhållandevis höga halter av naturligt radioaktiva ämnen i grundvattnet. Grundvatten i berg kan innehålla relativt höga halter av naturligt radioaktiva ämnen. Alfaaktiviteten kommer främst från uran-238 ( 238 U), uran-234 ( 234 U), radium-226 ( 226 Ra) och polonium-210 ( 210 Po), och betaaktiviteten från bly-210 ( 210 Pb), vismut-210 ( 210 Bi) och radium-228 ( 228 Ra). 9 Berggrund med mycket granit och pegmatit är uranrik vilket medför att grundvattnet i berget kan innehålla relativt höga uranhalter. I kommunalt dricksvatten har radon avlägsnats genom luftning. Radon kan i vissa fall förekomma i djupborrade brunnar i områden där det finns hög uranhalt i berggrunden. En kartläggning SGU utfört har visat att uranhalten även kan vara hög i vatten från sand- och grusavlagringar. Uranhalten i grundvattnet beror också på övriga kemiska förhållanden. I dricksvatten från sjöar och de flesta grävda brunnar är uranhalten låg. Uran i dricksvatten kan framför allt förekomma i djupborrade brunnar och grundvattentäkter. Exponering för uran sker huvudsakligen via dricksvatten. I Sverige är uranhalterna 0 50 μg/l i kommunalt vatten, och i ett litet antal privata brunnar har halter på upp till 800 μg/l uppmätts. 10 Lättlösliga uransalter förekommer naturligt i dricksvatten på vissa håll i Sverige och i än högre grad i Finland samt i vissa andra länder. Finska studier har gjorts på dricksvatten med en medianuranhalt om 28 μg/l, och i en norsk studie med prover från 476 grundvatten innehöll 18 procent urankoncentrationer som översteg 20 μg/l. 11 En kartläggning av stråldoserna från radioaktiva ämnen i svenskt kommunalt dricksvatten där 252 kommunala grundvattenverk och fyra ytvattenverk undersöktes visar att stråldoserna är låga, och beräknades överskrida gränsvärdet 0,1 millisievert endast vid två av vattenverken. Vid en samtidig undersökning av uranhalterna hade nio vattenverk en uranhalt som låg över WHO:s provisoriska gränsvärde på 15 μg/l, som mest 41 μg/l, men under den nivå där man sett effekter på njurfunktionen. 12 Uran förekommer även i en mängd olika födoämnen. De högsta koncentrationerna hittas i skaldjur, och lägre halter har uppmätts i grönsaker, spannmål och fisk. Exponering för uran från livsmedel blir i områden med höga halter av uran i dricksvattnet endast av marginell betydelse :14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten / A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens Strålskyddsinstitut 10 Återgivelse av föreläsning av Kettil Svensson, toxikolog vid Livsmedelsverket, Kurttio et al., 2002, (Frengstad et al., 2000, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 12 Se fotnot 9 14

15 Medelintag av uran per capita har i olika undersökningar rapporterats uppgå till 1,3 μg/dag respektive 2 3 μg/dag i USA (två olika undersökningar), 1,5 μg/dag i Japan 13, och 2,1 μg/dag i Finland (från vatten) 14. Kartläggningen av det kommunala vattnet påbörjades 2003 och är ett samarbete mellan framför allt Statens strålskyddsinstitut (SSI), Livsmedelsverket och Svenskt Vatten. Alla kommuner har erbjudits att lämna prov på det utgående vattnet från sitt största vattenverk som använder grundvatten eller konstgjort grundvatten genom infiltration. I samarbete med SSI studerar Sveriges geologiska undersökning (SGU) vatten i enskilda brunnar, och resultaten från denna kartläggning kommer att presenteras under Uppdatering sker på SGU:s hemsida 13 Fisenne et al., 1987, Singh et al., 1990 (USA) respektive Nozaki et al., 1970 (Japan), ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 14 Kahlos & Asikainen, 1980, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 15

16 Lagstiftning och miljömål som rör enskild vattenförsörjning Miljöbalkens bestämmelser hanterar den yttre miljön och syftar till att skydda hälsa och miljö och till att nå målen om ekologiskt hållbar utveckling. Miljöbalken ställer krav på alla och envar att visa hänsyn både i det dagliga livet och i sin verksamhet, så att skada inte uppstår på människor och i miljön. De allmänna hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken anger ett antal principer, bl.a. kunskapskravet, försiktighetsprincipen och skyddsåtgärder, som gäller generellt för alla verksamheter eller åtgärder som kan medföra skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön. Reglerna om vatten i bostäder, inklusive enskilt hushåll, finns i 33 förordningen (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. En bostad ska i syfte att hindra uppkomst av olägenhet för människors hälsa särskilt ha tillgång till vatten i nödvändig mängd och med godtagbar kvalitet till dryck, matlagning, personlig hygien och andra hushållsgöromål samt ett betryggande skydd mot radon och andra liknande störningar. Enligt 11 kap. 11 miljöbalken krävs inget tillstånd för vattentäkt för eneller tvåfamiljsfastighets eller jordbruksfastighets husbehovsförbrukning. Enligt 8 kap. 6 plan- och bygglagen (1987:10) får kommunen dock, om det finns särskilda skäl, bestämma att bygglov krävs för att anordna eller väsentligt ändra anläggningar för vattentäkt. Kommunen har också rätt enligt 9 kap. 10 miljöbalken att införa anmälnings- eller tillståndsplikt om den befarar att det kan bli begränsad tillgång på sött vatten. Vid anläggandet av brunn eller vid köp av utrustning för t.ex. rening gäller konsumentköplagen och konsumenttjänstlagen. Lagarna ska bidra till att konsumenterna får ett fackmässigt bemötande från näringsidkare och att varan eller tjänsten uppfyller förväntad kvalitet. Både plan- och bygglagen och miljöbalken utgår från att den som gör något (byggherren, verksamhetsutövaren) ska ha eller skaffa sig kompetens och själv kontrollera sina aktiviteter så att hänsyn visas. Fastighetsägaren är normalt byggherre och t.ex. brunnsföretaget betraktas i miljöbalken som verksamhetsutövare under byggnationen. Fastighetsägaren räknas som verksamhetsutövare när brunnen sedan är i drift. Nya försiktighetsmått för dricksvatten Socialstyrelsen har gett ut allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten. Dessa beslutades den 5 december 2003 och har beteckningen SOSFS 2003:17 med tillägg för uran i dricksvatten enligt SOSFS 2005:20. De allmänna råden omfattar dricksvatten från vattenverk och enskilda brunnar eller enskilda dricksvattenanläggningar som i genomsnitt tillhandahåller mindre än 10 m³ dricksvatten per dygn, eller 16

17 som försörjer färre än 50 personer, såvida inte vattnet tillhandahålls eller används som en del av en kommersiell eller offentlig verksamhet. De allmänna råden gäller också för vatten som används till personlig hygien och andra hushållsgöromål. Detta innebär att det främst är fastighetsägare med egen (s.k. enskild vattenförsörjning) eller en mindre gemensam vattentäkt som berörs av Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten. För dricksvatten från vattenverk och enskilda brunnar eller enskilda dricksvattenanläggningar som inte faller inom begränsningarna gäller istället Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30) som i sin tur utgår från ett EU-direktiv. I Livsmedelsverkets kungörelse om dricksvatten fanns tidigare de riktvärden för vissa parametrar som var lämpade att använda för vatten i hushåll med enskild vattenförsörjning (egen brunn). Dessa gäller inte längre. Se Socialstyrelsens webbplats för mer information. 17

18 Gränsvärden för radioaktivitet Det mesta i detta avsnitt är taget ur SSI:s arbete Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten. 15 I Sverige finns drygt allmänna vattenverk. Ungefär hälften av befolkningen använder vatten från ytvattenverk. 1,2 miljoner permanentboende och lika många fritidsboende försörjs under hela eller delar av året med vatten från egen brunn. Inom EU finns idag inget gränsvärde för uran. Sverige införde ett riktvärde på 15 μg/l i september Summan av stråldosen från flera artificiella och naturligt förekommande radioaktiva ämnen mäts som TID, Total Indikativ Dos. I EU:s dricksvattendirektiv, 98/83/EC, och i Livsmedelsverkets dricksvattenföreskrifter finns ett gränsvärde för TID på 0,1 millisievert per år (msv/år) vilket bedöms som tjänligt med anmärkning. Livsmedelsverkets föreskrifter gäller inte för privata brunnar eller vattenverk såvida de inte ger vatten till fler än 50 personer eller tillhandahåller 10 m 3 eller mer vatten per dygn. För privata brunnar finns inga riktvärden eller rekommendationer för TID. TID omfattar alla radioaktiva ämnen, både artificiella och naturligt förekommande i dricksvatten, med undantag för radon, radonets sönderfallsprodukter, kalium-40 och tritium. En första indikation på att TID kan vara för hög är att den totala alfaaktiviteten (förutom radon) överstiger 0,1 Bq/l eller att den totala betaaktiviteten överstiger 1 Bq/l. En total indikativ dos på 0,1 millisievert per år får man vid ett dagligt intag av dricksvatten med aktivitetskoncentrationen 3 Bq uran-238 per liter (100 μg U/l) eller 0,5 Bq radium-226 per liter. Vatten från vattenverk i Sverige beräknas ge en stråldos kring 0,25 msv/år. 16 Det kan jämföras med den genomsnittliga totala stråldosen på drygt 4 msv/år som vi utsätts för, varav kroppens eget kalium ( 40 K) står för ca 0,2 msv/år. Stråldosen från förekomsten av naturligt uran är således liten jämfört med den naturliga bakgrundsexponeringen. En stråldos på 0,1 msv/år är mycket liten. Det finns en stor marginal till stråldoser som anses skadliga. Den stråldos vi får av naturlig strålning varje år ligger i genomsnitt på drygt 4 msv, varav 2 msv kommer från radon i hus :14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten / A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens strålskyddsinstitut 16 Radioaktivitet i dricksvatten, taget :14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten / A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens strålskyddsinstitut, 18

19 I en tidigare genomförd metodundersökning, där ett begränsat antal vattenprover från grundvattenverk och privata brunnar analyserats, visar resultaten att det skulle kunna förekomma vattenverk där åtgärder måste vidtas för att uppfylla referensvärdet för TID. Studien visar också att det dominerande bidraget av alfaaktiviteten kommer från uran. En landsomfattande undersökning av radioaktiva ämnen i dricksvatten från grundvatten har därför genomförts. För att nå upp till en stråldos på 0,1 msv/år från uran i dricksvatten krävs en normal årskonsumtion av vatten med halten 100 μg per liter. För uran gäller att toxiska effekter kan uppstå vid lägre halter, varför toxiciteten blir styrande för riktvärdet. En finsk epidemiologisk studie 18 indikerar att negativa hälsomässiga effekter kan uppkomma vid ett långvarigt intag av uran i höga halter, åtminstone från några hundra μg och uppåt per liter dricksvatten. Men det kan inte heller uteslutas att dessa effekter kan vara reversibla. Någon säker gräns nedåt kan inte sättas. Denna kritiska studie baseras på att i princip 100 procent av uranet intas via dricksvatten; således 100 procent allokering till dricksvatten. Vanligen brukar man dividera den dos där man inte ser några effekter med en faktor 10 för att ta hänsyn till en individuell variation när det gäller hälsomässiga effekter utifrån exponering för kemiska ämnen. Således hamnar man på en halt runt μg uran per liter dricksvatten vid en normal konsumtion (2 liter) om man använder sig av en säkerhetsfaktor på 10 utifrån resultaten i den finska epidemiologiska studien ( μg uran/l dricksvatten och uppåt). Detta är helt i överensstämmelse med de gränsvärden som är satta för uran i Kanada (20 μg uran/l dricksvatten) och USA (30 μg uran/l dricksvatten, men den amerikanska miljöskyddsmyndigheten United States Environmental Protection Agency (USEPA) har föreslagit gränsen 20 μg/l). Dessa värden är baserade på djurstudien av Gilman m.fl. WHO har numera ett riktvärde på 15 μg uran/l dricksvatten (80 procent allokerat till dricksvatten). Österrike har ett gränsvarde för uran på 7.4 Bq/l och Frankrike på 160 μg/l. Finland har en gräns på total aktivitet om 300 Bq/l som inte får överskridas, och urangränsen går idag vid 20 Bq/l (2mg/l). 19 Ovanstående resonemang utifrån djurstudien av Gilman m.fl. samt epidemiologiska data leder till den åtgärdsnivå på 15 μg/l för uran i dricksvatten som Sverige antagit. 18 Skerfving, S. (2003). Granskning av 3 publicerade epidemiologiska studier avseende uran i dricksvatten på Livsmedelsverkets uppdrag, ur 2004:14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten / A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens Strålskyddsinstitut 19 Removal of Radon and Uranium from Private Water Supplies, Department for Environment, Food & Rural Affairs, complete/remrad/01.htm 19

20 Medverkande parter Ansvaret för dricksvatten är fördelat mellan flera myndigheter och organisationer med olika uppgifter. Livsmedelsverket ansvarar för utformning av regler inom dricksvattenområdet. Socialstyrelsen utfärdar allmänna råd och ger vägledning om dricksvatten i enskilda brunnar och mindre anläggningar. Statens strålskyddsinstitut, SSI, ansvarar för mätning och kartläggning av radioaktivitet i bland annat yt- och grundvatten. Sveriges geologiska undersökning, SGU, ansvarar för undersökningarna av vatten från enskilda brunnar samt står för bakgrundsinformation om grundvatten, berg och jord. Totalförsvarets forskningsinstitut, FOI, gör analyser av radioaktivitet i bland annat vattenprover. Svenskt Vatten är branschorganisationen för kommunala vatten- och avloppsverk. 20

21 Medicinska aspekter Lättlösliga uransalter förekommer naturligt i dricksvatten på vissa håll i Sverige och i än högre grad i Finland samt i vissa andra länder. Exponering för uran från livsmedel blir i våra områden av marginell betydelse. Dessa mer lättlösliga uransalter tas upp till några procent i tarmen, men med intag tillsammans med föda finns indikationer om att betydligt mer kan tas upp. En stor del av absorberat uran utsöndras snabbt i urinen, men en viss upplagring sker i njurbarken och i skelettet. I Livsmedelsverkets dricksvattenföreskrifter för dricksvatten, hos användaren och för förpackat dricksvatten, anges för TID 0,1 millisievert per år (msv/år) som tjänligt med anmärkning, se avsnitt om gränsvärden. Vatten från vattenverk i Sverige beräknas ge en stråldos kring 0,25 msv/år. 20 Det kan jämföras med den genomsnittliga stråldosen på ca 4 msv/år som vi utsätts för, varav kroppens eget kalium ( 40 K) står för ca 0,2 msv/år. Stråldosen från förekomsten av naturligt uran är således liten jämfört med den naturliga bakgrundsexponeringen. En stråldos på 0,1 msv/år är mycket liten. Det finns en stor marginal till stråldoser som anses skadliga. Den stråldos vi får av naturlig strålning varje år ligger i genomsnitt på 3 msv, varav 2 msv kommer från radon i hus. 21 Hälsorisker med uran i dricksvatten orsakas främst av uranets toxiska egenskaper som tungmetall. Stråldoserna från uran i dricksvatten har normalt mindre betydelse. Djurexperimentella studier talar för att uran i höga doser ger funktionella och morfologiska effekter på njurens proximala tubuli. De funktionella effekterna omfattar bl.a. minskad återresorption, med därav följande ökad utsöndring av bl.a. kalcium, fosfat, glukos och lågmolekylära proteiner, t.ex. β 2-mikroglobulin (BMG). Celldöd i tubuli leder till läckage av enzymer (bl.a. alkaliskt fosfatas, γ-glutamyltransferas, laktatdehydrogenas och N-acetyl-β-D-glukosaminidas). En finsk undersökning har visat att dricksvatten med hundratals mikrogram uran per liter kan ge små, men mätbara effekter på njurarna, som ökad utsöndring av kalcium i urinen. 22 Resultat från andra studier stödjer dessa rön. Njureffekter orsakas inte av strålning utan av uranets kemiska egenskaper. Det genomsnittliga dagliga intaget av uran är 1 3 μg uran per person (globalt). Många uranföreningar är svårlösliga och tas inte upp av kroppen. Det totala kroppsinnehållet i människa av uran är ca 40 μg. Den kemiska 20 Radioaktivitet i dricksvatten, taget :14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten / A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens strålskyddsinstitut, 22 Se fotnot

22 toxiciteten av uran är främst riktad mot njurarna men även hjärt- och cirkulationssystemet, lever och det centrala nervsystemet kan påverkas. 23 I djurstudier har man sett exempel på toxiska effekter, samt i epidemiologiska studier utförda i Kanada och Finland har njureffekter hos människor observerats. Effekterna indikerar skada på njurens förmåga att reabsorbera t.ex. lågmolekylära proteiner samt en utökad utsöndring av kalcium i urinen. Kalciumutsöndring i urinen kan påverka kalciumbalansen och öka känsligheten för benskörhet. Det finns däremot inget gränsvärde för kemisk toxicitet inom EU. En utvärdering av uran i dricksvatten baserad på en finsk epidemiologisk studie indikerar att negativa hälsomässiga effekter kan uppkomma vid ett långvarigt intag av uran i höga halter, åtminstone från några hundra mikrogram och uppåt per liter dricksvatten. Någon säker gräns nedåt kan inte sättas. Denna kritiska studie baseras på att i princip 100 procent av uranet intas via dricksvatten; således 100 procent allokering till dricksvatten. Men det kan inte heller uteslutas att dessa effekter kan vara reversibla Återgivelse av föreläsning av Kettil Svensson, toxikolog vid Livsmedelsverket, Skerfving, S. (2003). Granskning av 3 publicerade epidemiologiska studier avseende uran i dricksvatten på Livsmedelsverkets uppdrag, ur 2004:14, Rolf Falk, Lars Mjönes, Petra Appelblad, Bitte Erlandsson, Gullvy Hedenberg och Kettil Svensson, Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten / A survey of natural radioactivity in drinking water. SSI Statens strålskyddsinstitut 22

23 Reningstekniker Ett brett urval av reningstekniker för att avlägsna uran från grundvatten har utvärderats. De som visat sig effektiva framgår av rutan nedan: Metoder för att avlägsna uran Jonbyte (BAT) -anjonbyte -katjonbyte Kemisk fällning och filtrering (BAT) Järn- och uranfällning Elementärt järn Omvänd osmos (BAT) Elektrodialys Avhärdning genom ph-höjning (BAT) Aktiverat aluminium-adsorption Kolfilter Figur 3. Uranavlägsningsmetoder. 25 Förklaring: BAT = Best Available Technique, dvs. bästa tillgängliga teknik. Jonbytare Generell struktur och typer Den generella strukturen hos jonbytarmassa består av ett nätverk av små kulor klädda med mobila joner för utbyte av de joner som man vill rena exempelvis vatten från. Vissa jonbytare är amfoteriska, vilket innebär att ytladdningen beror på ph hos den lösning jonbytaren befinner sig i. Vid lågt ph kan den således agera som anjonbytare och vid högre ph som katjonbytare. Vanligen binder man emellertid olika funktionella grupper till de stora polymermolekylerna. Dessa grupper har förmåga att avge ett slag av joner och att ta upp andra joner. Jonbytarmaterial kan vara av naturliga eller syntetiska material. 25 D. Clifford, University of Houston, Processes for Uranium Removal, PowerPoint presentation på rads_treatment_dennis_clifford.ppt#340,24,residuals 23

24 De så kallade naturliga oorganiska materialen omfattar bland annat zeoliter (analcime, chabazite, clinoptiolite och mordenite) samt ler- och micamineraler. De kan också framställas på syntetisk väg. Mer än 100 olika zeoliter har syntetiserats (A, X, Y och ZMS-5 m.fl.). Zeoliter bildas genom omvandlingar av vulkaniska mineraler. De består generellt av aluminiumsilikat (med basiska katjoner) som bildar en porös tredimensionell struktur vilken kan fungera som en molekylär håv som inte tillåter passage av joner över en viss storlek. Zeoliter brukar bland annat användas i jonbytarmassor, som tillsats i tvättmedel, för mjukgöring av hårt vatten (Zeolit A) eller vid dekontaminering av spillvatten från kärnkraftverk. Zeoliterna är användbara tack vare deras höga selektivitet, värmestabilitet och strålningsresistens. De är användbara inom ph-intervallet 5 10, utanför vilket utbytarjonerna löser sig i det omgivande mediet. Jonutbytarkapaciteten är inte högre än för syntetiska hartser (se nedan) men selektiviteten är betydligt högre. Ler- och micamineraler (t.ex. montmorillonite) är, liksom zeoliter, aluminiumsilikater men med en mer lagerbetonad struktur där utbytesjonerna (katjoner) ligger mellan lagren vilket ger en mer flexibel struktur. En större jonbytarkapacitet uppnås med de syntetiska lermineralerna än med de naturliga. Jonbytarhartser är syntetiska organiska material i granulform. Syntetiska organiska jonbytarmaterial består av en polymerstomme av kolvätekedjor i ett makromolekylärt tredimensionellt nätverk. Hålen i nätverket varierar beroende på typ, från några 100 nm till 10 nm hos hartser av makroportyp, eller mindre än 1 nm hos hartser av geltyp. De vanligaste katjonbytarmassorna utgörs av en s.k. starkt sur katjonbytare (strong acid cation exchanger, SAC) med t.ex. sulfitgrupper samt en svagt sur katjonutbytare (weak acid cation exchanger, WAC) med karboxylgrupper. Katjonbytare med specificitet för särskilda katjoner i vatten kan fås genom att man introducerar grupper som bildar chelatkomplex med dessa katjoner. Exempel på sådana är hartser med aminofosfat och iminodiacetat. Chelatkomplexbildningen för uran sker enligt följande: Figur 4. Chelatkomplexbildning för uran. Anjonbytare Då uran i dricksvatten oftast förekommer som en negativt laddad komplex jon kan den avlägsnas med en s.k. anjonbytarmassa. Formeln för detta kan t.ex. skrivas enligt följande: 4 RCl + UO2(CO3)34- R4UO2(CO3) Cl 24

25 Anjonbytare består av en laddad massa behandlad med koksalt (natriumklorid). Då uranhaltigt vatten passerar denna massa fastnar uranet i utbyte mot kloriden som frisätts. Efter en tids användning mättas massan med uran och andra ämnen som fastnat, och måste därför regenereras med en mättad koksaltlösning eller bytas ut för att förhindra läckage. I naturliga vatten bildar uran komplex med olika joner beroende på ph och förekomsten av andra joner i vattnet. Finska undersökningar av olika jonbytarmassor visade att uran i komplex med karbonat avlägsnades effektivt av en starkt basisk anjonbytarmassa (SBA). Maximalt upptag (> 95 procent) ur ett sulfatfritt vatten med 120 μg/l uran erhölls vid ph 8, och upprätthölls under behandling av bäddvolymer, även efter 16 månaders drift. En hög urankoncentrationen i vattnet försämrade dock effektiviteten. 26 I något fall då uranhalten i råvattnet var mycket hög kunde slutliga halter under 15 μg/l inte erhållas. 27 Liknande resultat erhölls vid liknande omständigheter i en annan studie där det totala upptaget uran från ett råvatten på 120 μg/l uppgick till 30 g/l massa och en uranhalt på < 6 μg/l i det behandlade vattnet upprätthölls över bäddvolymer. 28 En undersökning av tre olika anjonmassor med 99 procent upptag gav en beräknad upptagskapacitet på 55 mg/ml massa då ett vatten med en urankoncentration om μg/l behandlades bäddvolymer vatten kunde behandlas innan läckage på grund av mättnad uppstod och utgående halten uppgick till 15 μg/l. I undersökningar av småskaliga reningsverk (55 m 3 /dag) renades bäddvolymer (1 078 m 3 ) med en i råvattnet ingående urankoncentration på μg/l till halter om 0,3 μg/l. 29 Förvånande var att även en svagt sur katjonbytarmassa (WAC) och aminofosfonatmassa avlägsnade uran i anjonform i viss mån, men med betydligt färre bäddvolymer. Förklaringen till att aminofosfonatmassa hade effekt även när uranet fanns som anjon, är att massan kan utskilja uranyljonen från det komplex jonen bildat. 30 Katjonbytare Då uran i syrerikt grundvatten vid ph 5 förekommer som positiv katjon (uranyl, UO 2 2+ ) med komplex kan denna inte avlägsnas med anjonbytare. Uran i positiv form avlägsnas då istället med en katjonbytare. Karbonatkomplexen gör uranet mer lösligt genom att minska dess absorptionsförmåga vilket försvårar avlägsnande. För uran i katjonform fungerar därför istäl- 26 Se fotnot Essie Andersson, SLV intern rapport 28 Zhang & Clifford, 1994, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 29 Sorg, 1988, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 30 Kaisa Vaaramaa: Physico-Chemical forms of natural radionuclides in drilled well waters and their removal by ion exchange. Academic dissertation; University of Helsinki; Faculty of Science, Dep. of Chemistry, Lab. of Radiochemistry, Finland. 25

26 let aminofosfonatmassa bra. Aminofosfonatmassa hade effekt även när uranet fanns som anjon, eftersom massan kan utskilja uranyljonen från komplex där jonen ingår bäddvolymer behandlades och upptaget av uran skedde till 99,8 procent. En starkt sur katjonmassa (SAC) gav i samma studie ett upptag på procent ur ett vatten med urankoncentration på 4,7 mg/l. Uran som uppträder i komplex med humus kan behöva förbehandling. Bakterietillväxten i filtren kontrollerades utan att ökad tillväxt av koliforma eller heterotrofa bakterier kunde påvisas. I jonbytare med organiska hartser är det vanligt att få tillväxt av odlingsbara mikroorganismer som kan växa vid 22 C. För samtidigt avlägsnande av uran och radium kan en kombination av SBA och SAC användas. 32 Hanteringen av avfallet från jonbytestekniken skulle kunna tas om hand på avloppsreningsverk om regenerering görs tillräckligt ofta så att mängden uran inte blir för stor. Detta innebär mindre strålning från filtret och också att mängden natriumklorid från regenereringen blir mindre. 33 Anjonbyte för uranavlägsnande Uranhalter efter anjonbyte med makroporig SBA-massa vid ph 8. Om råvattnet innehåller 40 μg U/L, får det utgående avfallsvattnet (Waste brine) ~ pci/l vid BV drift. Figur 5. Urankoncentration per bäddvolymsgenomströmning. 34 Förklaring: BV= bäddvolymer, 1mg U = 0.67 pci. 31 Se fotnot Zhang & Clifford, 1994, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 33 Se fotnot D. Clifford, University of Houston, Anion Exchange for Uranium Removal, PowerPoint presentation på rads_treatment_dennis_clifford.ppt#340,24,residuals 26

27 Kemisk fällning och filtrering med järn- eller aluminiumsalt Laboratorieundersökningar utfördes med kemisk fällning på sjövatten med en uranhalt på 83 μg/l. Med järnsulfat som fällningskemikalie, kunde procent av uranet avlägsnas med järndoser på 3 7 mg/liter vid ph 6 och ph 10. Vid ph 4 och 8 uppgick upptaget till < 30 procent. I test med aluminiumsulfat i dos på 1,5 4 mg/l uppgick upptaget till 95 procent vid ph 10, procent vid ph 6 och < 40 procent vid ph 4 och Uran avlägsnades med hjälp av järn- och aluminiumfällning i kombination med snabb sedimentering i ett fullskaligt försök vid ett vattenreningsverk. Fällning med aluminium vid en koncentration av 6 mg/l och vid ph 6 minskade en uranhalt på 120 μg/l med 87 procent, och efter filtrering med 92 procent. Vid fällning med järn vid en koncentration på 15 mg/l och vid ph 5,2 uppgick upptaget till 77 procent utan filtrering. 36 I en annan undersökning där tjugo andra vattenreningsverk undersöktes kom uranavlägsnandet inte upp i liknande siffror, vilket förklarades med att de doser av fällningskemikalier eller ph-värden som användes inte var optimala. 37 Kemisk fällning för uranavlägsnande Vid 50 % upptag av 40 μg U/L, innehåller det torra avfallet 800 pci/g Fe(OH) 3 (s) Effekt av ph och fällningskemikalie på uranavlägsnande genom fällning med en dos på 25 mg/l. (Sorg 1990; Lee & Bondietti, 1983) Figur 6. Effekt av ph och fällningskemikalier för uranavlägsnande mg U = 0.67 pci. 35 Sorg, 1988, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 36 Gäfvert m.fl., 2002, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 37 White & Bondietti, 1983, ur Uranium in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118 (updated June 2005) 38 D. Clifford, University of Houston, Coagulation for Uranium Removal, PowerPoint presentation på 27

28 Järn- och uranfällning Tvåvärt järn är lösligt i vatten men blir svårlösligt då det oxideras till trevärt järn (Fe(III)). Detta kan avlägsnas genom filtrering. Då oxiderat järn också adsorberar uran är denna teknik en variant på koagulations- och filtrationsmetoden. Man utnyttjar förekomsten av löst järn i råvattnet, vilket oxideras genom luftning, solljus i kombination med hjälpmedel som citrat eller på kemisk väg (klor, ozon, väteperoxid, permanganat), och därefter fälls för att sedan filtreras. Det oxiderade järnet binder upp uran som avlägsnas tillsammans med järnet i en filtreringsprocess. Kapaciteten att avlägsna uran påverkas av flera faktorer, som uranets valenstillstånd, ph samt salter och konkurrerande anjoner som fosfat, kisel, sulfat och vätekarbonat. Metoden har uppgivits vara mer effektiv för uranavlägsnande än t.ex. avhärdning. Som avfallsprodukt erhålls järnhaltigt vatten. Elementärt järn I WHO:s beskrivning av metoden kallas den zero valent iron. Metalliskt järn men också järnkorrosionsprodukter, magnetit och amorfa järnoxider kan adsorbera uran, som bildar en stor mängd enkelskikt på järnet. Denna metod uppges vara effektivare än jonbyte. Reningseffekten är avhängig av ph och salter som finns i det vatten som ska renas. 39 Membranfiltrering som nanofiltrering och omvänd osmos Membran är selektiva barriärer som tillåter passage för vissa ämnen och förhindrar den för andra. Ämnena som ska filtreras drivs över membranet av en drivande kraft som kan utgöras av tryck, koncentration, elektrisk potential eller temperatur. Membrantekniker skiljer sig huvudsakligen genom storleken hos de porer som silar det behandlade vattnet samt membranets laddning och hydrofobicitet (vattenavstötande egenskap). Tryckdrivna membranprocesser uppdelas efter porstorlek i fyra kategorier: mikrofiltrering (MF), ultrafiltrering (UF), nanofiltrering (NF) och omvänd osmos Reverse Osmosis (RO), där högtryckssystem som NF och RO har relativt små porer jämfört med lågtryckssystemen MF och UF. /rads_treatment_dennis_clifford.ppt#340,24,residuals 39 Se fotnot 21 28