Förbehandling och reningstekniker för en modern lakvattenavledning

Transkript

1 Förbehandling och reningstekniker för en modern lakvattenavledning Arvid Jogbratt Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig masterexamen i miljövetenskap 30 hp Institutionen för biologi och miljövetenskap Göteborgs universitet

2 Förord Jag är på många sätt tacksam för att jag fått genomföra det här examensarbetet om lakvattenhantering. Avfall är något vi aldrig kommer att kunna helt undvika, det är därför mycket viktigt att vi i ett tidigt skede gör allt i vår makt för att optimera avfallsprocessen. Det avfall som faktiskt genereras ska omhändertas på bästa sätt. Att studera och analysera lakvattenhanteringen vid svenska deponier tror jag är en bra start på arbetet gentemot att minimera de skadliga effekterna orsakade av vårt leverne. Den här rapporten blir min sista utpost i det Masterprogram inom miljövetenskap jag nu läst under 2 år på Göteborgs Universitet. Innan jag tar klivet ut i hetluften vid Sweco Environment AB finns det ett flertal personer och företag jag vill lyfta fram lite extra. Ett stort tack riktas till Sara Boström, Renova AB samt Jan Westin, Lidköpings kommun då jag aldrig hade kunnat ta fram den här rapporten utan er hjälp. Jag hoppas att ni kommer ha stor nytta av innehållet. Stort tack även till Sweco Environment AB och Maj-Lis Stenberg som inspirerat, stöttat och hjälpt mig under arbetets gång. Tack även till min chef Krister Pettersson för all inspiration och för att du givit mig chansen att få arbeta med frågor jag verkligen brinner för. Vid Göteborgs Universitet vill jag tacka Mikael Olsson för handledningen och Lennart Bornmalm för den engagerade kursledningen. Naturligtvis vill jag även tacka min familj, ett lite extra varmt tack till min kära fästmö Sarah för att hon så glatt peppat mig under våren. Sist men inte minst vill jag tacka alla nära och kära i omgivningen som stöttat mig och svarat på frågor och funderingar, ingen nämnd ingen glömd! Arvid Jogbratt, juni 2013 arvid.jogbratt@sweco.se +46(0)

3 Summary Landfilling has for a long time been the most common way for waste disposal. Today the amount of waste going into landfills has declined but residues from e.g. incineration plants and mining industries are still treated by landfilling. Leachate emitted from landfills is an environmental problem that usually is treated by diversion into waste water treatment plants. Nowadays this is questioned increasingly as nutrients in the residue from the waste water treatment plants should be recycled into agricultural lands. The fertilization with residue is not possible if it contains heavy metals or other harmful substances. Revaq is a system that aims to ensure a harmless residue through regulation of upstream processes. As part of Revaq, landfills must be disconnected from the treatment plants. This report intends to examine the pretreatment effects that can be achieved in aerated ponds with sedimentation pools. Experiments with leachate from two Swedish landfills have been performed in a laboratory scale. Furthermore yearly loads of metals into the waste water treatment plant have been calculated and the degree of pollution has been estimated through comparison with other landfills in Sweden. The results indicate that a pretreatment can have a considerable effect on metal contents. The results, however, vary quite heavily between different leachate and metals. In addition the amount of particulate matter in the leachate has a big impact on the reduction. The study also show that the yearly load in the waste water treatment plants is highly represented by metals such as cadmium and nickel from the landfills. The degree of pollution varies greatly for the two landfills and therefore two different treatments have been recommended in combination with an SBR-reactor. An aerated pond with sedimentation for leachate with a lower degree of pollution and ion exchange for a more heavily polluted leachate is suggested. 2

4 Sammanfattning Deponering har länge varit det vanligaste sättet att ta hand om avfall, idag har deponering av avfall minskat men restprodukter från exempelvis förbränningsanläggningar deponeras fortfarande. Ett problem som uppkommer vid deponier är förorenat lakvatten. Tidigare, och till stor del även idag, avleds vattnet till reningsverk för behandling. Idag ifrågasätts detta allt mer då en återförsel av näringsämnen i slammet till jordbruksmark efterfrågas. Spridningen försvåras om slammet innehåller exempelvis tungmetaller. Revaq är ett kvalitetssystem för en säker återförsel av slam från reningsverk till jordbruksmark genom uppströmsarbete. Som en del i kvalitetssäkringen har det beslutats att lakvatten på sikt ska kopplas bort från reningsverken. Den här rapporten ämnar utreda förbehandlingseffekter och reningstekniker som är lämpliga för en framtida modern lakvattenavledning till recipient eller certifierat reningsverk. Effekter av luftning och sedimentering har undersökts för två svenska deponier genom provberedning i laboratorieskala. Metallanalyser har utförts varefter föroreningsgrader samt årliga belastningar på reningsverken har beräknats. Resultaten visar att en förbehandling kan påvisa en god reduktion av metaller i lakvatten, men resultaten varierar kraftigt mellan olika vatten och olika metaller. Vidare har partikelinnehållet i vattnet stor betydelse för hur väl en förbehandling fungerar, en stor skillnad i reduktion uppnås vid små skillnader i partikelinnehåll. Studien visar även att belastningen vid reningsverken till stor del representeras av lakvattnet från deponierna för flertalet metaller såsom kadmium och nickel. Föroreningsgraden skiljer sig kraftigt åt för de två deponierna vilket innebär att två olika behandlingsmetoder i kombination med SBR föreslås, luftning och sedimentering för lägre föroreningsgrader och jonbytesteknik för ett mer kraftigt förorenat vatten. 3

5 Innehållsförteckning 1 Inledning Syfte Frågeställningar Avgränsningar Bakgrund Tagene avfallsanläggning Kartåsen avfallsanläggning Tidigare forskning av föroreningsgrad Avledning till reningsverk Avledning till recipient Reningstekniker Adsorption, jonbyte och filtrering Membranfiltrering Indunstning Kemisk fällning och flockning Mark-växtsystem Luftning och sedimentering Satsvis biologisk rening (SBR) Metod Analysprogram Provtagning Förbehandling Analyser Observationer och avvikelser Resultat Föroreningsgrad Utförda analyser på lakvatten Partikelbundna metaller Effekt av förbehandling, suspenderat material Effekt av förbehandling, metaller Nitrifikationshämning Toxicitet Reningskrav

6 4.3.1 Avledning till recipient Avledning till reningsverk Årliga mängder deponier och reningsverk Diskussion Föreslagen reningsteknik Kartåsen Tagene Mängder Förbehandlingsförsök Fortsatt arbete Slutsatser Referenser

7 1 Inledning Vi lever idag i ett samhälle där stora mängder avfall genereras. År 2011 uppgick den behandlade mängden hushållsavfall i Sverige till drygt 4,3 miljoner ton (Avfall Sverige 2012). För att säkerställa ett sanitärt leverne och en attraktiv miljö krävs det att avfallet omhändertas. Historiskt sett har deponering varit det vanligaste sättet att hantera avfall. Industrier och kommuner har länge utnyttjat deponering för att bli kvitt oönskat avfall. Som en följd finns idag flera tusen avslutade deponier i Sverige (Avfall Sverige 2012). Deponering av avfall har minskat allt eftersom andra metoder för avfallshantering såsom återvinning och förbränning har börjat utnyttjas i allt större omfattning, mycket på grund av den så kallade avfallshierarkin. Längst upp i hierarkin gäller att minimera uppkomst av avfall, därefter skall avfallet utnyttjas som en resurs. Återanvändning, materialåtervinning och energiutvinning skall till största möjliga mån tillämpas. Deponering skall ses om en sista utväg då inga andra rimliga möjligheter till behandling är möjliga. Exempel på avfall som deponeras idag eller som används som konstruktionsmaterial vid deponier är rester från energiutvinning såsom slagg och aska, avfall från gruvindustrin samt inert avfall såsom kakel och porslin (Persson et al. 2005). År 2011 deponerades 0,9 % av hushållsavfallet vilket kan jämföras med att motsvarande siffra år 2002 var 20 % (Avfall Sverige 2012, European Communities 2005). Ett problem som uppkommer vid deponier är förorenat lakvatten. Lakvatten bildas när regnvatten, ytvatten eller grundvatten tränger in i deponin och blandas med avfallsmassorna. Förorenat lakvatten innebär att ämnen överförts från en fast fas i avfallet till en löst fas i vattnet. Vad som gör lakvattnet skadligt är bland annat ett ph som kan avvika starkt från omgivningen, höga salthalter, toxiska föreningar, eutrofierande näringsämnen, toxiska metallhalter samt hälsoskadliga ämnen (Persson et al. 2005). Sedan år 2005 är det förbjudet att deponera organiskt avfall, vilket inneburit att halten biologiskt avfall minskat kraftigt i de svenska deponierna. Det betyder att lakvattensammansättningen på sikt kommer att förändras, från att innehålla stora mängder näringsämnen från deponerat organiskt avfall, till att innehålla allt högre koncentrationer av metaller. Skiftet innebär att fokus för lakvattenrening på sikt kommer att behöva förändras. Idag är reningsanläggningar i huvudsak dimensionerade för att minska kvävehalter och organiskt material. I framtiden kan det bli allt viktigare med metallavskiljning (Junestedt et al. 2009). Det vanligaste sättet att rena lakvatten har varit genom avledning till kommunala reningsverk (Avfall Sverige 2012). Avledning till reningsverk har börjat ifrågasättas allt mer av bland annat Svenskt Vatten då föroreningar i lakvattnet ackumuleras i avloppsslammet och försvårar spridning till åkermark. För att kunna sprida slam till åkermark krävs att det inte innehåller några hälsoskadliga ämnen. Ett sätt att trygga en harmlös återförsel av näringsämnen är att Revaq-certifiera slammet från reningsverken. Det innebär att mängden metaller och andra hälsoskadliga ämnen i slammet är kontrollerade och uppfyller fastställda krav på föroreningsinnehåll för spridning till åkermark. En del i arbetet är att begränsa mängden metaller i slammet genom uppströmsarbete. Svenskt Vatten har därför beslutat att lakvatten skall kopplas bort från reningsverken om det inte finns särskilda skäl för fortsatt avledning. Det innebär att kraven på inkommande vatten till reningsverken blir allt hårdare och en lokal behandling av lakvatten vid avfallsanläggningarna allt vanligare. Vidare finns ett förslag på att införa ett ekonomiskt styrmedel för att minska utsläppen av kväve från reningsverk. Förslaget innebär att ett certifikatsystem för kväve med inkluderad handelsrätt inrättas. Det betyder i praktiken att en viss reningsgrad av kväve måste uppnås vid varje reningsverk. Om reningsgraden är högre än vad som krävs kan överblivna certifikat säljas, är den däremot lägre måste nya certifikat köpas in, vilket medför ökade kostnader för reningsverken. 6

8 Genom att tvingas köpa in utsläppsrätter vid låga reningsgrader kan investering i ny teknik motiveras med minskade utsläpp som resultat. Det nya systemet, CEASAR, kan införas år 2016 och ett beslut ska tas under hösten 2013 (Svenskt vatten 2012). Om systemet inrättas innebär det att det kan bli problematiskt för deponier att avleda lakvatten med ett högt kväveinnehåll då det medför att det blir kostsamt för reningsverken att hantera extra kvävebelastningar. Följden kan bli att deponier måste betala en avgift till reningsverken som kompensation. Dessa två faktorer talar för att en lokal lakvattenrening blir allt viktigare i framtiden. Revaq-certifiering av avloppsslam och införandet av ett framtida certifikatsystem för kväve kan göra avledning till reningsverk mycket kostsamt och besvärligt. 1.1 Syfte Huvudsyftet med den här rapporten är att utreda vilken effekt en lokal förbehandling genom luftning och sedimentering har på lakvatten genom försök i laboratorieskala. I studien utreds förbehandling av lakvatten från två deponier i Västra Götaland, Kartåsen avfallsanläggning i Lidköping och Tagene avfallsanläggning i Göteborg. Studien ska även inkludera en rekommendation av lämplig framtida lakvattenrening, med avseende på framtida lakvattenavledning till reningsverk eller recipient. 1.2 Frågeställningar Hur är föroreningsgraden för lakvattnet vid Tagene och Kartåsen jämfört med andra svenska deponier? Vilken effekt har luftning och sedimentering på metallinnehållet i lakvattnet? Vilka krav gäller vid avledning till recipient eller avloppsreningsverk? Hur stor är deponiernas belastning på avloppsreningsverken? Vilken utformning av lakvattenrening är bäst lämpad för framtida avledning till recipient eller reningsverk? 1.3 Avgränsningar Vid utformning av lakvattenrening har föroreningsnivåer från 2012 används som utgångspunkt. Hur dessa förändras i framtiden har inte analyserats och ligger inte till grund för något beslut. Vidare har ingen hänsyn tagits till vilka kostnader de olika utformningsalternativen innebär. För lakvattnet från Tagene fick analyser av toxicitet och nitrifikationshämning avgränsas. Istället har värden från en tidigare lakvattenkarakterisering sammanställd av Provab (2011) använts. Vid förbehandlingsförsöken har ingen hänsyn tagits till andra parametrar än metallinnehåll, vid en framtida avledning kan andra parametrar än de som undersökts i den här utredningen vara begränsade. Ingen recipientbedömning har heller utförts utan kraven för avledning till recipient har endast utgjorts av tidigare generella riktvärden och fastställda villkor. Vid uppskattning av reningskrav vid framtida avledning till reningsverk har varningsvärden för bland annat oljeindex och silverhalt exkluderas. 7

9 2 Bakgrund I följande kapitel presenteras de två anläggningarna, dess verksamhet samt lakvatteninnehåll. Analyserna på lakvatteninnehåll kommer att jämföras med referenslitteratur i avsnitt 4.1. I avsnitt 2.4 ges en introduktion till de villkor som gäller för avledning till kommunala reningsverk och hur en Revaq-certifiering kan påverka dessa. I avsnitt 2.5 ges en liknande presentation över de villkor och riktlinjer som gäller för avledning till recipient. Bakgrundskapitlet avslutas med att presentera ett antal reningstekniker som lämpas väl för lakvattenrening, se avsnitt Tagene avfallsanläggning Renova AB har bedrivit en avfallsanläggning vid Tagene strax norr om Göteborg sedan 1974, se Figur 1. I huvudsak har restprodukter såsom slagg och bottenaska från Sävenäs förbränningsanläggning deponerats. Viss mängd övrigt avfall som inte kan förbrännas deponeras även. Förutom deponering sker avvattning av oorganiskt slam, krossning av batterier, mellanlagring av brännbart avfall och metaller med mera. Fram till början av talet deponerades även avloppsslam från Ryaverket på Tagene. Anläggningen ligger cirka 1 km väster om Göta älv och befinner sig i ett vattenskyddsområde. Lakvattnet ut från deponin består av tre olika delflöden. Det största lakvattenflödet leds via ett utjämningsmagasin till Gryaabs spillvattentunnel och övriga lakvattenflöden leds direkt ner i spillvattentunneln. Från spillvattentunneln avleds lakvattnet till Gryaabs avloppsreningsverk varefter det når recipienten, Göta älv (Renova 2012). Det totala lakvattenflödet uppskattas till m 3 per år (Boström 2013). Gryaab arbetar med certifiering enligt Revaq, ett system för kvalitetssäkring av avloppsslam som ska begränsa mängden föroreningar i slam från avloppsreningsverk. Genom att minimera halten föroreningar i slammet är målet att möjliggöra återförsel av slam med näringsämnen till jordbruksmark. Detta främjar ett hållbart kretslopp där ändliga resurser såsom fosfor utnyttjas maximalt. Certifieringssystemet är nationellt och fokuserar på uppströmsarbete och innebär striktare krav för exempelvis deponier och industrier. Revaq startade som certifieringssystem år 2008 av vattentjänstbranschen, Lantmännen, LRF och dagligvaruhandeln. En certifiering enligt Revaq innebär att ett 60-tal prioriterade farliga ämnen analyserats och kontrollerats i slammet. Endast om halterna inte överstiger fastställda riktvärden kan slammet godkännas för spridning till åkermark. Målet är att på sikt uppnå en balans mellan in och utgående halter av kadmium från jordbruksmark. För andra prioriterade ämnen får halterna i jordbruksmarken inte fördubblas snabbare än var 500:e år (Svenskt vatten 2012, 2013). I enlighet med certifieringsarbetet har Gryaab beslutat att lakvattnet från Tagene ska kopplas bort senast den sista december 2015 (Gryaab 2013). För att fortsatt avleda lakvattnet till Gryaab krävs rening av framförallt tungmetaller och andra toxiska föreningar i enlighet med Svenskt Vattens riktlinjer. Om avledning skall ske direkt till Göta älv krävs en lokal reningsanläggning som kan försäkra ett lakvatten som inte skadligt för människa eller miljö. 8

10 Figur 1. Markerat område utgör Tagene avfallsanläggning, belägen strax norr om Göteborg (Hitta.se) Enligt förordningen om deponering av avfall ska verksamhetsutövaren ta prover på och mäta lakvatten under deponins aktiva fas (SFS 2001:512). För Tagene har analyser utförts på lakvattnet från punkt L2 analyserats. L2 representerar det största lakvattenflödet ut från deponin och har uppskattats till m 3 per år. Resultaten från analyser på lakvattnet från Tagene avfallsanläggningen redovisas i Tabell 1 nedan. Värt att notera är de höga halterna av framförallt aluminium, kadmium, koppar, bly och zink. Under 2011 hade Renova problem med provtagningen vilken resulterat i högre halter. En jämförelse av analysresultaten görs med medelvärdet för andra svenska deponier i avsnitt

11 Tabell 1. Tidigare analysresultat av lakvatten från Tagene, årsmedelvärden (Renova 2012) Ämne Enhet SS mg/l ph i.u 8,0 8,1 8,1 8,4 8,1 8,0 8,2 Alkalinitet mg/l Konduktivitet ms/m Klorid mg/l Sulfat mg/l i.u i.u i.u TOC mg/l BOD7 mg/l i.u i.u i.u i.u i.u 18 3,9 Ammoniumkväve mg/l N, total mg/l P, total mg/l 0,3 0,3 0,2 0,6 0,4 1,2 0,64 Na mg/l K mg/l Ca mg/l Fe mg/l 1,2 0,3 0,5 1,9 1,8 11 3,2 Mg mg/l Mn µg/l As µg/l ,7 6,2 16 6,3 Ba µg/l Pb µg/l Cd µg/l 2,9 3,1 2,2 2,5 1,5 6,2 3,4 Co µg/l 3,8 8,0 7,1 5,3 5,0 12 7,9 Cu µg/l Cr µg/l ,2 10 9, Hg µg/l 0,18 0,16 0,13 0,10 0,08 0,47 0,11 Ni µg/l Zn µg/l Al µg/l Sr µg/l S mg/l i.u i.u i.u Kartåsen avfallsanläggning Vid Kartåsens avfallsanläggning i Lidköpings kommun bedrivs mottagning, behandling och deponering av avfall. Anläggningen är belägen strax öst om Lidköping, se Figur 2. Deponeringsverksamheten omfattar en avslutad deponi, en aktiv deponicell för mottagning av icke-farligt avfall samt en deponicell för mottagning av askor. Deponering har skett sedan 1910-talet och såväl hushållsavfall som verksamhetsavfall har deponerats. Sedan 1986 förbränns det mesta av hushållsavfallet i Lidköpings värmeverk. På avfallsanläggningen sker även kompostering av gödsel och trädgårdsavfall. Den totala lakvattenmängden uppgår årligen till cirka m 3. Lakvattnet består av två delflöden, J och K. J motsvarar vatten från celler för aska och icke farligt avfall och uppgår årligen till m 3. K-vattnet motsvarar vatten från den avslutade deponin samt komposteringsytorna och uppgår årligen till m 3. I 10

12 Tabell 2 redovisas analysresultat för de två lakvattnen. Idag avleds allt lakvatten till Lidköpings reningsverk. Värt att notera är att halterna av kväve är högre än för Tagene samtidigt som halterna av metall generellt är lägre. Lidköpings kommun har som mål att färdigställa en förbehandlingsanläggning under 2016 varefter förhoppningen är att fortsatt kunna avleda lakvattnet till Lidköpings reningsverk (Westin 2013). Recipient för deponin är en bäck som löper strax norr om anläggningen, bäcken rinner cirka 1.5 kilometer innan den rinner ut i Kinneviken, Vänern. Bäcken löper genom ett naturskyddsområde strax innan utloppet i Kinneviken. Under sommarhalvåret utnyttjas stranden av badgäster (Stenberg 2012). Figur 2. Markerat område utgör Kartåsen avfallsanläggning, belägen strax öst om Lidköping (Hitta.se) 11

13 Tabell 2. Tidigare analysresultat av lakvatten från Kartåsens avfallsanläggning redovisade som årsmedelvärden för de två delflödena J och K (Lidköpings kommun 2012) Ämne K K K J J J ph 7,8 7,7 7,5 7,5 7,3 7,3 Alkalinitet [mg HCO3/l] Ammoniumkväve [mg/l] N, total [mg/l] P, total [mg/l] 0,63 1,64 0,49 1,06 0,17 0,16 BOD7 [mg/l] SS[mg/l] TOC [mg/l] Sulfat [mg/l] 83,6 73,2 105, Klorid [mg/l] Konduktivitet [ms/m] Syre (mg/l) 3,5 3,0 2,9 1,3 6,2 13,1 As [µg/l] 6,8 12,4 4,5 3,4 2,1 2,1 Pb[µg/l] 7,1 17,5 3,1 7,4 0,7 0,7 B[µg/l] Cd [µg/l] 0,24 0,56 0,17 0,22 0,27 0,15 Co [µg/l] Cu [µg/l] Cr [µg/l] Ni [µg/l] Sr[µg/l] Zn [µg/l] Tidigare forskning av föroreningsgrad Öman et al. (2000) har utfört en lakvattenkarakterisering för svenska deponier. Syftet med projektet var att utveckla en generell metod för lakvattenkarakterisering. Totalt undersöktes och analyserades lakvattnet och dess sammansättning vid 11 svenska deponier. I Tabell 3 redovisas analysresultaten från studien. De deponier vars lakvatten analyserats är Hovgården, Uppsala (1), Högbytorp, Bro (2), Sofielund, Huddinge (3), Norsa, Köping (4), Gryta, Västerås (5), Äland, Härnösand (6), Tuddarp, Motala(7), Filborna, Helsingborg (8), Tagene, Göteborg (9), Gärstad, Linköping (10) samt Hyllstofta, Klippan (11). Dessa värden fungerar som referensvärden för att utvärdera föroreningsgraden av lakvattnet vid Tagene och Kartåsen. 12

14 Tabell 3. Analysresultat från lakvattenkarakterisering från 11 deponier utförd av Öman et al. (2000) I.u innebär att ingen analys utförts Anläggning Medel NH4-N [mg/l] N-tot. [mg/l] P-tot. [mg/l] 0,27 2,7 1,8 4 1,7 0,16 0,47 0,66 0,51 0,31 2,2 1,34 BOD7 [mg/l] i.u 28,3 TOC [mg/l] ,9 SS [mg/l] i.u 38 8, ,5 Kond. [ms/m] i.u 930 i.u i.u i.u i.u Klorid [mg/l] Sulfat [mg/l] i.u 100 i.u i.u i.u i.u Fe [mg/l] 3,3 5,3 2,9 2,9 19 3,5 2,6 1,7 1,6 43 8,2 8,6 K [mg/l] Mg [mg/l] ,6 Na [mg/l] S [mg/l] Al [µg/l] As [µg/l] i.u 1,9 4,8 i.u 7,3 i.u 8,3 7,6 i.u 11 1,3 6,03 Ba [µg/l] Cd [µg/l] 0,24 0,09 1,4 i.u 0,38 0,09 0,2 i.u 0,28 0,06 0,42 0,35 Co [µg/l] 2,6 8, ,4 16 2,1 2,1 1,7 11 8,2 Cr [µg/l] i.u 18 6,7 37 4,1 9,7 4, ,2 Cu [µg/l] ,1 9, ,6 Hg [µg/l] 0,028 0,037 0,094 0,074 i.u i.u 0,024 0,027 1 i.u 0,02 0,16 Mn [µg/l] Ni [µg/l] ,8 Pb [µg/l] 3,9 5, ,6 1,3 4,8 3,4 10 3,7 3,2 6,0 Zn [µg/l] ,1 2.4 Avledning till reningsverk Idag avleds lakvatten till reningsverk från runt 100 avfallsanläggningar i Sverige. Det finns olika riktlinjer som gäller för tillåten föroreningsgrad på lakvattnet. Svenskt Vatten (2008) har tagit fram riktlinjer som gäller för avledning av avloppsvatten till reningsverk med avseende på ledningsnät och reningsprocesser i verket i P95 -Råd vid mottagande av avloppsvatten från industri och annan verksamhet. I P95 framgår bland annat att nitrifikationshämningen på inkommande avloppsvatten inte får överstiga 50 % vid en provinblandning på 40 %. Det innebär att en inblandning av 40 % lakvatten i vattenflödet in till reningsverket inte får resultera i att nitrifikationsprocessen hämmas med mer än 50 %. För lakvatten från deponier har det i enlighet med Revaqs riktlinjer, beslutats att bortkoppling från reningsverken ska ske då föroreningsinnehållet är så pass komplext och kunskaperna om dess effekter är otillräckliga. I undantagsfall kan tillstånd för fortsatt avledning sökas, exempelvis om kostnaderna för bortkoppling är orimligt höga eller om lämplig recipient saknas. Vid bortkoppling måste ett tillstånd sökas (Svenskt Vatten 2012). 13

15 För att det i framtiden skall vara möjligt att fortsatt avleda vattnet till reningsverket måste de villkor som Svenskt Vatten (2012) tagit fram gällande Revaq-certifiering uppfyllas: Det avfall som deponerats ska redovisas. Lakvattnet ska karaktäriseras med relevanta metoder. Lakvattnets sammansättning och typ av avfall som deponerats bestämmer val av behandlingsprocess. Behandlingsprocessen ska vara särskilt utformad för att avskilja ämnen som kan hamna i slammet. Typ av behandlingsprocess ska redovisas. Ett egenkontrollprogram ska finnas för uppföljning av reningsanläggningen så att det dokumenteras att förväntad funktion uppnås. Det renade lakvattnet ska karaktäriseras med relevanta biologiska testmetoder för akuttoxicitet, bioackumulerbarhet och hormonstörande egenskaper med fokus på vilka ämnen som kan tillföras marken via samanvändning. Yttrande över resultatet av biologiska tester ska göras av sakkunnig med kompetens inom ekotoxikologi. I yttrandet ska det göras en bedömning av om anslutning av lakvatten i det aktuella fallet kan vara acceptabelt. Huvudalternativet är som nämndes innan att koppla bort allt lakvatten från reningsverket, vilket är ett sätt att arbeta gentemot Riksdagens miljömål Giftfri miljö, Hav i balans, samt Levande sjöar och vattendrag var 32 svenska reningsverk certifierade enligt Revaq varav 22 stycken är nära att uppnå det långsiktiga målet för kadmium (Svenskt vatten 2012). 2.5 Avledning till recipient Avfall Sverige (2012) har fastställt ett antal krav som måste uppfyllas vid avledning till recipient. Tekniken ska klara de förväntade krav som ställs av tillståndsmyndigheten. Systemet ska generera små mängder avfall och vara energieffektivt. Behandlingstekniken ska vara enkel, driftsäker, beprövad och flexibel. Driftkostnaderna för anläggningen ska vara rimliga och användningen av kemikalier ska vara begränsad. Anläggningen måste vara anpassad för att klara flödesvariationer och förändringar i lakvattensammansättning. Om lakvattnet inte kan renas året runt måste en säsongsutjämning finnas (Avfall Sverige 2012). Vidare gäller att tillståndsmyndigheten kan villkora utsläppen av lakvatten. Hur hårda kraven är baseras bland annat på recipientens status, vilka bakgrundshalter som gäller, hur stort flödet är samt vilka egenskaper lakvattnet har. Miljöförvaltningen i Göteborgs Stad tog under år 2008 fram riktvärden som gäller för avloppsvattenutsläpp till dagvatten och recipienter, se Tabell 4. I tabellen redovisas även villkor som fastställts i tillståndsärenden och som gäller för andra deponier med avledning till recipient (Fläskebo, Hovgården, Spillepeng och Tveta). Villkoren för Spillepeng avfallsanläggning i Malmö är fastställda av Växjö mark- och miljödomstol (2011). Villkoren för Tveta är fastställda av mark och miljödomstolen i Nacka tingsrätt (2009) och villkoren för Hovgården är hämtade från Uppsala Vattens miljörapport för anläggningen år 2011 (2012). Villkoren för Fläskebo är hämtade från rapporten Resurseffektiv lakvattenbehandling (Ek et al. 2012). Det är värt att poängtera att flera villkor kan ha justerats fram till idag på grund beslutas som provisoriska. Som nämndes tidigare är sammansättningen i lakvatten komplex och föroreningsinnehållet är långt bredare än vad som omfattas av dessa parametrar. För Göteborg har fokus lagts på de vanligaste ämnen som kan förekomma i avloppsvatten från verksamheter och processer. Göteborgs Stad (2008) poängterar att andra ämnen kan förekomma och att bedömning av dessa får göras i det enskilda fallet. 14

16 Tabell 4. Framtagna riktvärden och villkor för avledning till recipient, i.u innebär att inga villkor fastställts Ämne [mg/l] Villkor (2011) Fläskebo, Göteborg Villkor (2007) Hovgården Uppsala Villkor (2007) Spillepeng Malmö Villkor (2009) Tveta Stockholm Riktvärden utsläpp till recipient, Göteborg (2008) ph 6-10 i.u i.u i.u 6-9 N-tot. 50 i.u ,250 NH 4 -N i.u 10 i.u i.u i.u P-tot. 0,5 0,3 0,5 0,125 0,05 BOD 7 i.u i.u TOC i.u Klorid i.u 3000 i.u i.u i.u Hg 0,0002 0,0001 0,001 i.u 0,00007 As 0,01 i.u i.u 0,015 0,015 Pb 0,005 0,005 0,05 0,003 0,003 Cd 0,001 0,0003 0,001 0,0003 0,0003 Cu 0,03 0,05 0,5 0,009 0,009 Cr 0,01 0,01 0,05 0,015 0,015 Ni 0,06 0,02 0,5 0,045 0,045 Zn 0,1 0,1 0,5 0,06 0, Reningstekniker Det finns en rad olika tekniker som kan användas för rening av lakvatten från såväl som processvatten från industrier. Val av teknik är till stor del beroende på vilka utsläppskrav som gäller för verksamheten, lakvattnets innehåll och egenskaper samt vilken som är den tänkbara recipienten. I följande avsnitt ges en generell beskrivning av några av de mest aktuella reningsmetoderna Adsorption, jonbyte och filtrering Adsorption innebär att en förorening avskiljs genom att fästa till ytan av ett fast material. Gemensamt för alla väl fungerade adsorptionsmedel är att de har en stor inre yta som föroreningar kan fästa till. Aktivt kol har en mycket stor inre yta på m 2 /g och är det vanligaste adsorptionsmedlet. Processen gynnas av låga temperaturer och koncentrationer under 1 % för det ämne som önskas adsorberas. Halten suspenderade ämnen i vattnet bör även vara mycket låg då det annars riskerar att sätta igen porerna. Ett kilo aktivt kol kan avskilja uppemot 200 gram av en förorening. Vanligtvis seriekopplas kolonner fyllda med aktivt kol vid en reningsprocess där vattnet först genomgår en förbehandling i partikelfilter. Reningen fortgår tills föroreningen som önskas reduceras börjar tränga ut och en mättning av absorbenten infunnit sig. Då materialet är mättat byts det ut eller regenereras med hjälp av ph-förändring eller oxidation vid hög temperatur. Ett problem med aktivt kol är att föroreningar börjar tränga igenom kolonnen långt innan materialet är mättat. Metoden lämpar sig även väl för reduktion av organiska föroreningar men är en så kallad polermetod. Det betyder att den används som slutreningssteg för att nå en mycket hög reningsgrad (Persson 2005). Tidigare forskning (Modin et al. 2011) visar att aktivt kol kan ha en avskiljningsförmåga på mer än 90 % för kobolt, krom, järn, mangan och nickel. Vidare uppnåddes en reduktion av kalcium, koppar, bly, strontium och zink, men med sämre reningsgrad. Halterna av arsenik, kadmium, kvicksilver, magnesium och molybden ökade för ett par prov. 15

17 Jonbyte är en teknik som är lik adsorption, ett ämne i jonform avskiljs från en vätska genom att fästa till ett fast material, en jonbytarmassa. Positivt laddade joner byts mot natrium eller vätejoner och negativt laddade joner byts mot hydroxidjoner eller kloridjoner. Jonbyte kan användas såväl som polermetod för selekterade joner eller som generell avskiljning. Processen utgörs liksom för adsorption av seriekopplade kolonner fyllda med jonbytarmassa, förbehandling i form av partikelfilter är att önskvärt för att kolonnerna inte ska sätta igen. Då genombrott av ej önskade kat- eller anjoner sker krävs regenerering eller utbyte av jonmassa. Tekniken är väl beprövad på exempelvis laboratorier och ytbehandlingsindustrier. En jonbytaranläggning är relativt billig i investering och drift, nackdelen är att kapaciteten är begränsad vid kraftigt förorenade vatten, då jonmassan snabbt förbrukas. Halten av laddade ofarliga ämnen som inte ska avskiljas bör därför vara låg (Persson et al. 2005). Naturliga material såsom torv, kalk och tallbark samt restprodukter som masugnsslagg och organiska restprodukter kan användas som filter för avskiljning av tungmetaller från lakvatten (Hoyer & Persson 2006, Modin et al. 2011). Avskiljning av metaller med benmjöl som filtermaterial uppvisar reningsgrader på mer än 80 % för strontium, mangan, krom, järn och kvicksilver. En reduktion på % uppnåddes för aluminium, kalcium, koppar, molybden, nickel, bly och zink. Halterna av kadmium och mangan ökade till en början. Metallspån påvisade en reningsgrad på över 90 % för kalcium. Halterna av arsenik, kobolt, krom, koppar, järn, magnesium, mangan, bly, strontium och zink minskade till en viss del. Halterna av kadmium och molybden ökade kraftigt (Modin et al. 2011) Membranfiltrering Membranfiltrering är en teknik som används allt mer som reningsmetod och processen har länge använts för avsaltning av havsvatten. Tekniken bygger på att det förorenade vattnet får passera genom ett halvgenomträngligt membran. Det finns flera etablerade membrantekniker, bland annat ultrafiltrering, nanofiltrering och omvänd osmos. Gemensamt för samtliga är att det är tryckdrivna processer. Membranprocesserna är känsliga för igensättning vilket betyder att det är viktigt att förbehandla vattnet genom filtrering (Persson et al. 2005). Omvänd osmos är en väl beprövad teknik för lakvattenrening ibland annat Tyskland. Metoden utgör en mycket säker barriär och kan uppnå en mycket hög reduktion av metaller, över 97 %. Reduktionen av löst kväve är relativt dålig med omvänd osmos och normalt krävs ett biologiskt förbehandlingssteg. Investeringskostnaden för en anläggning med omvänd osmos är stor och tekniken kräver mycket underhåll. Efter behandling kvarstår ca % av lakvattnets ursprungliga volym som koncentrat vilket måste tas om hand (Hoyer & Persson 2006). Nanofiltrering använder membran som har en lösare struktur än vid omvänd osmos, vilket ger en förbättrad kapacitet och lägre driftkostnader då flödet är högre. En god reduktion, %, kan uppnås för tungmetaller, men andra metaller avskiljs sämre. Tekniken fungerar bra för avskiljning av föroreningar i ett vatten med en bred sammansättning, dock är avskiljningen av ammonium sämre än för omvänd osmos och den lämpar sig inte väl som enskilt reningssteg. Ultrafiltrering används ofta efter en biologisk rening med efterföljande reningssteg med kemisk fällning där filtreringen avskiljer slam och svårsedimenterade ämnen (Hoyer & Persson 2006). 16

18 2.6.3 Indunstning Indunstning har länge använts inom cellulosaindustrin för att möjliggöra återanvändning av kokkemikalier. Processen bygger på att ett förorenat vatten kokas upp så att föroreningar begränsas till en mindre mängd koncentrat. Det krävs stora mängder energi för att koka upp vatten och processen blir mycket energikrävande vid stora flöden. Ett vanligt problem vid indunstning är att beläggningar uppkommer på värmeväxlarytor och därmed minskar effektiviteten på anläggningen (Persson et al. 2005). Vidare anses det problematiskt att stora mängder koncentrat uppkommer som i sin tur måste omhändertas. Indunstning betraktas som dyrt alternativ men med mycket höga reduktionsgrader (Hoyer & Persson 2006) Kemisk fällning och flockning Kemisk fällning och flockning är en vanlig process vid vattenrening och bygger på partiklars förmåga att sedimentera. Sedimenteringshastigheten är beroende av partikelstorleken, viskositeten för vattnet samt densiteten på partikeln (Kemira 2007). Genom att tillsätta kemikalier i ett avloppsvatten kan partiklar som normalt inte självmant sedimenterar avskiljas. Dessa små partiklar, så kallade kolloider, har ofta en negativt laddad yta vilket innebär att de repellerar varandra. Genom att tillsätta positivt laddade joner kan dessa ytladdningar neutraliseras och partiklarna får möjlighet att binda till varandra och sedimentera. Processen kräver att ph-värdet på vattnet justeras för att erhålla optimala fällningsförhållanden. Vanliga kemikalier för kemisk flockning är aluminiumsulfat och järnklorid. (Persson et al. 2005). Kemisk fällning innebär att lösliga föroreningar omvandlas kemiskt till en olöslig form varefter de kan avskiljas genom sedimentering. Med kemisk fällning kan en reduktion av tungmetaller mellan % uppnås. En anläggning för rening av lakvatten med lågt innehåll av organiskt material med kemisk fällning och flockning påvisade en avskiljning mellan 20 och 95 % för tungmetaller efter några års drift. Nackdelar med tekniken är hög kemikalieåtgång och att processen är ph-känslig, vilket kan innebära högra driftkostnader. Vidare bildas stora mängder slam som måste stabiliseras och avvattnas för att säkerställa att luktproblem undviks eller att smittor sprids med slammet. (Hoyer & Persson 2006, Persson et al. 2005) Mark-växtsystem Ett sätt att rena lakvatten med mark- och växtsystem är att låta vattnet infiltrera marken. Markinfiltration utnyttjar naturens egna fysikaliska och kemiska egenskaper för att reducera föroreningar. Naturlig kväveomsättning, upptag av metaller i växter samt adsorption till markpartiklar utnyttjas i dessa system (Cerne et al. 2007). Det finns en rad olika lösningar där mark-växtsystem utnyttjas, dessa är bland annat anlagd bevattning, översilning och våtmarksbehandling (Hoyer & Persson 2006). Anlagd bevattning av exempelvis energigrödor är en metod som lämpar sig för rening av förorenat vatten men även för återförsel av näringsämnen. Vid en översilning får vattnet rinna över en naturligt bevuxen yta. Det är viktigt att vattnet innehåller få partiklar då ett överskott riskerar att sätta igen marken och motverka infiltration. Nackdelen med lösningen är att det endast kan ske sommartid och att utjämning eller alternativa reningsmetoder måste finnas under vinterhalvåret. Markbaserade anläggningar kräver uppvärmning vintertid för att förhindra att tjäle sätter igen marken. Naturliga eller konstgjorda våtmarker används också för behandling av förorenat vatten. Generellt är ett mark och växtsystem mindre känslig för störningar i jämfört med tekniska system. De kräver dessutom ett minimalt underhåll och tillsyn. Kapaciteten kan enkelt justeras genom att anlägga större behandlingsytor. Reningsgraden i dessa system kan vara god men resultaten varierar kraftigt mellan olika studier och det är svårt garantera en jämn reningsgrad (Hoyer & Persson 2006, Persson et al. 2005). 17

19 2.6.6 Luftning och sedimentering Trots förbudet mot att deponera organiskt avfall är halterna av organiskt material högt i lakvattnet från deponier. Biologisk rening är därför den vanligaste metoden för rening av lakvatten. Det är i princip bara förbehandling i luftad damm med efterföljande sedimentering som hittills utnyttjats i Sverige. Nackdelen med en biologisk process är att den är känslig för störningar i form av toxiska föroreningar eller ph-förändringar. Ofta dimensioneras dammarna för en uppehållstid på omkring 20 dygn, vilket innebär att de kräver en stor yta vid höga lakvattenmängder. Vid biologisk kväverening av lakvatten krävs ofta tillsatts av en kolkälla då vattnet ofta innehåller stora mängder kväve i förhållande till andelen organiskt kol. Metallavskiljning sker genom absorption till slammet. I en luftad damm sker nedbrytning av organiskt material samtidigt som vissa metaller såsom järn och mangan faller ut som hydroxider och därmed fungerar som fällnings- och flockningskemikalie som reducerar halterna fosfor och kolloidala ämnen (Cerne et al.2007, Persson et al. 2005). En sedimentering av partiklar sker normalt vid tillräcklig uppehållstid i en vattenvolym och en tillräckligt stor fri vattenyta. Utan tillsatts av till exempel fällningsmedel är det i stort sett en ren mekanisk process, där gravitation och flytkraft ställs mot varandra. Hur mycket av föroreningarna som kan avskiljas beror på uppehållstiden, vattenvolymens geometri, vattnets strömningsbild, vind, fritt vattendjup, föroreningars benägenhet att binda till partiklar, partiklarnas storlek och form, syresättningen av vattenvolymen samt uttag av sediment. Det är dock enbart relativt stora partiklar som kan avskiljas genom sedimentering förutsatt att inga kemikalier tillsätts, se avsnitt (Van Praagh & Stenberg 2012). Reduktionen av metaller såsom järn och mangan uppgår till %, för kalium, magnesium och koppar har en reduktion på % uppmätts (Hoyer & Persson 2006). Vid Månsemyrs avfallsanläggning i Orust kommun och Havskuren avfallsanläggning i Uddevalla kommun behandlat lakvatten med luftad damm och sedimentering. I Tabell 5 redovisas uppmätta reningsgrader för år 2012 (Stenberg& Ardung 2013, Stenberg 2013). I.u innebär att inga analyser utförts. Tabell 5. Uppmätt procentuell reningsgrad vid Månsemyr och Havskuren avfallsanläggning Ämne Månsemyr, Orust Havskuren, Uddevalla Ammoniumkväve 55,3 % Ingen reduktion Kväve total 50,2 % Ingen reduktion Fosfor total 75,0 % 14 % SS i.u 3 % TOC 37,2 % 1 % Klorid 28,8 % Ingen reduktion Konduktivitet 30,7 % i.u As 70,0 % 23 % Pb i.u 16 % B 31,9 % Ingen reduktion Cd 80,0 % Ingen reduktion Cu 48,8 % 55 % Cr 65,2 % 12 % Ni 19,9 % i.u Sr i.u 6 % Zn 70,5 % 44 % Mn 50,9 % 5 % Hg 76,9 % i.u Cr 65,2 % 12 % Fe 94,0 % 37 % 18

20 Ett sätt att uppskatta vilken reduktion som kan tänkas uppnås med en sedimentering är att undersöka hur stor del av metallerna i ett lakvatten som är partikelbundna. Tidigare forskning visar att en stor del av tungmetaller i lakvatten är bundna till kolloidala partiklar. För nickel visade sig % av det totala innehållet vara bundet till kolloidala partiklar, för zink visar studien en kolloidal bindning på 0-95 %. Kadmium förekommer till störst del i löst form ( %) medan koppar var bundet med %. Storleken på partiklarna varierar mycket, men i försöken var 80 % av zinken bundet till partiklar av storleken 0,001-0,4µm (Jensen et al. 1999). Claret et al. (2011) skriver i sin rapport att arsenik, kadmium, krom, nickel och zink främst återfinns i löst form och ej partikelbundet. Braun et al. (2004) skriver å andra sidan att majoriteten av tungmetaller återfinns bundet till kolloidala partiklar och att organiskt material representerar % av det totala antalet kolloidala partiklar. Kadmium, krom, koppar och bly visade sig vara starkt kopplade till organiska kolloider, för nickel och zink kunde inget samband med organiska kolloider fastställas. Studierna visar att andelen partikelbundna metaller kan vara högre vid en hög andel organiskt material i vattnet, samtidigt indikerar forskningen att filterstorleken kan vara av stor betydelse. Observera att pordiametern i det här försöket är 0,45 µm, se avsnitt Satsvis biologisk rening (SBR) En SBR-anläggning är en aktivslamprocess där vatten behandlas i en reaktor. Skillnaden gentemot en vanlig aktivslamprocess är att det inte krävs olika bassänger för luftning och sedimentering, metoden sker istället satsvis och i cykler. Först fylls reaktorn med vatten och luftning sker, därefter blandas vattnet varefter en sedimentering sker. Det behandlade vattnet tappas sedan av och nytt vatten fylls på. Fördelen är att slammet får en hög ålder, vilket förbättrar den biologiska reningen (Persson et al. 2005). Reduktionen av kväve är i en SBR-anläggning mycket god men halten metaller i vattnet reduceras även genom att avskiljas via sedimentering. En reduktion av totalkväve uppåt 93 % har uppmätts vid Hyllstofta anläggning. Vidare har en SBR-anläggning påvisats ha goda effekter på halterna av bland annat krom, koppar och zink, se Tabell 6. SBR-anläggningen vars reningsresultat redovisas i tabellen är installerad i Hyllstofta i Klippans kommun i Skåne och omfattar en lakvattenrening dimensionerad för ett flöde på m 3 per år (Öman et al. 2000). Morling (2009) redovisar reningsgrader av totalkväve på 67,5-91 %, 82,9-96,5 % samt 81,9-93,6 % för tre svenska SBR-anläggningar. 19

21 Tabell 6. Uppnådd reningsgrad vid Hyllstofta SBR-anläggning (Öman et al. 2000) Ämne Råvatten, Hyllstofta Efter SBR, Hyllstofta Reningsgrad TOC [mg/l] % BOD 7 [mg/l] i.u i.u - N, total[mg/l] % Ammoniumkväve[mg/l] % P, total[mg/l] 2,2 1,1 50 % Cd [µg/l] 0,42 0,19 55 % As[µg/l] 1,3 1, % Ni[µg/l] % Pb[µg/l] 3,2 2,5 22 % Cr[µg/l] % Cu[µg/l] % Zn[µg/l] % Al[µg/l] % Mn [µg/l] % Fe [mg/l] 8,2 0,5 94 % Mg [mg/l] Metod Studien är baserad på två olika metoder. Den första är en litteraturstudie av aktuella publikationer rörande lakvatten, deponier samt för studien övrigt intressant material. Den andra delen av arbetet baseras på förbehandlingsförsök av lakvatten från två deponier i laboratorieskala. De två deponier som undersökts i försöket tar båda emot slagg och flygaska från förbränningsanläggningar, vilket möjliggör en jämförelse av de två resultaten. Förbehandlingsförsökens metodik skiljer sig något för de två deponierna. Vid Kartåsens avfallsanläggningen undersöktes toxicitet och nitrifikationshämning både för lakvattnet och får inkommande vatten till reningsverket. För Tagene gjordes inga sådana analyser, istället undersöktes mer noggrant vilken effekt luftning och uppehållstid hade för reningsgraden. Gemensamt för de två försöken är att suspenderad substans samt metaller analyserades. En mer utförlig beskrivning av provtagning och utförande av förbehandlingsförsök följer nedan. 3.1 Analysprogram Två separata analysprogram togs fram för de två deponierna, se Tabell 7 och Tabell 8. Analysprogrammen användes för att ge en god överblick över experimentets utformning och fungerade samtidigt som beställningsunderlag för provflaskor. Av tabellerna framgår att analys på nitrifikationshämning och toxicitet (Microtox) enbart utförts på lakvattnet från Kartåsen. Vidare visar analysprogrammen skillnaden i förbehandlingstid för de två försöken. Vid analys av lakvatten från Tagene redogörs två olika förbehandlingstider i tabellerna, för Kartåsen har endast en förhandlingstid undersökts. 20

22 Tabell 7. Framtaget analysprogram för Kartåsen avfallsanläggning Tabell 8. Framtaget analysprogram för Tagene avfallsanläggning För att utreda effekten av förbehandling analyserades dekantat av lakvattnet efter luftning och sedimentering. För att utreda huruvida en luftning påverkar reningsgraden positivt utformades analysprogrammet något annorlunda för Tagene. Tre analyser utfördes på oluftat sedimenterat lakvatten och tre analyser utfördes på luftat, sedimenterat. Vidare utformades analysprogrammet för Tagene annorlunda för att kunna undersöka betydelsen av en längre uppehållstid för lakvattnet i sedimenteringssteget. Två av försöken utformades med en luftning under 8 minuter samt efterföljande sedimentering under en timma. Ett försök utformades med luftning under 15 minuter varefter provet fick sedimentera under 21,5 h. För Kartåsen luftades samtliga prov i 8 minuter varefter de fick sedimentera 1h. Metallanalyser gjordes på filtrerat och ofiltrerat prov gjordes på de båda lakvattnen för att undersöka hur stor del av metallerna som var bundna till partiklar i vattnet. Procentuell andel metaller bundna till partiklar beräknades sedan genom att jämföra analysresultaten för filtrerat prov med ofiltrerat. Prov på suspenderad substans utfördes för de båda deponierna då det ger en indikation på hur väl sedimenteringen kan tänkas fungera. 21

23 Vid Kartåsen samlades lakvatten in från fyra analyspunkter ur avfallsanläggningens egenkontrollprogram. De mätpunkter som undersökts är punkt K, lakvatten för den avslutade deponin samt dagvatten från ÅVC och komposteringsytor. Punkt H, lakvatten från den pågående deponeringen för icke farligt avfall (IFA). Punkt C, som motsvaras av lakvatten från askcellen samt Punkt J, den lakvattendamm där vatten från den aktiva IFA-deponin samt askcellen samlas upp och blandas, se till vänster i Figur 4. För Tagene valdes punkt L2 ut från egenkontrollprogrammet den största andelen av lakvattenflödet passerar via punkten samtidigt som den var bäst lämpad för en manuell insamling av lakvatten, se till höger i Figur 3. Figur 3. Analyspunkter för lakvatten vid Kartåsens och Tagene (Google 2013) 3.2 Provtagning Provtagningen av lakvatten skedde vid två olika tillfällen, den 18 februari togs prover på lakvattnet vid Kartåsen och den 21 mars samlades lakvatten in från Tagene. Lakvattnet samlades in i 5-liters plastdunkar som först sköljts med lakvatten. Lakvattnet förvarades i laboratoriets kyl i väntan på beredning. De förhållanden som rådde vid provtagningstillfällena redovisas i Tabell 9 och Tabell 10. Tabell 9. Provtagningsförhållanden vid Kartåsen avfallsanläggning den 18 februari 2013 Kartåsen Utetemperatur C Vattentemperatur. C ph Lakvatten från askcellen, C 7,5 6,1 Lakvatten från IFA-cellen, H 9,6 6,2 Lakvatten från gamla deponin, K 2,6 7,2 0,5 Lakvatten från dammen, J 4,3 6,3 Inkommande avloppsvatten på reningsverket, ARV 9,4 6,9 22

24 Tabell 10. Provtagningsförhållanden vid Tagene avfallsanläggning den 21 mars 2013 Tagene Vattentemperatur C ph Dunk 1 16,3 8,1 Dunk 2 16,4 8,0 Dunk 3 16,5 8,0 Dunk 4 16,5 8,0 3.3 Förbehandling Beredning av proverna har skett på Sweco:s vattenlaboratorium i Göteborg. Prover som skulle analyseras utan att ha luftats och sedimenteras bereddes först. Dunkarna skakades noggrant innan vattnet hälldes i utskickade provflaskor. Skakningen upprepades mellan varje flaska för att säkerställa ett homogent prov. Efter att proverna hällts upp förseglades flaskorna och märktes med ph, temp, provtagare, provtagningsdatum och sattes direkt in i kylen. Toxicitetsprover förvarades i frys. Momenten i provberedningen dokumenterades med kamera för att möjliggöra en visuell granskning av beredningen i händelse av avvikande analysresultat. Under måndagen den 18 februari påbörjades ett försök med att undersöka sedimenteringsförhållandena i lakvattnet från Kartåsen. Försöket skulle påvisa en lämplig sedimenteringstid för lakvattenproverna. Provet luftades först varefter det fick vila över natten. Då provet inte fått någon märkbar extra skiktning under de extra 16 timmar som provet vilat beslutades att 1 timmas sedimentering var tillräcklig. För Tagene utformades försöket med två olika sedimentationstider, 1- respektive 21,5 timmar. Utrustningen som användes vid försöket var en akvarieluftare och mätglas av volymen 1000 ml. För att garantera att lika stor mängd vatten behandlades under försöken hälldes 1000 ml lakvatten upp i mätglasen. Ett stoppur användes för att bestämma tiden under försöken. Efter att lakvattnet luftats och sedimenterats användes en 50 ml plastspruta med slang för att suga upp och överföra dekantatet till provflaskorna. Slangen, mätglasen och övrig utrustning sköljdes med lakvatten mellan varje prov. För att undvika att sedimenterat material följde med till provflaskorna lämnades 400 ml lakvatten i mätglaset. När proverna beretts färdigt flyttades de ut från kylen och ner i kylväska med frysta kylklampar och skickades för analys. 3.4 Analyser Alcontrol i Linköping har utfört analyser på suspenderad substans, metallinnehåll, toxicitet samt övriga analyser såsom ph och alkalinitet för Kartåsens lakvatten. För toxicitetstesterna användes analys på en marin bakterie i ett så kallat Microtox test. Proverna analyserades utefter en spädningsserie där maximal provinblandning var 82 %. Nitrifikationshämningsproverna skickades till Anoxkaldnes i Lund. Analys av suspenderad substans och metaller har utförts av Eurofins Environment Sweden AB i Lidköping för Tagenes lakvatten. Filtren som använts vid filtrering på laboratorium hade en pordiameter på 0,45 µm. 23