Projekt PhosFlock 17 juni 2011

Transkript

1 Projekt PhosFlock 17 juni % av fosforförlusterna kan härstamma från 10 % av arealen och ske under 10 % av tiden? Barbro Ulén et al.

2 Innehållsförteckning INNEHÅLLSFÖRTECKNING...2 SAMMANFATTNING...3 BAKGRUND...4 FOSFORRETENTION EN METODÖVERSIKT...5 Reaktiva filter...5 Reaktiva filter Fosforfällor i åkerdiken...6 Våtmarker för näringsreduktion...6 Fosforretention i våtmarker...7 OPTIMERING AV ANLAGD VÅTMARK...8 OLIKA FORMER AV FOSFOR KRÄVER EN MIX AV STRATEGIER...8 Fri fosfor...8 Partikulär fosfor...8 Sorption...8 Koagulering och flockning av lerpartiklar...9 Pozzolanska reaktioner...10 Flygaskor...11 Askor och lakning av tungmetaller...11 Effekter av höga ph-värden på fisk...12 MILJÖKONSEKVENSER OCH MILJÖTILLSTÅND...13 Argument för och emot att använda askor för fosforreduktion i vattendrag...13 Livscykelanalys...14 SVÄRTAÅN I SÖDERMANLANDS LÄN CASE STUDY...15 REFERENSER (17)

3 Sammanfattning Som citat på försättssidan antyder krävs insatser för att reducera utsläppen med en fokusering på både tid och rum! Mängden utsläpp av näringsämnen (N och P) har minskat med 30+ % under de senaste två decennierna och länderna runt Östersjön har kommit överens om en halvering mellan 2006 och Men, det är nog tveksamt om vi kommer nå målet inom utsatt tid. Och, räcker det för en kursändring med avseende på den ekologiska balansen i Östersjön? Allt talar för att med den takt som vi nu arbetar på problemet, kommer det ta generationer innan vi får uppleva en märkbar förbättring. Det måste därför till radikalare åtgärder än de som är föreslagna. Detta projektförslag syftar till att genom tillförsel av askor i vattendrag öka P-retentionen i befintliga och nyanlagd våtmarker. Koncentrationen är på partikulärfosfor. Reduktionen sker med hjälp av ett antal olika mekanismer som koagulering, flockning, fällning mm. Den föreslagna tekniken är även lämplig och effektiv för fastläggning av fosfor i sediment, både i söt-, bräck- och saltvatten. I de fall det är praktiskt möjligt kan sedimentet användas som jordförbättring och till skyddzoner. Bieffekter av fosforreduktionen är en alkalisk påverkan av ph-värdet vilket motverkar den pågående försurningen, till följd av ökad halt CO 2 i atmosfären, och reducerar även lösligheten hos de flesta tungmetaller. Det som för bara ett par decennier sedan mest handlade om för stora utsläpp av näringsämnen för mycket kväve (N) och fosfor (P) har visat sig var betydligt mer komplext: - De allt större områdena av syrefattiga och döda bottnar lösgör flera ggr mer fosfor än vad som släpps ut i Östersjön, kanske så mycket som ton/år. - Ny forskning visar att den ökade mängden av växthusgaser inte bara påverkar klimatet utan försurar världshaven och även då Östersjön. Haven absorberar CO 2 som omvandlas till kolsyra och sänker ph som in sin tur sänker mättnadsgraden av kalcium. Detta gör i sin tur att korallreven kommer att lösas upp! I Östersjön har man redan börjat märka effekter på musslor. Till skillnad från klimatförändringar som är relativt svåra att mäta är den sjunkande ph trenden fastlagd, och konsekvenserna redan observerbara. Vår uppfattning är att vi måste agera nu och att alla idéer ska utvärderas och testas. Risken är nog betydligt större att situationen i Östersjön blir värre och svårare om vi inte gör tillräckligt än om vi skulle göra något som visade sig vara fel. 3 (17)

4 Bakgrund Utgångspunkten för Projekt PhosFlock är de beslut som fattats inom HELCOM genom den s.k. Baltic Sea Action Plan (BSAP, 2007) som innebär en halvering av fosforutsläppen mellan 2006 och 2016 som i sin tur ska leda till "god ekologisk status" i Östersjön per Mycket talar för att det blir svårt att uppnå dessa utsläppsmål. Om vi börjar med att minimera alla punktutsläpp (reningsverk, industri- och enskilda avlopp) krävs det en halvering av de s.k. diffusa utsläppen där merparten är antropogena utsläpp via jordbruket. Och, även om vi slutade tillföra fosfor till all jordbruksmark helt enkelt förbjöd ALL form av gödsling kommer, beroende på trögheten i systemet, det ta mer än år innan det går att mäta en minskning av utsläppen till Östersjön. För att uppnå uppsatta mål krävs därför radikalare åtgärder än vad som planerats. På kort sikt under de närmaste åren är sannolikt den mest kostnadseffektiva OCH hållbara åtgärden att ta hand om fosforn i slutet av vattendragen, via fällning och sedimentering, och återföring av sedimentet till produktiv mark. Beroende på vem man tror sitter inne med sanningen släpper Sverige ut mellan 1600 (Gren et al., 2011) och 4200 (HELCOM, 2007) ton fosfor per år. Inom ramen för BSAP har Sverige förbundit sig att reducera fosforutsläppen med 290 ton per år. Det är dock rimligt att med föreslagna metod halvera utsläppen i varje givet vattendrag. Totalt kanske det är rimligt för Sverige att minska utsläppen med minst 500 ton/år. Och, om denna typ av åtgärder genomfördes i övriga HELCOM-länder kommer de uppsatta målen kunna uppnås, med marginal. Fig 1. De totala årliga utsläppen ligger idag (2006) på ca 28 tusen ton, vilket kan jämföras med det åtagande om minskning av årliga utsläppen med ca 15 tusen ton som länderna åtagits sig att genomföra t.o.m. 2016, varav Polen och Ryssland ska stå för 75 % av minskningen. 4 (17)

5 Det finns röster (bl.a. Gren et al., 2011) som anser att det skulle vara mer rimligt och kostnadseffektivt om man genomförde reduktionen i framförallt Polen. Det är säkert korrekt ur ett makroekonomiskt perspektiv men inte ur ett svenskt miljöperspektiv. Reduktion av P-utsläpp i Polen skulle inte alls påverka den ekologiska statusen i svenska vattendrag och marginellt i kustnära områden. Fosforretention en metodöversikt Utgångspunkten för en minskning av utsläppen måste alltid börja i användningen som t. ex. Greppa Näringen ( Andra exempel på aktiviteter är: Göra raka åar krokiga Restaurera utdikade områden Minska utsläppen från reningsverk och industrin Rening av enskilda avlopp Anlägga fosforfällor i diken Att genomföra alla dessa och andra åtgärder kommer dock att ta lång tid. I mellantiden bör vi restaurera och anlägga våtmarker som är designade för att maximera fosforretention, med hjälp av bl.a. kemisk fällning. Reaktiva filter En av de senaste i raden av föreslagna aktiviteter för fosforretention, som studerats under många år av en rad forskare över snart hela världen, är s.k. reaktiva filter, som går under beskrivningen Fosforfällor i åkerdiken. Fosforfällor på svenska åkrar skulle kunna minska fosforutsläppen till Östersjön med nästan en tredjedel ( ton?). Det är preliminära resultat från en studie av IVL, Svenska Miljöinstitutet (IVL, 2010) som säger att metoden är framgångsrik. Projektet finansieras av Naturvårdsverket och Baltic2020. IVL räknar då med att placera ut reaktiva filter runt om Sverige (10-20 kg P-retention/filter och år). Denna metod påminner till kemin delvis om PhosFlock men där slutar likheterna. Källa: biorock.se Lösningen är vanlig som en fosforfälla i anslutning till enskilda avlopp där de i allmänhet fungerar mycket bra. Det beror bl.a. på att filtret hakas på i slutet på en avloppsreningsanläggning som framförallt tar hand om organiskt material och andra partiklar. Sedan rör det sig om kontrollerade flöden med liten risk för Flash flood. Och, det finns lagstiftning 5 (17)

6 som gör att lösningen inte blir så kostnadskänslig. Men trots det är just den höga kostnaden ett stort hinder i implementeringen. Reaktiva filter Fosforfällor i åkerdiken På senare år har det, som tidigare nämnts, blivit allt mer populärt att använda liknande teknologi för fosforreduktion i anslutning till t.ex. åkerdiken. Det finns dock vissa komplikationer: Höga ph-värden. Optimalt ph och 13 vid låga flöden, d.v.s. allt liv efter filtret dör Höga hastigheter kan rensa filtren, d.v.s. återföra fosforn till vattendraget Vid optimalt normalflöde är reningsgraden 30-40%. Om man inte har en rejält stor sedimentationsdamm missar man flödestopparna som har höga till mycket hög andel fosfor viket kan innebära en betydlig minskning av reningsgraden på totala flödet Höga installationskostnader normalt krävs bl.a. sedimentationsdamm innan filtret för att inte filtren ska slamma igen Höga underhållskostnader per fastlagd P Filtermaterialet (1 ton) måste bytas ofta (två ggr per år till var tredje år?) 1 ton material fastlägger 1-10 kg P i labbmiljö men kanske betydligt mindre i verkligheten. Om man översätter det till materialåtgång per år och använder det högre värdet (10 kg per ton material) skulle det krävas minst ton material ( filter) per år dvs 2 ton per filter som måste bytas i snitt en gång per år. Men kanske lika sannolikt är att det krävs 10 ggr mer material. Se prel. rapport Greppa näringen, mars 2011, ny rapport kommer i slutet på juni: mar pdf Våtmarker för näringsreduktion Sedan lång tid har vi i Sverige stöttat anläggning av våtmarker för växtnäringsretention. Idag utgår ett investeringsstöd på 90 % av kostnaden eller upp till /ha. Ett mål var att uppnå ha anlagd våtmark i Sverige per 2010, men detta mål kommer 6 (17)

7 troligen inte kunna uppnås förrän 2015 (Weisner, 2010). Idag är siffran en bra bit under ha. Effektiviteten hos dessa satsningar har dock varit blandade (Weisner, 2010). För våtmarker anlagda uppskattas fosforretentionen till 1,5 kg P/ha/år in genomsnitt i Sverige, men i Skåne ligger den på 10 kg P/ha/år. I utvärderingen redovisas ingen effektivitet i % av total P-belastning (men kan uppskattas till max 10 % i Skåne som ligger högst). Om vi använder 1,5 kg P/ha/år för genomsnittlig P-retention skulle det innebära att den totala P-retentionen för alla anlagda våtmarker sammantaget ligger på runt 15 ton per år. Källa: Braskerud B. C. Fosforretention i våtmarker Retention av fosfor i våtmarker har till helt nyligen varit ett förhållandevis sparsamt studerat området. Tidigare, och alltjämt, har fokus legat på kväve. För det första är det viktigt att känna till i vilken form fosforn är i vattenpelaren. Studier har visat att en större del av fosforn uppträder i partikulär form än vad man tidigare trott (Karin Johannesson, 2011). Vidare så har dessa partiklar en stark tendens att binda sig till lerpartiklar och majoriteten av jordmånen i Sverige är lerjordar. Karins, och andras, studier har även visat att en stor del av retentionen utgörs av sediment av partiklar just i början på våtmarken, redan inom några meter. Men, då majoriteten av partiklarna är mycket små, mikrostorlek, och sedimenteringen enligt Stokes lag är proportionell mot storleken hinner merparten av partiklarna inte sedimentera innan de passera våtmarken. Enligt en studie uppmättes sedimenteringshastigheten till inte mer än 0,08 cm/dag (Ulén, B. 2004). Utöver detta tenderar våtmarker att uppvisa en negativ retention (d.v.s. att våtmarken släpper ut P) under perioder av syrebrist, vilket bl.a. kan inträffa vintertid under perioder med istäcke samt på sommaren under perioder med låga flöden. Syrebristen medverkar till att fosfor frigörs från bottensedimenten. Sammanfattning av några viktiga förutsättningar: 1) Huvuddelen av retentionen sker genom sedimentering, och då just i början på våtmarken 2) Merparten av den övriga partikulära fosforn består av små lerpartiklar som inte hinner sedimentera innan de lämnar våtmarken 3) Den lösta fosforn utgörs av mindre än en tredjedel av totalfosforn och en del av denna frigörs via processer inom våtmarken. 7 (17)

8 Optimering av anlagd våtmark Mot bakgrund av dessa fakta finns en rad egenskaper och funktioner som är viktiga för att optimera våtmarkens P-retentionsförmåga: 1) Maximera pre-sedimenteringen. a) Separat första steg (Vilket både kan förlänga våtmarkens livslängd, öka effektiviteten och underlätta borttagande/återvinning av sediment) b) Minimera hastigheten/turbulensen genom att maximera bredden på inlopp (och utlopp). Maximera mängden partiklar som hinner sjunka under utloppsnivån c) Optimera djup för att inte utdikning ska behöva ske för ofta. 2) Kemiskt andra steg. Efter pre-sedimenteringen har vi fosfor som antingen är i löst form (fosfat) eller bunden till så små partiklar att de sannolikt inte hinner sedimentera innan de lämnar våtmarken. A) Öka sedimenteringshastigheten genom tillsats av flockningsmedel adsorption B) Kemisk fällning absorption Olika former av fosfor kräver en mix av strategier Fosfor kan primärt delas upp i fri fosfor och partikulär. Den fria fosforn är i form av fosfatjoner (PO 4 3- ). Beroende på vilken form fosforn befinner sig i krävs olika strategier för att fånga upp den i sedimentet. Den partikulära fosforn är knuten till biologiskt material eller t.ex. partiklar (sand, silt, lera). Fri fosfor Kan antingen konsumeras av biologisk aktivitet eller fällas ut via sorption. Partikulär fosfor 1) De större partiklarna (silt >0,01 mm) kommer normalt att sedimentera 2) De mindre partiklarna (lera <0,01 mm) kommer bara till en mindre del sedimentera och kräver normalt kemisk hjälp för att koagulera/flockas/fällas. I det följande beskrivs de mekanismer och reaktioner som kan vara inblandade i sedimentering av fosfor. Sorption Sorption, eller fastläggning, är ett komplext område. De viktigaste mekanismerna är adsorption (flockurering) och absorption (fällning). Adsorption innebär att ett ämne fastnar på ytan av ett fast material eller en vätska och kan delas in jonbyte och ytkomplexbildning. Adsorption är tillämpligt på både fri som partikulär fosfor. Ytkomplexbildning är starkare än jonbyte och kan bildas bland annat mellan katjoner och syret i hydroxylgrupper på partikelytor eller till karboxylgrupper i humusämnen. En löst jon som attraheras elektrostatiskt av en laddad partikelyta och ersätter en annan jon, benämns jonbyte. 8 (17)

9 Absorption eller en utfällningsreaktion innebär att molekyler upptas i en fast eller flytande fas så att de blir helt omslutna av den. Absorption är bara tillämplig på fri fosfor. Potentiella adsorptionsämnen är kalcium, järn-, aluminium- och magnesiumoxider (och hydroxider) (CaO, Al 2 O 3, Fe 2 O 3 och MgO). Man kan dela upp dessa adsorptionsämnen i två olika grupper Ca/Mg-föreningar som fäller bättre i miljöer med högre ph (>7) och Al/Fe-föreningar som fungerar bättre vid lägre ph (<7). Beroende på ph, vilken form av kalcium och fosfat (H 2 PO 4 or HPO 4 2 ) bildas amorfa kalciumfosfat (ACP), som t.ex. oktakalciumfosfat (OCP, Ca 4 H(PO 4 ) H 2 O), eller kristallina som t.ex. hydroxyapatit (HAp, Ca 10 (OH) 2 (PO 4 ) 6 Gränsen mellan bildandet av amorfa och kristallina kalciumfosfater ligger kring ph 8. Kristallina kalciumfosfater ger en starkare bindning och är därför att föredra. Det bör dock framhållas att inte heller kemiska mekanismer i allmänhet är irreversibla. Det handlar även här om jämvikter. Jämvikterna kan dock vara starkt förskjutna så att den fosfor som fixeras inte kommer att mobiliseras så länge stora förändringar i den kemiska miljön inte uppstår (exempelvis genom stora förändringar av ph-värdet). Koagulering och flockning av lerpartiklar Av vad som framkommit i det tidigare bör fokus ligga på att öka sedimenteringen av partiklar och då framförallt lerpartiklar. Lerpartiklar är små, mycket små. Merparten under 1 µm i storlek. Sedimenteringshastigheten hos små partiklar är enligt Stokes lag proportionell mot partikelns diameter. (Stokes lag är sambandet mellan friktionen på sfäriska objekt med litet Reynoldstal, t.ex. väldigt små partiklar, i en kontinuerlig viskös fluid, Wikipedia) En partikel med 1 µm diameter sjunker bara 1 m på 18 dagar! Se tabell nedan för andra exempel. Källa: SWECO De flesta partiklar som är suspenderade i vatten har en negativ laddning och, eftersom de har samma typ av ytladdning, stöter de ifrån varandra när de kommer nära varandra. Därför blir de kvar i suspension i stället för att klumpa ihop sig och sedimentera. Dispersion definieras som en process där de enskilda partiklarna hålls åtskilda från varandra. Detta beror den högre andelen kalium- och natriumjoner. Således, beroende på vilka katjoner som är dominerande i vattenpelaren kan partiklarna tendera att suspendera eller flocka sig. 9 (17)

10 Hofmeisters serie eller den Lyotropiska serien beskriver katjonernas inbördes styrka. De katjoner med högre valens ersätter de med lägre valens i serien. Nedan visas serien som den brukar skrivas: Li + < Na + < H + < K + < NH 4 + << Mg 2 + < Ca 2 + << Al 3 + Katjonerna till höger ersätter dem till vänster. När de natrium- och kaliumjoner som normalt finns bundna i leran ersätts med kalciumjoner reduceras det lager av vatten som finns omkring lerpartiklarna. Detta resulterar i en koagulering av leran, bildning av större partiklar eller s.k. microflockar, som också ger högre viskositet. Under rätt förhållanden homogen mixning tar denna process några få minuter. Konsistensen förändras till plastisk eller fast beroende på det ursprungliga vatteninnehållet. Vattnet som separerats från lerpartiklarna finns nu ansamlat mellan de aggregerade partiklarna, se fig. nedan. Flockulering kan beskrivas som en fortsättning på koaguleringen där microflockarna stöter på varandra och genom kontakten blir större och större. Flockningen är dock en jämviktsprocess som efter ett antal minuter eller timmar når en maximal flockning (storlek på partiklarna). Pozzolanska reaktioner Därefter sker en stabiliseringen genom pozzolanska reaktioner. Vid en pozzolansk reaktion reagerar löst kalcium med kisel (aluminium) och vatten, och bildar en hydrerad kalciumkisel gel (Även kallad CSH, Calcium Silicate Hydrate eler Kalcium-Silikat-Hydrat). Eller uttryckt på ett annat sätt: kalk reagerar med vatten och lermineral (silikater och aluminiumföreningar). Ca(OH) 2 + H 4 SiO 4 Ca 2+ + H 2 SiO H 2 O CaH 2 SiO 4 2 H 2 O Eller i en enklare form: CH + SH CSH Denna bildning av komplexa kalciumsilikat-aluminater (CSH) liknar de som produceras genom hydratisering av cement i betong. Även korn av silt, sand och grus kan kittas ihop på detta sätt. Möjliga reagensmaterial Det finns en mängd litteratur inom ämnet fastläggning av fosfor med hjälp av restprodukter som slagg och askor. Nästan all litteratur utgår dock från höga koncentrationer av P (och nästan bara fri fosfor från rena kemikalier) motsvarande 10 (17)

11 ingående avloppsvatten (eller högre, flera mg/l) och alla de som rör rening av eller i anslutning till vattendrag bygger fysiskt på att man använder reagensmaterialet i form av ett filtermedium. Eftersom man använder sig av filter som tenderar att slamma igen är man måttligt intresserad av att fånga in lerpartiklar, vilket även det påverkar relevansen i forskningen. Det finns en fokusering på sorption av fri fosfor och de mekanismer som påverkar den partikulära fosforn hamnar lätt i bakvatten. Men som vi sett behöver vi ett komplext material som både har förmågan att kemiskt reagera med löst fosfor samt via olika former av sorption öka sedimenteringen. Denna typ av material återfinns ofta som restprodukter, som t.ex. slagg från stålproduktion och flygaskor från t.ex. kraftvärmeverk. Tabell. Huvudbeståndsdelar i Hyttsand från SSAB i Oxelösund och askor från trädbränsle Ämne Formel Hyttsand Andel [%] Flygaska Biobränsle Andel [%] Kiseldioxid SiO Kalk CaO Magnesiumoxid MgO 18 3 Aluminiumoxid Al 2 O Järnoxid Fe 2 O 3 0,5 10 Svavel S 1,5 <0,9 Både flygaskor och slagg innehåller en rad tvåvärda och trevärda katjoner (Ca 2 +, Al 3 +, Fe 3 + etc) som under joniserad villkor kan främja flockning och sedimentering av spridda lerpartiklar. Speciellt askor består av små partiklar med stora reagensytor. Flygaskor I den fortsatta diskussionen kommer utgångspunkten vara flygaskor från företrädesvis rena biobränslen och torv, men även de flesta askor från fossilt kol är tillämpbara. Skälen till detta är framförallt det faktum att flygaskor är både betydligt billigare ex. works och lämpliga flygaskor finns oftast tillgängliga lokalt, samt utmärks av låga halter tungmetaller. Att tillföra flygaskor är ett mycket effektivt sätt att reducera fosfor i vattenförekomster finns att läsa i flera studier (S.G. Lu et al. 2008, Yamada et al. 2001). Det är huvudsakligen kalken som står för den initiala, snabba fällningen/absorptionen, av fri fosfor, i form av kalciumfosfater. Därefter följer en långsammare mer komplex reduktion i form av adsorption i olika former som redovisats tidigare. Utfällningen av kalciumfosfater minskar mängden kalciumjoner Ca 2+ vilket i sin tur sänker det initialt höga ph-värdet, vilket är en viktig faktor i den totala påverkan på miljön. Se mer avsnittet nedan om fisk och ph. Askor binder även fosfor i sedimentet (Asaoka, S. Yamamoto, T. 2010). Askor och lakning av tungmetaller Huvudkomponenterna i flygaskor utgörs vanligtvis av kalciumoxid, kiselsyra och aluminiumföreningar. Flertalet miljöstörande metaller ingår också som del i flygaskor men i mycket varierande halter. Basiciteten är normalt hög, vilket kan ge ph-värden i vatten upp emot Ett antal kemiska reaktioner sker vid blandning av flygaska med vatten där många flygaskor härdar. Genom att vattnets ph-värde snabbt ökar, i första hand genom 11 (17)

12 hydratisering av kalciumoxid (CaO), kommer många metaller att fällas ut som svårlösliga hydroxider. Metaller kommer även i varierande utsträckning att fällas ut som karbonater, sulfater, sulfider och fluorider. Vid mycket höga ph-värden kan vissa metaller bilda negativt laddade hydroxokomplex vilket ökar lösligheten. Minimumhalter för flera metaller erhålls vid phvärden kring 8-10 beroende på metall och vattensammansättningen. I de miljöer där askan används i denna tillämpning kommer ph under överskådlig tid ligga på minst ph 8 och endast kortvarigt över 9. Utrustning för spridning av askor i vattendrag I snart 35 år har vi kalkat sjöar och vattendrag. Idag motsvarar målområdet för vattendrag ca km. Vi har därför tillgång till väl utvecklad teknologi att sprida kalkhaltiga produkter i vattendrag. Det finns olika typer av utrustning för ändamålet. Den utrustning som är lämpligast för ändamålet är en s.k. våtdoserare med en flödesstyrning kopplad till kontinuerlig ph-mätning. Principskiss över våtdoserare. Doseraren är placerad vid sidan av vattendraget. Via ett inloppsrör står vattendraget i förbindelse med en intagsbrunn. Från brunnen pumpas vattnet till ett inblandningskärl inne i doseraren. Till inblandningskärlet tillförs kalk via skruvutmatare som sitter i botten på silon. Från inblandningskärlet återförs kalk/vattenblandningen, vanligen med självtryck, via en utloppsledning till vattendraget. I intagsbrunnen sitter en vattennivåmätare som styr mängden utdoserad kalk. Doseraren drivs av nätansluten el och för att förhindra frysning är doseraren samt brunn och ledningar uppvärmda. Effekter av höga ph-värden på fisk Extremt höga ph-värden kan skada fisk. Höga ph-värden upp till 9,9 kan uppstå naturligt 12 (17)

13 genom fotosyntes under sommarhalvåret (Scotta, Luca & Wilson 2005). Fiskens gälar skadas av höga ph-värden genom frätskador. För salmonider räkas 9,2 för ett lägsta värde för direkt dödlighet. Vid ph 9,5 har en 50 % dödlighet registrerats efter en 15-dagars period. Yngel av öring påverkas vid ph 9. För andra arter som gädda anges ett lägsta phvärde för dödlighet till 10,7 och för abborre 9,2 (Alabaster & Lloyd 1982). För att undvika negativa effekter på fisk bör ph-värdet ej gå över 9,0 (se tabell nedan, Alabaster & Lloyd 1982) ph-värde Effekt 6,5 9,0 ingen negativ effekt 9,0 9,5 skadligt för öring vid lång exponeringstid 9,5 10,0 dödligt för öring redan vid kort exponeringstid Källa: Anders Eklöv, Miljökonsekvenser och miljötillstånd Definitionsmässigt klassas återvunna material som avfall och användandet av dessa är därför belagt med restriktioner. Avfallsförordningen (SFS 2001:1063) styr hur avfall får hanteras och i vissa fall också hur det får deponeras. Aska är med nuvarande lagstiftning avfall och upphör att vara avfall d.v.s. blir produkt först när det inträder i en nyttig funktion, t.ex. när det ligger och utnyttjas som vägbyggnadsmaterial i en väg. EG rätten har långsamt mer och mer accepterat att restprodukter kan vara biprodukter om de har full avsättning och uppfyller adekvata hälso- och miljökrav. Detta blir än tydligare i det nya direktivet: Waste Framework Direktive 2008/98 EG: REACH Om askor skall bli produkter så skall de följa kemikalielagstiftningen och registreras enligt REACH. Om de fysikaliska egenskaperna är helt dominerande kan de bli en vara som ej behöver REACH-registreras. Innehåll av farliga ämnen över 0,1% skall dock redovisas. Mer om REACH: Argument för och emot att använda askor för fosforreduktion i vattendrag Om vi börjar med argumenten för: Återvinning av askor är ett mål i sig: 1 kap 1 punkt 5 miljöbalken: Miljöbalken ska tillämpas så att återanvändning och återvinning liksom annan hushållning med material, råvaror och energi främjas och så att ett kretslopp uppnås. Materialet fungerar först som en sorbent av huvudsakligen fosfor för att sedan återföra 13 (17)

14 sitt eget näringsinnehåll plus sorberat fosfor till åkermark eller skogsmark. Bruk av askor minskar behovet i motsvarande mån av bränd/släkt kalk. Kalk är en ändlig resurs och släpper ut ca 1 ton CO 2 /ton CaO. Karboniseringsprocessen kommer resultera i att en viss mängd CO 2 binds upp (Carbon sink). Skillnaden i pris ligger på ca SEK /ton färdigt material. (Motsvarande CaO värde bränd kalk SEK 1000/ton och deponiavgiften för aska ligger på SEK /ton) Återvinning av fosfor från sedimentet ger inte bara fosforvärdet tillbaka utan minskar även konsumtion av CO 2 vid brytning och nyproduktion av fosfor. Tillförsel av askor kommer radikalt öka sedimentering av alla partiklar av vilka stor del har ett struktur eller gödselvärde i lantbruket. Mycket talar för att ph-höjningen resulterar i att (viss mängd) fria metaller i vattenmassan kommer att fällas ut som hydroxider och att den kalciumkarbonat som fälls ut kommer att adsorbera/flocka metaller och att denna mängd sannolikt är betydligt större än utlakningen av metaller från tillfört material. Argument emot: De facto släpper vi ut tungmetaller i vattendraget. Vi vet att läckaget är litet men vi vet inte om det är försumbart, d.v.s. att effekterna är så marginella att det inte går att mäta. Läckaget av det som tillförs är bl.a. belyst i Värmeforsks rapport "Flygaskors egenskaper i våt miljö". Livscykelanalys Att aska innehåller tungmetaller och att en del av dessa är i löslig form som ger upphov till olika typer av miljöpåverkan går inte att komma ifrån. Men att endast se till innehållet av miljöfarliga ämnen i askor ger därför ett ofullständigt beslutsunderlag. En metod för miljöbedömning som kan inkludera såväl resursförbrukning som emissioner till luft och vatten, men även nyttigheter är livscykelanalys (LCA). Susanne Olsson (Livscykelperspektiv på återvinning av askor, 2008) har gjort en LCA på flygaskor från torv där man bl.a. jämförde värdet och konsekvensen av att använda askan i vägbyggen resp. att lägga på deponi. Vad som skulle kunna vara värdefullt är man gjorde motsvarande för användningen att öka fosforretentionen i vattendrag med bl.a. de nyttigheter det skulle medföra som diskuteras i tidigare stycke. Utöver det bör utfallet av en LCA även relateras till prioritering av uppsatta miljömål, se tabell nedan: 14 (17)

15 Att använda askor för P-retention relaterar till åtminstone hälften av uppsatta miljömål. Svärtaån i Södermanlands län fallstudie Svärtaån är ett vattendrag med hög belastning från jordbruket och därmed höga fosforhalter och låg ekologisk status. Tot-P ligger i snitt på ca 150 µg/l och reaktivt (PO 4 ) ca hälften, dvs de årliga P-utsläppen är 10 resp 5 ton per år, vid ett antaget snittflöde på 5 m 3 /s (OBS endast 6 vintermånader). Stökiometriskt krävs 3 Ca per P. För att fälla ut den fria fosforn skulle därför behövas runt 2 ton CaO vilket är ca 10 ton omvandlat till askor. Men mot bakgrund av en rad andra faktorer beräknas en betydligt högre åtgång askor motsvarande en koncentration på ca mg/l eller ton/år. 15 (17)

16 Referenser Asaoka, S. Yamamoto, T. 2010, Characteristics of phosphate adsorption onto granulated coal ash in seawater. Alabaster, J. Lloyd, R, Water Quality Criteria for Freshwater Fish. Butterworths. pp 361. Baltic Sea Action Plan, 2007, von Brömssen, M., Lindström, N., Hedman, K. Svensson, M. 2009, Flygaskors egenskaper i våt miljö Donald W. Kirk Charles Q. Jia Jinying Yan, Alan L. Torrenueva, 2003, Wastewater remediation using coal ash Gren et al. 2011, Gren.pdf IVL, 2010, 7df4c4e812d2da6a html Karin Johannesson, 2011, Analysis of phosphorus retention variations in constructed wetlands receiving variable loads from arable land. Kishor, P., A.K. Ghosh and D. Kumar, Use of flyash in agriculture: A way to improve soil fertility and its productivity. Asian J. Agric. Res., 4: S.G. Lu et al. 2008, Removal mechanism of phosphate from aqueous solution by fly ash. Olsson S., 2008, Livscykelperspektiv på återvinning av askor A%2F%2Fwww.svenskfjarrvarme.se%2FGlobal%2FRapporter_och_Dokument%2FFOUrapporter%2FFj%25C3%25A4rrsyn%2FFj%25C3%25A4rrsyn%2520Omv%25C3%25A4rld %2F2008%2FRapport%2520Livscykelperspektiv%2520p%25C3%25A5%2520%25C3%25 A5tervinning%2520av%2520askor.pdf&rct=j&q=Livscykelperspektiv%20p%C3%A5%20% C3%A5tervinning%20av%20askor&ei=EajtTanXIcnsgbCq4SlCA&usg=AFQjCNHWnhrm03nbxquge3MSRrrMorIHoA Maynard et al., 2008, Bioavailability and fate of phosphorus in constructed wetlands receiving agricultural runoff in the San Joaquin Valley, California. Merche B. Bodí et al, 2011, Sediment settling rate in a water body after a wildfire: ash and soil 16 (17)

17 A%2F%2Fmeetingorganizer.copernicus.org%2FEGU2011%2FEGU pdf&ei=G6DtTae6K8eq-gb96uCZCA&usg=AFQjCNG99TxtMq0YN-SqFCFZ8iYm3TtTRg Scotta, D. Luca, M. Wilson, R The effect of high ph on ion balance, nitrogen exceretion and behaviour in freshwater fish from eutropic lake: A laboratory and field study. Aquatic Toxicology. 73 (1): Ulén, B Size and settling velocities of phosphorus-containing particles in water from agricultural drains. Water Air Soil Poll. 157, Weisner S. och Thiere G., 2010, Mindre kväve och fosfor från jordbrukslandskapet Yamada et al. 2001, Removal of phosphate and heavy metals in aqueous solution by fly ash 17 (17)