PERKOLATIONSFILTER - EN UNDERSÖKNING AV RENINGSEFFEKT MED

Transkript

1 Jeanette Uddén PERKOLATIONSFILTER - EN UNDERSÖKNING AV RENINGSEFFEKT MED AVSEENDE PÅ JÄRN OCH MANGAN Handledare: Per Olof Persson, Industriell Ekologi STOCKHOLM 2005 EXAMENSARBETE UTFÖRT VID INDUSTRIELL EKOLOGI KUNGLIGA TEKNISKA HÖGSKOLAN

2 TRITA-KET-IE 2005:10 ISSN

3 Förord Detta projekt är ett examensarbete motsvarande 20 poäng och utgör en del i min utbildning till civilingenjör i kemiteknik vid KTH. Rapporten behandlar reningseffekten av perkolationsfilter med avseende på järn och mangan vid vattenverken i Hassela resp. Munkbysjön. Jag vill börja med att tacka min handledare Hans Ericsson, Sweco Viak, för hans stöd och vägledning genom projektet. Jag vill även tacka Erik Norin som hjälpt till med provtagningen i Hassela. Till sist ett stort tack till min examinator Per-Olof Persson vid Industriell Ekologi, Institutionen för Kemiteknik, KTH, för hans goda råd och hjälp med rapporten. Stockholm 2005 Jeanette Uddén 3

4 4

5 Abstract This master thesis has been done in cooperation with Sweco Viak AB in Sundsvall. The aim with the project is to investigate the purifying effect of percolation filter due to iron and manganese. The overall goal was to investigate how the parameters surface load, sandfractions, and burden time affect the purifying effect. The expectation is to optimize the design and find a demouldning of the filter that gives sufficient purifying with a higher surface load. As an attempt to accelerate the curing of the filter, experiments with a layer of sand which surface has been covered with manganese ore (MnO 2 ) on top of the filter have been done. As test filters 10 L bars were used and the experimental work was performed at the waterworks in Hassela and Munkbysjön. In Hassela different sandfractions were tested. The manganese was very easy to oxidize and no difference in the reduction of manganese content in the water between the different filters was observed. The iron was on the other hand very difficult to oxidize and no reduction of the iron content was obtained even though the water was aerated before entring the filters. This might occur when the iron is bounded in humuscomplexes. When it comes to the different sandfractions, the fine sight can not be recommended as a method to treat water in Hassela as it didn t work with a surface load of 0,2 m/h. With those results in mind percolationfilter is not a method that can be recommended in Hassela. At the waterwork in Munkbysjön experiments were done with sand which surface had been covered with MnO 2. The difference in curing time was barely measurable which in this case makes it unnecessary to use the preparated sand. When the surface load was increased the reduction of manganese content was uneffected. Even the reduction of the iron content was sufficient although no aeration was used. A percolation filter could work very well in Munkbysjön, but experiments with even higher surface load and sand with a higher coarseness are to be recommended before a filter is established. 5

6 6

7 Sammanfattning Detta examensarbete är utfört i samarbete med Sweco Viak AB i Sundsvall. Rapporten behandlar perkolationsanläggningar för rening av dricksvatten då grundvatten används som råvatten och dess reningseffekt gällande järn och mangan. Det övergripande målet med arbetet var att undersöka hur parametrar som ytbelastning, sandfraktioner, beskickningstider påverkar reningen i perkolationsfilter. Förhoppningen är att kunna optimera dimensioneringen och finna en utformning som tål högre ytbelastning med bibehållen rening. För att försöka påskynda uppstarten av filtren har även försök gjorts med ett lager sand med brunstensbelagd yta överst. För att undersöka hur ovan nämnda parametrar påverkar reningen har pilotanläggningar körts vid två olika vattenverk i Hassela resp. Munkbysjön. I Hassela gjordes försök med olika sandfraktioner. Manganet var mycket lättfällt och någon skillnad i reduktion av manganhalten mellan de olika filtren gick ej att urskilja. Järnet var däremot mycket svårfällt och ingen reduktion av järnhalten erhölls i något av filtren, trots luftning, vilket kan bero på att järnet är humusbundet. När det gäller de olika sandfraktionerna så kan den finare sanden (d = 0,15-0,5 mm) inte rekommenderas då den inte klarade en ytbelastning av 0,2 m/h. Med hänvisning till dessa resultat utesluts perkolationsfilter som en tänkbar lösning i Hassela. I Munkbysjön gjordes försök med sand vars yta belagts med brunsten. Den tidsmässiga skillnaden i uppstarten var dock i det närmaste obefintlig så i detta fall verkar användning av sand belagd med brunsten ej motiverat. När ytbelastningen ökades påverkades inte reningsresultatet. Även reduktionen av järnhalten var tillräcklig trots att vattnet inte luftades innan det tillfördes filtret. Ett perkolationsfilter skulle kunna fungera bra i Munkbysjön, men ytterligare försök med t.ex. ännu högre ytbelastning och/eller grövre sand skulle kunna testas. 7

8 8

9 Innehållsförteckning 1. INLEDNING BAKGRUND OCH MÅL METOD AVGRÄNSNING LITTERATURSAMMANFATTNING ALLMÄNT DRICKSVATTENRENING Rening av ytvatten Rening av grundvatten JÄRN OCH MANGAN Kemin bakom fällningen av järn och mangan OLIKA AVSKILJNINGSPROCESSER OCH FILTRERINGSMETODER FÖR JÄRN OCH MANGAN Återinfiltration och konstgjord infiltration Bassänginfiltration Sprinklerinfiltration Djupinfiltration Inducerad infiltration Oxidation Biologisk avskiljning Långsamfilter Fördelning mellan spontan och biologisk inducerad oxidation Katalytiska effekter och adsorption INLEDANDE FÖRSÖK FÖRSÖK UTRUSTNING ANALYSMETODER BESKRIVNING AV HUVUDFÖRSÖK METOD Försök i Munkbysjön Försök i Hassela Gemensamt för försöken i Munkbysjön och Hassela BESKRIVNING AV PILOTANLÄGGNINGAR OCH FÖRUTSÄTTNINGAR Försöksfilter i Munkbysjön Försöksfilter i Hassela RESULTAT RESULTAT FRÅN INLEDANDE FÖRSÖK RESULTAT FRÅN HUVUDFÖRSÖKEN Hasselaförsöken Munkbysjön RESULTATDISKUSSION RESULTATDISKUSSION FRÅN INLEDANDE FÖRSÖK RESULTATDISKUSSION FRÅN HUVUDFÖRSÖK Hassela Munkbysjön REKOMMENDATIONER

10 8. FÖRSLAG TILL VIDARE STUDIER REFERENSER ÖVRIG LITTERATUR BILAGA

11 1. Inledning Detta examensarbete är utfört i samarbete med Sweco Viak i Sundsvall. Rapporten behandlar perkolationsanläggningar för rening av dricksvatten då grundvatten används som råvatten och dess reningseffekt gällande järn och mangan. 1.1 Bakgrund och mål Järn och mangan är vanligt förekommande i grundvatten där de normalt förekommer i löst form som joner, Mn 2+ och Fe 2+. När vattnet pumpas upp och kommer i kontakt med luftens syre oxideras jonerna till Mn 4+ och Fe 3+, dessa faller ut som mangandioxid resp. ferrihydroxid. Järn och manganinnehållet utgör ingen hälsorisk men ger problem med exempelvis igensättningar av ledningar och missfärgad tvätt. Perkolationsfiltrering är en metod som används för att avlägsna mangan och järn i vattnet. Vid anläggandet av dessa filter saknas tydliga kriterier då det gäller dess dimensionering så filtren görs i allmänhet större än vad som krävs för att vara på den säkra sidan. I detta arbete undersöks hur ytbelastningen och beskickningstider påverkar reningen samt hur olika sandfraktioner påverkar filtrens funktion vid vattenverk i Hassela resp. Munkbysjön. Detta i hopp om att kunna optimera dimensioneringen och kanske finna en utformning som tål en högre ytbelastning med bibehållen rening. För att försöka påskynda uppstarten av filtren har även försök med sand vars yta är täckt med brunsten gjorts. Tanken med detta är att oxidationen av mangan kommer igång snabbare om Mn 2+ sorberas till brunstenen och därmed får en längre uppehållstid i filtret och då hinner oxideras. 1.2 Metod Inledningsvis gjordes en litteraturstudie som sedan följdes av pilotförsök för att utreda effekterna av olika beskickningstider, ytbelastning, sandfraktioner och preparerad sand. 1.3 Avgränsning Den tid under vilken försöken kunde pågå var begränsad till ca tre månader. Antalet provtagningar begränsades dels av kostnaden för analyser dels av resvägen till anläggningarna. 11

12 12

13 2 Litteratursammanfattning 2.1 Allmänt dricksvattenrening Som råvatten används vid dricksvattenproduktion främst ytvatten och grundvatten men även havsvatten är en möjlig råvattenkälla. Kvalitetsmässigt är ofta grundvattnet den bästa råvattenkällan eftersom detta vatten har filtrerats naturligt genom marklagren. Vid nedbrytningen av organiskt material i marken bildas kolsyra som löses i vattnet. Då vattnet passerar genom markskikten reduceras innehållet av humusämnen, grumlighet och färg. Dessutom reduceras halterna av bakterier, virus och encelliga organismer. Figur 1 nedan illustrerar bildningen av grundvatten. Regn Vattnet löser luftens gaser O 2, N 2, CO 2, SO 2 + org. material Organiska ämnen lakas ur marken och bryts ned av bakterier. O 2 åtgår och CO 2 bildas. Kalksten löses upp och hårdheten ökar. Järn och mangan löses upp ur mineral i marken. Grundvatten Grundvatten med låg halt organiska ämnen, syre och bakteriehalt. Hög halt av CO 2, Ca, Mg, Fe och Mn. Figur 1: Illustration av grundvattenbildning. 13

14 Eftersom tillgången på grundvatten ofta är otillräcklig i befolkningstäta områden används där ytvatten vid produktionen av dricksvatten. De vanligaste kvalitetsproblemen i ytvatten är humus, mineralpartiklar, organiska föroreningar, bakterier, virus, parasiter och amöbor. När det gäller kvaliteten på dricksvattnet finns gränsvärden för bakterie- och virusinnehåll, innehåll av giftiga oorganiska metaller och organiska föroreningar, grumlighet, smak och lukt m.m. Med dagens vattenreningsteknik är möjligheterna stora att även med råvatten av dålig kvalitet producera dricksvatten som uppfyller kraven. Reningen blir dock enklare och billigare om råvattnet håller hög kvalitet Rening av ytvatten Vid rening av ytvatten beror det på råvattnets kvalitet vilka av nedan beskrivna reningssteg som krävs i varje enskilt fall. Intaget bör läggas under språngskiktet i vattentäkten där så är möjligt, men i vissa sjöar kan vattnet under språngskiktet bli syrefritt under delar av året. Då vattnet är syrefritt kan svavelväte bildas och mangan lösas ut från bottenslammet. För att undvika detta problem är det lämpligt att ha intag på olika djup. För att förhindra att större föroreningar kommer in i ledningen bör intaget vara försett med en sil. Om det uttagna råvattnet innehåller stora mängder alger bör dessa avlägsnas för att förhindra igensättning av efterföljande filter samt för att undvika lukt- och smakproblem. Detta görs med hjälp av s.k. mikrosilar med en masköppning på ca mikrometer. Ytvatten är ofta brunfärgade av humusämnen och i många fall även grumlade av oorganiska ämnen (t.ex. lera) och biologiskt material (t.ex. alger). Dessa ämnen kan till stor del inte avlägsnas med sedimentering eller filtrering då de har en så liten partikelstorlek. För att avlägsna dessa partiklar används kemisk rening där man genom tillsats av koagulanter fås en koagulering följt av flockbildning. Processen kallas flockning och innebär att humusämnen och andra partiklar adsorberas och innesluts i flockarna. För att avskilja flockarna kan sedimentering eller flotation användas. För att sedimentering skall vara tillämpbart krävs att flockarna har högre densitet än vatten, flockarna måste också vara så stora så att de sedimenterar inom rimlig tid. Flotation bygger istället på att göra partiklarna lättare än vattnet genom att låta mikroluftbubblor fästa vid dem. För att avskilja flockarna på ytan kan en ytskrapa, bräddning eller flotationsfilter nyttjas. I ytterligare reningssteg kan filtrering användas och i huvudsak förekommer två typer av filter, snabbfilter med belastningen 5-10 m 3 /m 2 h och långsamfilter med belastningen 0,2-0,4 m 3 /m 2 h. Ett filter används inte enbart för att avskilja suspenderat material. Ett filter kan även användas för att höja ph, reducera järn och mangan, som jonbytarfilter för att påverka halten av vissa joner, för att adsorbera ämnen samt för biologisk rening. För att reducera vattnets humushalt kan även kemisk behandling med ozon användas. Ozon är ett mycket kraftigt oxidationsmedel som kan bryta ned humus till mindre molekyler och används även för oxidation av speciellt mangan men även för järn. För att reducera färgtalet och COD Mn krävs så pass stora doser ozon att metoden inte är lämplig för vatten med hög humushalt. En alternativ metod för att reducera innehållet av organiska föreningar, färg och lukt är att låta vattnet passera över aktivt kol vars yta då beläggs med föroreningar. Ibland används även klor eller klordioxid för att reducera lukt. Även membranfiltrering kan användas för att avskilja humus från vatten. Separationen sker med hjälp av semipermeabla membran. Genom att anpassa pordiametern i membranen kan partiklar med en större diameter än 14

15 pordiametern filtreras bort. En förutsättning för denna typ av filtrering är att vattnet har ett högt tryck före membranet.[1] Rening av grundvatten Om grundvattnet uppfyller Livsmedelsverkets normer behövs ingen rening men ofta krävs dock en ph-justering för att förhindra korrosion i distributionsnätet. Dessutom sker ibland en desinfektion av vattnet innan det distribueras. Om halten kolsyra (CO 2 ) är så hög att phjusteringen kräver stora mängder alkali (lut, soda eller kalk) är ett alternativ att driva av huvuddelen av kolsyran genom luftning. Även andra gaser som metan, svavelväte och radon kan oftast avdrivas med luftning. Om vattnet innehåller för höga halter av järn och mangan avskiljes dessa genom oxidation till svårlösliga föreningar som faller ut och sedan avskiljs med hjälp av ett filter, ofta används s.k. snabbfilter. Ibland kan även en ph-höjning krävas för att erhålla de svårlösliga föreningarna ferrihydroxid, Fe(OH) 3, och mangandioxid, MnO 2. Även kemisk fällning kan användas för reduktion av järn och mangan. Då vattnet är alltför hårt 1 kan det resultera i att kalciumkarbonat fälls ut i varmvattensystem och dessutom ökar det tvättmedelsförbrukningen. För att minska hårdheten kan jonbytesfilter användas alternativt en fällning göras med kalk, lut eller soda. Om nitrathalten är hög i vattnet beror det i regel på påverkan från gödslad mark. Därför är förekomst av hög nitrathalt vanligast i områden med intensivt jordbruk. De metoder som används för att minska nitrathalten är jonbyte, omvänd osmos eller biologisk teknik. Även fluoridhalten, som kan vara mycket hög i grundvatten (främst i bergborrade brunnar), kan minskas genom användning av omvänd osmos eller jonbyte med aluminiumoxid. [2] 2.2 Järn och mangan I grundvatten återfinns järn i olika former; som hydrerade joner, hydroxidkomplex, oorganiska och organiska komplex, kolloider eller som suspenderade partiklar. Karboxylsyror och fenolinnehållande funktionella grupper i humussubstanser resulterar i en hög bindningsaffinitet för metaller. Järn är en av de metaller som bildar de mest stabila komplexen med organiska föreningar. [8] Under de senaste 30 åren har huvudsakligen tre metoder används i Sverige för att behandla vatten med höga koncentrationer av mangan och järn. En metod är återinfiltration av grundvatten då mangan och järn oxideras och fastnar i det översta lagren i en infiltrationsbädd. En annan metod är infiltration av luftat vatten till ett vattenförande skikt, oxidation och filtrering slutförs då i akvifären. En tredje metod som används för både grundvatten och ytvatten är konventionell oxidation med hjälp av ett oxidationsmedel, exempelvis permanganat, följt av filtrering genom ett snabbsandfilter. 1 Summan av kalcium- och magnesiumjoner, anges i tyska grader dh 15

16 2.2.1 Kemin bakom fällningen av järn och mangan Järn och mangan förekommer i grundvatten i löst form som tvåvärda joner, Mn 2+ och Fe 2+. Tillförs oxidationsmedel oxideras jonerna till trevärt järn resp. fyrvärt mangan som bildar de svårlösliga föreningarna ferrihydroxid (Fe(OH) 3 ) och mangandioxid (MnO 2 ). Med hjälp av filtrering kan den bildade fällningen avskiljas. Oxidation med syre sker enligt: 2+ 4Fe + O + 10H O 4Fe(OH) 2Mn O H 2 O 2MnO 2 3 (s) + 8H (s) + 4H + + Oxidationshastigheten för både mangan och järn beror av flera faktorer: salthalt temperatur ph-värde typ av oxidationsmedel mängd oxidationsmedel Oxidationshastigheten ökar påtagligt för både järn och mangan då ph-värdet stiger. För järn räcker det dock med att ph-värdet ligger omkring 7 medan en höjning till 8,0-8,5 ofta krävs för oxidation av mangan. [2] 2.3 Olika avskiljningsprocesser och filtreringsmetoder för järn och mangan Avskiljningsprocesserna kan delas upp i två huvudkategorier återinfiltration av grundvatten resp. konstgjord grundvattenbildning. Återinfiltration kan ske i bassänger, genom sprinkling eller som djupinfiltration. Konstgjord grundvattenbildning kan ske på samma sätt som återinfiltration samt genom inducerad infiltration. Dessa processer kan sedan kombineras med oxidation och biologisk avskiljning Återinfiltration och konstgjord infiltration För att reducera järn och manganinnehållet i vatten även återinfiltration utnyttjas. Metoden innebär att vattnet pumpas upp från grundvattenmagasinet och luftas för att oxidera järn och mangan och sedan återinfiltreras vattnet till ett grundvattenmagasin (som ev. är skilt från det som vattnet pumpats upp ifrån). Härvid fastnar den utfällda järn- och manganhydroxiden i infiltrationsområdet alt. infiltrationsbädden. Om halterna järn och mangan är höga passerar vattnet lämpligen först ett spolbart filter med exempelvis grus. [2] I gynnsamma fall kan ytvatten användas för infiltration, s.k. konstgjord infiltration, utan förbehandling. En minskning av suspenderat resp. organiskt material krävs dock vanligen för att uppnå långa drifttider i infiltrationsbassängerna samt för att minska risken för igensättningar. I detta syfte används vanligen mikrosilning alternativt snabbfiltrering eller dessa kombinerat. I enstaka fall kan även kemisk fällning krävas före infiltrationen för att reducera mängden finpartiklar (lera o.d.) och organiska ämnen (COD). Om förbehandling av vattnet inte sker i dessa fall föreligger dels risk för syrebrist i infiltrationsområdet dels att lerpartiklarna kan orsaka igensättning. 16

17 I marken sker en avskiljning av suspenderat material när ytvattnet infiltreras. Dessutom sker även en nedbrytning av humus och andra lösta ämnen i vattnet bl.a. de som ger vattnet lukt och smak. En förutsättning för att denna nedbrytning skall ske är att det finns syre närvarande. Infiltrationsvattnet har en syrehalt på högst 8-10 mg/l beroende på temperaturen. Teoretiskt räcker denna syremängd till för att minska COD Mn med 8-10 mg/l. Vid infiltration är reduktionen av COD Mn ca 80 % vilket betyder att syret i vattnet teoretiskt räcker till för ett COD Mn -värde på vattnet till infiltrationsbassängen på mg/l. Tar syret i vattnet slut finns det risk för att svavelväte bildas. Något väsentligt syretillskott från markens porer erhålls inte. Nedbrytningsprocessen är komplex och beroende av flera faktorer som exempelvis ytvattnets beskaffenhet infiltrationszonens hydrologi infiltrationszonens geologi vattenståndsfluktationer temperaturförhållanden infiltrationsvattnets uppehållstid i marklagren den omättade zonens mäktighet En förbättring av vattenkvaliteten sker i upp till två månader i grundvattenmagasin så uppehållstiden bör vara så lång som möjligt. Det är dock i infiltrationsbädden som den största förbättringen av smak, lukt och humushalt sker. Tydliga effekter på vattenkvaliteten har visats vid infiltrationstider på ca 1 dygn men för att även erhålla en utjämning av vattentemperaturen över året krävs dock infiltrationstider på ca 1 månad. För att ett verk med konstgjord infiltration skall räknas som ett grundvattenverk fordras en infiltationstid av minst 14 dagar. [2] Bassänginfiltration Vanligtvis sker infiltration via grävda bassänger innehållande ett ca 1 m tjockt sandskikt. Dessa infiltrationsbassänger kan jämföras med ett långsamfilter (se kap 2.3.9) utan botten. De processer som sker är desamma för både infiltrationsbassänger och långsamfilter. Infiltrationsbädden bör bestå av en sand med samma kvalitet som långsamfiltersand dvs. en tvättad sand med d 10 = 0,35 mm samt d 60 /d 10 2,5. Om otvättad natursand används ökar risken för igensättningar i marken under bädden då denna sand ofta har förhöjd halt finpartiklar samt högre värde på d 10. Problem med sådana igensättningar kan även uppstå vid anläggningar som varit i drift en längre tid. Belastningen på infiltrationsbassängen bör ligga på ca 0,1-0,2 m/h. [2] Sprinklerinfiltration Sprinklerinfiltration innebär att infiltration sker med hjälp av ett sprinklersystem på naturmark. I och med detta blir ingreppen i naturen mindre och markens naturliga reningsegenskaper kan utnyttjas. [3] Djupinfiltration Djupinfiltration är ett alternativ till bassänginfiltration då marken innehåller lera och silt så att vattnet inte kan tränga ner till grundvattenzonen. Metoden går ut på att infiltrera ytvattnet på brunnar direkt i grundvattenmagasinet. Oftast krävs dock förbehandling, ex långsamfiltrering av ytvattnet. För att undvika igensättningar som annars är ett vanligt problem. Igensättningar 17

18 kan orsakas av suspenderade finpartiklar, kemiska utfällningar men orsaken kan även vara bakteriell och bero på tillväxt av exempelvis järnbakterier. [3] Inducerad infiltration För inducerad infiltration krävs ett grundvattenmagasin som har hydraulisk kontakt med ett ytvatten. Det är främst grundvattenmagasin innehållande sand och grus som är intressanta för denna tillämpning t.ex. grusåsar och andra isälvsavlagringar. Med denna metod kan grundvattenbildningen förstärkas genom att vatten pumpas upp ur en brunn nära strandkanten. Detta leder till ett läckage av ytvatten till grundvattenmagasinet via strand- och bottensedimenten p.g.a. en gradient i grundvattenytan, se fig 2. [3] Uttagsbrunn Vattentäkt Figur 2: Strandintag då vattnet filtreras från ytvattentäkt till brunn. Nedanstående faktorer påverkar behandlingsresultaten vid inducerad infiltration: Okontrollerbara infiltrationsförhållanden. I regel vet man inte var i ett vattendrag infiltrationen sker vilket medför att möjligheterna att påverka infiltrationsförloppet är små. För det mesta är det inte möjligt, av tekniska eller ekonomiska skäl, att rensa eller muddra en sjöbotten eller i en strandkant om igensättningar har skett. Dessutom finns inga möjligheter till förbehandling av infiltrationsvattnet. Korta uppehållstider. Om uppehållstiden mellan infiltration och uttag är kort kan det innebära att omformningen från ytvatten till grundvatten inte blir helt tillfredsställande dessutom blir temperaturutjämningen mindre omfattande än vid övriga infiltrationsmetoder. Reducerande (syrefria) förhållanden. Infiltrationsvattnets syreinnehåll kan helt konsumeras när vattnet passerar genom mäktiga strand- och bottensediment som innehåller rikligt med organiskt material. I denna syrefria miljö går järn och mangan som ofta är bundet till organiskt material i lösning. Detta resulterar i problem med utfällningar och igensättningar av järn och mangan i uttagsbrunnarna när vattnet där åter kommer i kontakt med luftens syre. Jämfört med bassänginfiltration är en fördel med inducerad infiltration att ingreppet i naturen är begränsat till uttagsbrunnarna, vilket även betyder att kostnaderna blir lägre. Dock krävs ofta någon form av efterbehandling vid inducerad infiltration då förhöjda halter järn, mangan och organisk substans ofta förekommer. Ett generellt problem vid inducerad infiltration är 18

19 höga järn- och manganhalter pga att syrebrist och utlösning av järn och mangan uppstår vid passage av strand- och bottensedimenten. Därför krävs ofta någon form av efterbehandling, t.ex. snabbsandfiltrering eller återinfiltration.[3] Oxidation Den vanligaste metoden för att avskilja järn och mangan bygger på grundprincipen att fälla ut järn och mangan för att sedan avlägsna den erhållna fällningen genom filtrering. [1] Om det är antingen järn eller mangan som skall avlägsnas oxideras järn i första hand med luftsyre eller om kraftigare oxidationsmedel krävs med kaliumpermanganat, klordioxid eller ozon. Vid oxidation av mangan används främst kaliumpermanganat men även ozon. Om både järn och mangan behöver avlägsnas kan det krävas oxidation i två steg, där järnet oxideras först eftersom det i regel är mer lätt oxiderat. Eftersom det utfällda slammet katalyserar oxidationen är det ofta lämpligt att utforma det första steget som en kontaktbädd.[2] De organiskt bundna formerna av järn och mangan kan inte avlägsnas genom oxidation utan i dessa fall måste flockningsmedel tillsättas för att fälla ut metallerna.[2] Biologisk avskiljning Järn- och manganbakterier är autotrofa bakterier (kan leva helt på oorganiskt material) som erhåller sin energi genom oxidation av järn och mangan. Bakterierna finns bland annat i marken och kan orsaka utfällningar av hydroxidslam i brunnar och ledningar samt orsaka igensättningar i infiltrationsanläggningar och filter. I vattenverken kan bakterierna vara till nytta vid reningen men i distributionsnätet kan de orsaka stora problem i form av utfällning av de restmängder järn och mangan som finns i det utgående vattnet. De vanligast förekommande järnbakterierna i vatten är Gallionella ferruginea, Leptothrix ochracea, Crenothrix polyspora men även vissa andra bakterier som Sphaerotilus kan fälla ut järn. Några av järnbakterierna kan även fälla ut mangan liksom specifika manganbakterier såsom Bacillus manganicus. Järn- och manganslam som fällts ut i brunnar och ledningar är en gynnsam miljö för andra typer av mikroorganismer. Bakterier i manganslam är dock inte någon säker indikation på manganbakterier, utan bakterierna måste typas (identifieras). Genom chockklorering ( mg/l klor) kan oftast järn- och manganbakterierna avlägsnas.[2] Långsamfilter Ett långsamfilter består av en sandbädd med ett djup av ca 1 m. I filtret erhålls en kombination av filtrering, biologisk nedbrytning och sorption. I filterbäddens översta skikt bildas en biologiskt verksam filterhud där bl.a. luktande organiska ämnen bryts ned i en aerob process (kolsyra bildas). Vid uppstart av filtret fungerar det i huvudsak som fysikaliskt filter. Efter en inarbetningstid som kan variera från några dagar till några veckor har filterhuden i regel utvecklat en tillfredsställande reningsförmåga och filtret sägs då vara moget. Ofta avleds filtratet till avlopp under mogningstiden. När filtret är i god kondition är filtratet lukt- och smakfritt och nästan bakteriefritt. För att bibehålla den biologiska reningseffekten skall filtreringen sedan fortsätta utan avbrott. Om vattenförbrukningen är för liten för kontinuerlig filtrering kan filtratet recirkuleras. 19

20 Filtren konstrueras ofta genom att gräva ut filtret i marken där sidor och botten består av plastduk och dräneringsrör i filterbotten. Filtreringshastigheten varierar mellan 0,2 och 0,4 m 3 vatten per m 2 filteryta och timme. Pga. av de låga filterhastigheterna blir filtret stort, exempelvis vid en kapacitet av m 3 vatten per dygn kan filtret uppta en yta upp till m 2.[1] Fördelning mellan spontan och biologisk inducerad oxidation De flesta kinetikstudier visar att mikrobiell oxidation är viktigare än kemisk oxidation. En studie har dock oväntat indikerat att den mikrobiella oxideringen har begränsad effekt. [8] Katalytiska effekter och adsorption Oxidationen av mangan kan delas upp i tre steg: 2+ Mn + O MnO Mn Mn MnO MnO O Mn MnO 2MnO 2 2 Oxidationen av Mn 2+ direkt till MnO 2 är långsam men reaktionen påskyndas av redan utfälld brunsten, detta kallas autokatalys. Mn 2+ adsorberas till brunstenen vilket leder till att den fastnar i filtret. Den efterföljande oxidationen av det adsorberade manganet sker sedan långsamt. Adsorptionen utgör alltså åtminstone till en början den huvudsakliga avskiljningen. [2] Distribution av manganhaltigt vatten ger problem med utfällningar av brunsten, som dels beror på biologisk oxidation dels på kemisk oxidation vilket främst sker vid desinfektion då klor och klordioxid är kraftiga oxidationsmedel. I jonform förekommer mangan med olika oxidationstal från 2 + till 7 +. Vid vattenrening är det mangan(ii), mangan(iv) och mangan(vii) som är av intresse. Mangan(II)jonen är dominerande i naturliga vatten då denna jon är relativt stabil i miljöer med ph-värde mindre än sju. För att oxidera mangan(ii) i denna miljö krävs kraftiga oxidationsmedel eller biologiskt oxidation till brunsten (MnO 2 ). Oxidationen till brunsten sker lättare vid högre ph-värden eftersom mangan(ii) då i större omfattning förekommer som hydroxid (Mn(OH) 2 ), vilken är avsevärt mer lättoxiderad än den fria jonen. Mangan(II)jonen kan i humusrika vatten komplexbindas till organiska syror och blir då mycket svåroxiderad till och med vid måttligt basiska ph-värden. Även i vatten med låg humushalt kan svåroxiderad mangan återfinnas. Mekanismerna bakom detta är okända. En teori kan vara att skyddande komplex kan skapas även vid mycket låga humushalter. Biologisk manganoxidation sker i aerob miljö med hjälp av aktivitet hos olika mikroorganismer, både bakterier och svampar. Under anaeroba förutsättningar reduceras manganoxider till löst eller bundet mangan(ii) m.h.a. exempelvis bakterierna Geobacter och Shewanella. [4] Mikroorganismer i biologiska system är ofta synnerligen specialiserade vilket medför att tillgängligt material bryts ned i sträng ordning, i första hand är det lättnedbrytbara, små molekyler. Olika typer av mikroorganismer, både svampar och bakterier, har förmåga att 20

21 oxidera såväl löst som bundet mangan till mangandioxid. Den energi som frigörs vid oxidationen kan vissa mikrober utnyttja medan andra inte kan det. Sättet att göra det på kan också variera. Löst mangan och mangan som är bundet i manganoxider(iv), exempelvis i leror eller i järnmanganoxider, kan oxideras enzymatiskt. Oxidation kan även ske utan inblandning av enzym, kemisk oxidation. [4] Manganhalten i sjöars bottenvatten kan snabbt stiga mycket. Orsaken till detta är ofta det s.k. språngskiktet som utgör en spärr för vattenutbyte mellan botten- och ytvatten. Bakteriers syrekrävande nedbrytning i bottensedimenten orsakar syrebrist i vattnet under språngskiktet. Detta resulterar i att bunden manganoxid i stora mängder kan frigöras till löst form genom mikrobiologisk aktivitet. Även grundvatten innehåller mangan till följd av mikrobiologiska processer. Då regnvatten passerar genom marken för det med sig organiskt material som oxideras av mikroorganismer. I och med detta förbrukas syret och vattnet får då reducerande egenskaper. Om mangan finns i marklagren kan det reduceras till mangan(ii).[4] De flesta metoder för att avskilja mangan bygger på att överföra löst mangan till manganoxid (brunsten) som kan avlägsnas med filtrering. För att fälla ut manganoxid finns flera metoder. För att avlägsna mangan som är komplexbundet till humus används kemisk flockning. Inblandningen av flockningskemikalie resulterar i att de lösta humusämnena bildar flockar som kan avskiljas genom sedimentering och/eller filtrering. För grund- och ytvatten som innehåller lättoxiderat mangan (II) är kemisk oxidation vanligast. Vid gynnsamma förhållanden kan det räcka med luftning (höjning av ph) för att oxidationen ska äga rum. I de flesta fall krävs dock tillsats av någon form av oxidationsmedel. Ett oxidationsmedel som kan användas är kaliumpermanganat som vid lätt basiska förhållanden ger endast brunsten (mangan(iv)) som slutprodukt i reaktionen mellan mangan(ii) i vattnet och mangan(vii) i permanganaten. [4] Tillgängliga metoder för att avlägsna mangan kan indelas i användande av högt ph, oxidation eller en kombination av dessa. Oxidationen av mangan med hjälp av luft är normalt en långsam process om inte ph höjs över ph 7. Oxidationshastigheten är mycket högre om ph höjs över 8.0. Luftning som enda metod för att oxidera mangan(ii) används inte ofta eftersom processen är kinetiskt långsam och ph-beroende. Aydin, Tufekci, Arayici och Ozturk har gjort försök med att variera ph mellan 9.0 och 10.0 som visade att en höjning av ph resulterade i en kortare reaktionstid för oxidationen av mangan(ii) med luft. När begynnelse koncentrationen av mangan(ii) höjdes och alla andra experimentella förutsättningar hölls konstanta accelererade reaktionen på grund av den mangan(iv) som bildades vid oxidationen.[6] Alkaliska massor används för att filtrera järn- och manganhaltiga vatten. För att uppnå goda resultat kan luftning eller tillsats av annat oxidationsmedel krävas före filtret. För att undvika beläggningar på massorna som minskar den ph-höjande effekten bör det ingående vattnet inte innehålla mer järn än ca 1 mg/l resp. ca 0,2 mg/l mangan. [2] 21

22 22

23 3. Inledande försök 3.1 Försök Ett filter startades i Hassela den 21 september 2004 före övriga försök och pågick längre än övriga försök. Detta försök ingick egentligen i Hans Ericssons försök på Sweco Viak. Jag deltog i förberedelserna och uppstarten för att bekanta mig med utrustningen och driftförhållandena. De prover som togs vid detta filter analyserade jag med spektrofotometer (Dr Lange LASA 100) för att bli förtrogen med tillvägagångssättet vid analyserna. Då det var känt att järnet i Hassela var svårfällt och troligen humusbundet gjordes även ett försök att filtrera filtratet från perkolationsanläggningen genom ett aktivt kolfilter. Avsikten med detta var att undersöka om det gick att reducera järnhalten genom att humus adsorberades till kolet. 3.2 Utrustning Filtret bestod av en behållare med arean 0,14 m 2 som försetts med ett dräneringsrör i botten. Denna fylldes med dräneringslager med d = 8-16 mm och ett mellanskikt bestående av d = 2-8mm. Ovanpå detta fylldes 25 cm med filtersand d = 0,3-1,2 mm. Vattnet luftades i ett separat kärl innan det leddes till filtret. 3.3 Analysmetoder Till att börja med utfördes analyser med spektrofotometer. Men då denna analysmetod inte gav tillförlitliga resultat vad gällde järnanalyserna skickades proverna slutligen till ALcontrol Laboratories för analys. Vid varje provtagning tog endast ett prov vid varje provpunkt. 23

24 24

25 4. Beskrivning av huvudförsök 4.1 Metod Försök har gjorts vid två vattenverk; Hassela i Nordanstigs kommun resp. Munkbysjön i Ånge kommun. Vattentäkten i Hassela består av en s.k. filterbrunn placerad i en grusås medan vattentäkten i Munkbysjön utgörs av en bergborrad brunn. Vattnet pumpas i bägge fall via en sjöledning till resp. vattenverk. Vattenkvalitén skiljer sig till viss del främst när det gäller fällningen av mangan som i Hassela är mycket lättfälld, faller ut i stor omfattning redan i sjöledningen Försök i Munkbysjön En teori som undersöktes var om ett lager med filtersand 2 belagd med MnO 2 kunde påskynda mognaden av filtret genom katalytiska effekter. För att undersöka detta preparerades filtersand med KMnO 4 -lösning enligt följande: 2% KMnO 4 lösning bereddes och hälldes på filtersanden som sedan fick stå 19 h varefter sanden sköljdes grundligt Försök i Hassela Försök med olika grovlek på filtersanden genomfördes i syfte att ev. finna en sand som är lämpligare än den som vanligtvis används i perkolationsanläggningar (d = 0,3-1,2 mm). Ett filter dämdes genom att höja upp utloppet och i ett filter lades ett skikt fin sand under den vanliga vilket även det gav en dämningseffekt som ökade uppehållstiden i filtret Gemensamt för försöken i Munkbysjön och Hassela Då filtren kommit igång varierades beskickningstiden, alltså den tid som vatten tilltillförs filtret samt då det vilar. Även ytbelastningen varierades efter hand. t på Q t på + t av Ytbelastningen beräknas enl. ytbelastning = [m/h] A Q = flödet m 3 /h, t på = tid då pumpen i drift [h] t av = tid då pumpen ur drift [h] A = filtrets ytarea [m 2 ] När försöken var avslutade grävdes halva filter massan ur för att ev. kunna erhålla information om var fällningarna satt i filtret. Det är att föredra att de återfinns i ytskiktet då filtren i fullskala rensas genom att skrapa bort sanden där fällningarna sitter och ersätts med ny filtermassa. Eventuella kanalbildningar då vattnet inte sprids över hela filtermassan kan också avslöjas vid denna urgrävning. 2 All filtersand är tvättad och kommer från Brogårdssand 25

26 4.2 Beskrivning av pilotanläggningar och förutsättningar Som försöksfilter har tioliters hinkar använts, dessa har försetts med ett dräneringsrör i botten. Samtliga av dessa hinkar försågs med ett dräneringslager samt ett mellan skikt oavsett vilken filtersand som användes i övrigt. Vid inloppet till resp. filter lades någon större sten för att sprida vattnet. För att reglera flödena användes ett fördelningskärl bestående av en balja som försetts med lika många utlopp som antalet försöksfilter vid den aktuella anläggningen. Utloppen sattes i samma höjd och till fördelningskärlet pumpades vattnet från en reservoar i vattenverket Försöksfilter i Munkbysjön I Munkbysjön har tre pilotanläggningar körts; Filter 1 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 11,5 cm filtersand (d = 0,3-1,2 mm) Filter 2 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 9,5 cm filtersand (d = 0,3-1,2 mm) 2 cm preparerad filtersand (d = 0,3-1,2 mm) Filter 3 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 1,5 cm filtersand (d = 0,3-1,2 mm) 11 cm preparerad filtersand (d = 0,3-1,2 mm) Dessa filter har till en början körts med en ytbelastning av ca 0,2 m/h och beskickningstiden 15 min till och 30 min från. När filtren kommit igång har ytbelastning och beskickningstid varierats för att se ur det påverkar reningseffekten Försöksfilter i Hassela I Hassela utfördes försök med olika sandkvaliteter enligt nedan: Filter 1 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2-2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 14 cm filtersand (d = 0,3-1,2 mm) dämd ca 13 cm över utloppet Filter 2 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2-2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 15 cm filtersand (d = 0,3-1,2 mm) Filter 3 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2-2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 14 cm filtersand (d = 0,5-3mm) 26

27 Filter 4 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2-2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 15 cm filtersand (d = 0,15-0,5 mm) Filter 5 4 cm dräneringslager (d = 8-16 mm) 2-2,5 cm mellanskikt (d = 2-8 mm) 7 cm filtersand (d = 0,15-0,5 mm) (under) 7-8 cm filtersand (d = 0,3-1,2 mm) Ytbelastningen var till en början ca 0,2 m/h och beskickningstiden 15 min till och 30 min från. När filtret mognat ändrades beskickningstiden; 30 min på och 60 min av, d.v.s. konstant ytbelastning. Eftersom önskad rening m.a.p. järn ej erhölls med ytbelastningen 0,2 m/h sänktes ytbelastningen till ca 0,1 m/h för att undersöka om detta gav någon ökad reducering av järnhalten. 27

28 28

29 5. Resultat 5.1 Resultat från inledande försök Filtret som användes i det inledande försöket var större än övriga och resultatet kan ses i figur 3 och figur 4 nedan. Efter ca två veckor har manganhalten i filtratet reducerats och efter ytterligare en vecka är manganhalten under gränsvärdet på 0,05 mg/l. Endast en gång under den vidare driften överskred manganhalten gränsvärdet. Perkolationsfilter Hassela Mn mg/l 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0, datum råvatten Mn filtrat gränsvärde Figur 3: Manganhalter i perkolationsfiltret i Hassela. Analyser skickade till ALcontrol Laboratories är 27/9, 25/10, 16/11, 20/12 och samtliga efter detta, övriga analyserade med Dr Lange. När det gäller järn så skedde ingen märkbar reduktion av järnhalten. Den 13/12 04 avviker järnhalten från trenden. Filtreringen genom det aktiva kolfiltret gav ingen reduktion av järnhalten vilket betyder det inte gick att lätt avskilja humusbundet järn med detta förfarande. 29

30 Perkolationsfilter Hassela Fe mg/l 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0, datum råvatten Fe filtrat Fe gränsvärde Figur 4: Järnhalter i perkolationsfiltret i Hassela. Analyser skickade till ALcontrol Laboratories är 27/9, 25/10, 16/11, 20/12 och samtliga efter detta, övriga analyserade med Dr Lange. 5.2 Resultat från huvudförsöken Hasselaförsöken Analysresultaten av manganhalterna redovisas i figur 5 nedan. Reduktion av manganhalten erhölls redan efter tre dagar, men någon skillnad mellan filtren går ej att urskilja mer än att halten i det dämda filtret med vanlig filtersand och filtret med fin sand under vanlig filtersand möjligen tenderar att sjunka något snabbare. Halter under gränsvärdet nås dock samtidigt efter 2 veckor där halterna sedan ligger stabilt under resten av försökstiden. I filtret med enbart fin sand och i det med fin sand under vanlig sand bräddar det över vid provtagningen den 25/1 05, dessa filter klarade alltså inte ens en ytbelastning på 0,2 m/h. Vi provtagningen den 27/1 hade fördelningskärlet hamnat snett vilket påverkade utflödena till försöksfiltren i form av ökat flöde i filtret med fin sand under vanlig filtersand. Den 25/1 ändrades beskickningstiden till 30 min på och 60 min av. När prov togs på dessa driftsförhållanden den 27/1 hade alltså filtren även gått med en lägre ytbelastning än tidigare, utom filtret med fin sand under vanlig filtersand som utsatts för en betydligt högre ytbelastning. Mangan halterna har dock inte påverkats av dessa ändringar i driftsförhållanden. Även i filtret med mycket högre ytbelastning reduceras manganhalten i filtratet till mycket låga halter. Järnhalterna i filtrat och råvatten redovisas i figur 6. När det gäller järn uppnåddes aldrig någon reduktion att tala om. Men då ytbelastningen ökat markant i filtret med fin sand under vanlig filtersand uppmäts järnhalter i filtratet som är högre än i råvattnet. Det samma gäller vid nästkommande provtagning då ytbelastningen istället är mycket låg. Ytbelastningen redovisas i tabell 1 nedan. 30

31 Manganhalter Hassela 0,18 mg/l 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 råvatten vanlig filt.sand vanlig filt.sand dämd vanlig filt.sand, med fin sand under fin sand grov sand 0 gränsvärde datum Figur 5. Visar manganhalterna i de olika filtren i Hassela. Analys den 13/12 gjord med Dr Lange övriga skickade till ALcontrol Laboratories. 27/1-05 var beskickningstiden 30 min till och 60 min från samt den 31/1 05 var ytbelastningen lägre. Järnhalter Hassela 1,4 1,2 råvatten 1 vanlig filt.sand mg/l 0,8 0,6 0,4 0,2 vanlig filt.sand dämd vanlig filt.sand med fin sand under fin sand grov sand gränsvärde datum Figur 6. Visar järnhalterna i de olika filtren i Hassela. Analys den 13/12 gjord med Dr Lange övriga skickade till ALcontrol Laboratories. 27/1-05 var beskickningstiden 30 min till och 60 min från samt den 31/1 05 var ytbelastningen lägre. 31

32 Då osäkerheten i analysen gjord den 13/12 05 bedöms som stor visas nedan ett diagram för övriga analysresultat för att tydligare redovisa halterna, figur 7. Järnhalter Hassela 0,6 mg/l 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 råvatten vanlig filt.sand vanlig filt.sand dämd vanlig filt.sand med fin sand under fin sand grov sand gränsvärde datum Figur 7. Visar järnhalterna i de olika filtren i Hassela. Samtliga analyser skickade till ALcontrol Laboratories. 27/1-05 var beskickningstiden 30 min till och 60 min från samt den 31/1 05 var ytbelastningen lägre. Då filtren grävdes ur observerades fällning på ytan samt 2 cm ned i filtersanden i filtret med vanlig filtersand och även i filtret som var dämt med vanlig filtersand. I filtret med finare sand fanns fällningar på ytan och 1 cm ned. På filtret med den grövre sanden hade fällningar bildats i ett begränsat område och sedan rakt ned genom bädden under detta område. Detta tyder på att det skett kanalbildning i detta filter. I filtret med finare sand under den vanliga filtersanden fanns fällningar på ytan och 2 cm ned i bädden, inga fällningar vid materialgränsen mellan fin sand och vanlig filtersand. Tabell 1. Ytbelastning Datum (då ändring skett) Tillflöde 0,9 0,9 0,91 Vanlig filt.sand dämd 0,22 0,13 0,13 Vanlig filt.sand 0,20 0,14 0,13 Grov sand 0,20 0,17 0,13 Fin sand 0,20 0,17 0,10 Vanlig filt.sand, fin under 0,21 0,87 0,06 32

33 5.2.2 Munkbysjön Manganhalterna i försöksfiltren i Munkbysjön redovisas i figur 8. Efter ca 10 dagar kunde en reduktion av manganhalten urskiljas i samtliga försöksfilter, de låg dessutom under gränsvärdet. Ett provtagningstilfälle gav senare manganhalter över gränsvärdet 0,05 mg/l i övrigt låg halterna under gränsvärdet från och med tionde dagen och sex veckor framåt tills försöket avslutades. Manganhalter Munkbysjön 0,14 0,12 0,1 mg/l 0,08 0,06 råvatten vanlig filt.sand 0,04 2 cm prep.sand 0, cm prep.sand gränsvärde datum Figur 8. Visar manganhalterna i de olika filtren i Munkbysjön. Första mätpunkten den 24/1 är med ökade flöden och den andra punkten samma dag är dämda filter se text och tabell nedan Analyser skickade till ALcontrol laboratories är 17/12, 21/12, 30/12, 12/1 och samtliga efter detta, övriga analyserade med Dr Lange. Halterna av järn vid försöken i Munkbysjön resovisas i figur 9. Järnhalterna reducerades efter ungefär två veckor i samtliga filter. Järnhalten i filtret med 2 cm preparerad sand underskred dock gränsvärdet 0,10 mg/l, efter ytterligare en vecka tangerade de andra filtraten gränsvärdet med det krävdes ytterligare en vecka innan halterna stabiliserades under gränsvärdet. Efter att ha hållit ytbelastningen kring 0,2 m/h ökas ytbelastningen i filtret med vanlig sand samt i det med 2 cm preparerad sand det tredje filtret avslutas, i tabell 2 redovisas ytbelastningen vid försöken. Med dessa flöden bibehållna däms filtren till halva filterhöjden och prov tas. Därefter avlägsnas dämningarna och beskickningstiden ändras till 30 min på och 60 min av och prov tas den 26/1 05, vid denna provtagning har flödena ökat något. Dessa förändringar med ökat flöde, dämning samt ändrad beskickningstid leder inte till några förändringar vad gäller halterna av mangan resp. järn i filtraten. 33

34 Järnhalter Munkbysjön 0,3 0,25 0,2 mg/l 0,15 0,1 0,05 0 råvatten vanlig filt.sand 2 cm prep.sand 11 cm prep.sand gränsvärde datum Figur 9. Visar järnhalterna i de olika filtren i Munkbysjön. Första mätpunkten den 24/1 är med ökade flöden och den andra punkten samma dag är dämda filter se text och tabell nedan. Analyser skickade till ALcontrol Laboratories är 17/12, 21/12, 30/12, 12/1 och samtliga efter detta, övriga analyserade med Dr Lange. Då filtren grävdes ur noterades fällningar i de översta 2 cm i samtliga hinkar. Tabell 2: Ytbelastning m/h Datum Tillflöde 0,71 0,59 0,90 0,90 0,90 Vanlig filt.sand 0,22 0,20 0,28 0,15 0,27 2 cm prep. sand 0,22 0,20 0,20 0,24 0,35 11 cm prep.sand 0,20 0,20 0,29 34

35 6. Resultatdiskussion 6.1 Resultatdiskussion från inledande försök Manganet i Hassela faller ut lätt, stora mängder redan i sjöledningen. Reduktionen av manganhalten kom igång relativt snabbt och låg sedan stabilt under gränsvärdet med ett undantag, den 7/ Det är rimligt att anta att detta överskridande av gränsvärdet beror på något fel vid provtagning eller analys särskilt då manganhalten i råvattnet var lägre vid detta tillfälle. Den lärdom från de inledande försöket som var viktigast för kommande försök var att analyserna med Dr Langes reagenskit inte fungerade tillfredsställande då det gällde järnanalyserna. Vid flera tillfällen togs dubbelprover vilka analyserades dels med Dr Lange dels skickades till ALcontrol Laboratories för analys. Det visade sig då att manganhalterna stämde väl överens medan stora variationer visade sig för järnhalterna. Järnanalysen med Dr Lange gav även mycket olika värden då samma prov analyserades vid olika tidpunkter, ibland var halterna även negativa. Efter kontakt med tillverkaren av Dr Langes reagens erhölls information om att ett av reagensen för järnanalysen kunde vara kontaminerad med järn! Reagenset analyserades då för att bestämma dess järnhalt för att sedan kunna subtrahera denna mängd från järnhalterna i filtraten, dock utan framgång då halterna fortfarande var orimliga. Dessa problem med analyserna ledde till att vi beslutade att skicka proverna till ett laboratorium för analys i fortsättningen. Så i stort sett alla analyser från de pilotanläggningar som verkligen ingick i mitt examensarbete är analyserade av ALcontrol Laboratories i Umeå. 6.2 Resultatdiskussion från huvudförsök Hassela Att någon skillnad inte kunde urskiljas mellan de olika filtren kan bero på att manganet i vattnet är mycket lätt fällt och faller exempelvis ut redan i ledningarna. (ej org. bundet) Kraven på ett filter för att fälla ut mangan torde inte vara särskilt specifika i detta fall. Järnet var svårfällt och ingen reduktion av järnhalten erhölls i något av försöksfiltren trots luftningen. Detta kan bero på att järnet är humusbundet och då kan kemisk fällning krävas för att avlägsna järnet. Att halterna är högre i filtratet från filtret med fin sand under vanlig sand än i råvattnet den 27/1 05 kan nog sägas ligga inom felmarginalen 3. Haltskillnaden skulle också kunna förklaras med att den höga ytbelastningen har sköljt ut järn som lagrats i bädden, det har ju trots allt skett en liten reduktion tidigare. Det är svårare att förklara varför järnhalten i filtratet är hög även 31/1 05 då ytbelastningen var mycket låg. En trolig orsak är mätfel även i detta fall alternativt att lagrat järn sköljts ut med det är mindre troligt i detta fall då flödet är så litet. 3 analyser från ALcontrol Laboratories har en mätosäkerhet i analysen på ± 20% 35