Dricksvattenrening med avseende på arsenik

Dricksvattenrening med avseende på arsenik

Socialstyrelsen klassificerar sin utgivning i olika dokumenttyper. Detta är ett Underlag från experter. Det innebär att det bygger på vetenskap och/eller beprövad erfarenhet. Författarna svarar själva för innehåll och slutsatser. Socialstyrelsen drar inga egna slutsatser i dokumentet. Experternas sammanställning kan dock bli underlag för myndighetens ställningstaganden. Artikelnr 2006-123-10 Publicerad www.socialstyrelsen.se, februari 2006 2

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

4

Innehåll Förord 3 Sammanfattning 7 Slutsats 12 Generellt om arsenik 13 Oxidationsförmåga (pe/eh) redoxpotential (Eh) 14 Geologi och förekomst 16 Exponering 17 Lagstiftning och miljömål som rör enskild vattenförsörjning 18 Nya försiktighetsmått för dricksvatten 18 Medverkande parter 20 Bakgrunden till gräns- och riktvärden 21 Medicinska aspekter 22 Kinetik och metabolism 22 Effekter på djur och in vitro-system 23 Effekter på människans hälsa 23 Effekt på andra organismer i miljön 24 Analysmetoder 26 Arsenikavlägsnande metoder 27 Viktigt att tänka på vid utvärdering av arsenikavskiljande tekniker 27 Oxidation av As(III) 29 Behov av oxidation 30 Processer med kemisk fällning 30 Kemisk fällning och filtrering 30 Utrustning 31 Fällningskemikalier 31 Underhåll 31 Järn- och manganoxidation 32 Markoxidation 33 Mikrofiltrering med kemisk fällning 33 Avhärdning genom kalkfällning 33 Kemikalier och förhållanden 33 Efterbehandling 34 Adsorptiva processer 34 Aktiverat aluminium 34 Jonbytesteknik 36 Jonbytarmaterial 36 Jonbytarmassornas effekt 37 Membranprocesser 40 5

Faktorer som påverkar membrankapaciteten 40 Arsenikavlägsnande med membranprocesser 41 Övriga tekniker 43 Järnoxidtäckt sand 43 Svavelmodifierat järn 44 Granulerad järnhydroxid 44 Fotooxidation 44 Bilagor 45 Sammanfattning av metoder för att avlägsna arsenik ur dricksvatten 45 Egenskaper och hantering av restprodukter vid dricksvattenrening när det gäller arsenik 47 6

Sammanfattning Arsenik är kemiskt släkt med bl.a. kväve och fosfor. Arsenik är det tjugonde vanligaste grundämnet i jordskorpan, med en förekomst av nära 2 mg/kg. I havsvatten är halten 3 μg/l. Att arsenik är ett giftigt ämne har varit känt sedan länge. Senare rön har dock visat att arsenik sannolikt också är ett mikronäringsämne för människan. För hög och för låg halt kan alltså vara farligt för människan. Arsenik kan förekomma i våra dricksvatten i halter som överstiger 10 μg/l som anges som riktvärde i Socialstyrelsens författningssamling SOSFS 2003:17 och som gränsvärde på 10 μg/l i SLV FS 2001:30. Även Världshälsoorganisationen, WHO, anger detta som provisoriskt riktvärde. Arsenikhaltigt grundvatten kan bero på föroreningar från bl.a. bekämpningsmedel och tryckimpregnering av virke, men kan också finnas naturligt i bergborrade brunnar där sulfid- och arsenikrika mineral förekommer. Även grävda brunnar kan ha anmärkningsvärda halter av arsenik. Däremot är halten i ytvatten och i luft vanligen låg. Sveriges geologiska undersökning, SGU, har hittills undersökt arsenikhalten i brunnar i 14 län. I 5 procent av brunnarna översteg arsenikhalten det gällande riktvärdet på 10 μg/l. I 2 procent av brunnarna var arsenikhalten högre än 100 μg/l. En kartläggning av arsenikhalter i dricksvatten i Sverige gjordes på 1980- talet, där vissa områden med naturliga förutsättningar valts ut för undersökningen. De högsta arsenikhalterna återfanns i Skelleftefältet i Västerbotten samt i ett stråk mellan Västerås och Enköping och kring Sollefteå. Av 280 undersökta brunnar var 167 bergborrade. 13 av dessa hade en arsenikhalt över 10 μg/l, medan endast 2 av de 113 jordbrunnarna hade anmärkningsvärd halt. Undersökningen konstaterade också att det inte fanns något samband mellan försurning och arsenikhalt i dricksvatten. Däremot finns det ett samband mellan geologin och arsenikhalten i grundvatten. I Uppsala förekommer förhöjda arsenikhalter i de berggrundvatten som har höga phvärden. Samma geologiska förutsättningar finns t.ex. på Öland, där man också uppmätt förhöjda arsenikhalter i brunnsvattnen. Arsenikhaltiga dricksvatten förekommer bl.a. i Bangladesh, Indien, Taiwan, Kina och i Sydamerika, där risk för allvarliga hälsoeffekter finns. Livsmedelsverket och Socialstyrelsen rekommenderar att dricksvatten med arsenikhalter över 10 μg/l åtgärdas. Höga arsenikhalter i dricksvatten utgör en hälsorisk bl.a. på grund av att arsenik kan framkalla cancer. Arsenik finns förutom i grundvatten även i t.ex. skaldjur, där höga halter kan uppmätas. I skaldjur föreligger arsenik i organiskt bunden form, som inte är lika toxisk som den i oorganisk form. Oorganisk arsenik finns både i treoch femvärd form. Den trevärda är mera toxisk än den femvärda. 7

Arsenik i för höga halter kan påverka hud, respiration, hjärtkärlsystem, immunförsvar, urinvägar, reproduktion, magtarmkanal och nervsystem. I olika djurförsök har uppkomst av tumörer på grund av arsenik studerats. Cancer i lunga, urinblåsa, njure och hud är vanligast. Arsenik kan orsaka såväl akuta som kroniska effekter. Förutom att toxiciteten beror på vilken form som arseniken finns i så är också exponeringstiden väsentlig för hälsoeffekten. Barn är dessutom mer känsliga för arsenik än välnärda vuxna personer. En expertgrupp vid amerikanska vetenskapsakademien har uppskattat livstidsrisken för cancer till 1 3 per 1 000 individer att jämföra med lågrisknivån som är satt till 1 fall per 100 000 exponerade. I Taiwan har utbredningen av hudcancer i åldersgruppen över 60 år uppmätts till ca 250 per 1 000 exponerade personer. Ett tydligt dossamband har också kunnat urskiljas. Arsenik förekommer i mineraler tillsammans med järn och svavel. Arsenopyrit eller arsenikkis, FeAsS, är ett exempel och realgar, As 4 S 4, är ett annat. Arsenik förekommer alltså både som organisk och oorganisk form. Organisk arsenik finns till exempel i mat såsom skaldjur och föreligger då som monometylarseniksyra och dimetylarseniksyra. I grundvatten föreligger merparten arsenik i oorganisk form. Arsenik förekommer vanligen i två valensformer, trevärd och femvärd. I ett opåverkat grundvatten är den trevärda formen vanligast. Vid luftning av vattnet sker en viss oxidation så att trevärd arsenit kan oxideras till femvärd arsenat. Denna reaktion är långsam, varför det ofta kan förekomma både tre- och femvärd arsenik i samma vatten. Vattnets redoxpotential, dvs. syresättningsgrad, avgör om arseniken finns i reducerad trevärd form eller som oxiderad femvärd jon. Den trevärda arseniken föreligger vanligen som oladdad molekyl vid phvärden under 9,2. Flertalet reningsmetoder har därför ett oxidationssteg före beredningen. Enbart oxidation av arsenik räcker inte för att ta bort arsenik utan det behövs också kemisk fällning, adsorption, jonbyte etc. Nedan finns en sammanställning över metoder för att avlägsna arsenik. 8

Metoder för att avlägsna arsenik Kemisk fällning och filtrering -med järnsalter -med aluminiumsalter Järn- och manganoxidation Markoxidation Järnoxidbelagd sand, greensand etc Avhärdning genom ph höjning Jonbyte - anjonbyte Membranfiltrering Aktiverat aluminium-adsorption Vid beredning av dricksvatten i allmänna vattenverk måste man utforma processen så att den stämmer med övrig beredning i vattenverket. Dessutom är det viktigt att testa de kemiska förloppen med pilotförsök. I Sverige finns begränsad erfarenhet av ovan nämnda metoder för att ta bort arsenik i dricksvatten. Sedan WHO år 1993 sänkte värdet för arsenik från 50 μg/l till 10 μg/l som provisoriskt riktvärde har det internationellt gjorts en hel del för att klargöra hur arsenik avlägsnas från dricksvatten på ett optimalt sätt. I en rapport Safe Water Technology for Arsenic Removal av WHOoch UNICEF-medarbetarna R Johnston och H Heijnen finns följande tabell. Sammanfattning av metoder för att avlägsna arsenik ur dricksvatten Teknik Effektivitet för arsenikborttagning Erfarenheter och resultat As 3+ As 5+ Kemisk fällning med järnsalter Kemisk fällning med aluminiumsalter ++ +++ Väl beprövad i pilotskala på vattenverk och i enskilda hushåll. Fosfat och silikat i vattnet försämrar utfällningen av arsenik. Ett arsenikhaltigt slam alstras. Behöver följas av filtrering för att avskilja kolloidalt material. Relativt billig metod. - +++ Väl beprövad i pilotskala på vattenverk och i enskilda hushåll. Fosfat och silikat i vattnet försämrar utfällningen av arsenik. Fällningen är optimal i ett snävt ph-intervall. Ett arsenikhaltigt slam alstras. Behöver följas av filtrering för att avskilja kolloidalt material. Relativt billig metod. 9

Avhärdning + +++ Har visat sig effektiv i laboratorie- och pilotskala och är effektiv oberoende av storlek på anläggning. Framför allt användbar när vattnet också ska avhärdas. Nackdelar är att vattnet får för högt ph och att mycket arsenikhaltigt slam genereras. Relativt billig, men dyrare än kemisk fällning, och ger mer slam att omhänderta. Jonbyte - +++ Huvudsakligen undersökt i industrialiserade länder, där pilotskala och enskilda hushåll testats. Negativ påverkan av sulfater och hög salthalt i vattnet. Adsorptionskapaciteten är hög, men långtidsprestanda hos regenererade jonbytarmassor behöver dokumenteras. Förbehandling kan behövas för att förhindra att järn och mangan sätter igen jonbytarmassan. Moderata kostnader. Arsenikhaltigt saltvatten alstras vid regenerering. Aktiverat aluminium +/++ +++ Pilotskala på vattenverk och i enskilda hushåll har testats i industrialiserade länder och i utvecklingsländer. Varför det i viss mån fungerar även på arsenit kan man inte förklara. Regenereringen kräver stark syra och stark bas och producerar arsenikhaltiga vätskor. Långtidsprestanda hos det regenererade mediet behöver dokumenteras. Förbehandling kan behövas för att förhindra att järn och mangan sätter igen jonbytarmassan. Moderata kostnader. Membranmetoder -/+++ +++ Har visat sig effektiva i industrialiserade länder. Forskning behövs för att ta arsenit och för att höja utbytet, särskilt vid lågtrycksmembran. Förbehandling krävs. Relativt dyr särskilt vid högtrycksdrift. Fe-Mn Oxidation? +/ ++/ +++ Passar småskaliga system. Begränsade studier i vattenverk och i hushåll. Mer forskning behövs för att förstå de kemiska förloppen. Billig metod. Adsorption till porösa medier som järnoxidbelagd sand, greensand etc. +/ ++ ++/ +++ Effektivt i laboratorieskala i industrialiserade länder och i utvecklingsländer. Behöver testas i fält under reella förhållanden. Enkla filtermassor är billiga, men avancerade kan bli rätt dyra. Markoxidation +++ +++ Undersökningar behövs, men fullskaleförsök med bra resultat finns. Nyckel: +++ = > 90 %; ++ = 60 90 %; + = 30 60 %; - = <30 % avlägsning.? = otillräcklig information. 10

Flera faktorer är väsentliga vid val av metod för att rena ett arsenikhaltigt grundvatten. Bland de viktigare är: grundvattnets kvalitet arsenikhalten vattenmängd som ska produceras tillgång till grundvatten krav på efterbehandling av det beredda dricksvattnet. Den tabell som presenterades på sidan 10 visar överskådligt flertalet av de metoder som kan avlägsna arsenik ur grundvatten. För svenska förhållanden är det endast i ett fåtal fall som kemisk fällning används på grundvatten. Det är en vanlig beredning när man producerar dricksvatten från ytvatten, bl.a. därför att kemisk fällning utgör en mikrobiologisk barriär. Metoden är endast användbar för vattenproduktion i stor skala. Efterbehandling i form av ph-justering kan behövas. Den är inte lämplig för enskilda hushåll. Avhärdning genom ph-höjning och kalkfällning är en relativt ny metod i Sverige, som vinner terräng. Den kan utformas på en rad olika sätt. Metoden är inte användbar endast för reduktion av arsenik utan förutsätter en råvattenkvalitet som behöver avhärdas. Jonbyte är en metod som lämpar sig för både stor och liten skala. Således kan jonbytare användas i det enskilda hushållet. Problemet är att ingående vattenkvalitet påverkar resultatet av jonbytet och att kunskapen om jonbytarmassornas kapacitet att ta hand om arsenik i tre- och femvärd form är begränsad. Dessutom finns det en risk för filtergenombrott vid användning av jonbyte, vilket innebär att när jonbytarmassan blivit mättad med arsenik så släpper den ifrån sig mer arsenik än vad grundvattnet innehöll från början. Denna effekt måste på något sätt hållas under kontroll. Avfall som innehåller arsenikhaltig koksaltlösning måste tas om hand. Aktiverat aluminium har testats på något vattenverk för att adsorbera fluorid. Erfarenheterna visade att filtret fungerade bra före regenerering, men att regenerering med stark syra och stark bas var en både svår och riskabel hantering. Membranmetoder har blivit populära för vissa reningar, trots att det är en dyr metod. Tyvärr fungerar den inte på alla vattenkvaliteter och dessutom kräver den god tillgång till råvatten. Vid användning av omvänd osmos får vattnet fadd smak då det blir totalavsaltat. Järn- och manganoxidation är en rening som i dag fungerar bra för flertalet små anläggningar, där oxidation och utfällning av järn och mangan sker i snabbsandfilter. Vi har lång erfarenhet av hur filtrering och kontakttider ska dimensioneras för olika vattenkvaliteter, vad gäller att avlägsna järn och mangan. Vilka kriterier som gäller för att oxidera, adsorbera och filtrera arsenik i olika vattenkvaliteter är inte klarlagt. Här behöver undersökningar göras i form av pilotförsök. Adsorption till porösa material som järnoxidbelagd sand, greensand etc. används för att rena järn- och manganhaltiga råvatten. Greensand är manganoxidbelagd glauconit (silikatmineral). Men det finns också försök gjorda 11

som visar att arsenik har en god affinitet till reducerade metaller. T.ex. har man visat att tvåvärt järn reducerar arsenat och att järnet fälls ut som järnsulfider, pyrit. Om arseniken medfälls eller bara adsorberas till pyriten vet man inte. Även elementärt järn kan användas för att reducera arsenat och få pyrit, som kan ta hand om arseniken. Slutsats Det finns många möjligheter att avlägsna arsenik. Eftersom det är angeläget att sänka halterna till 10 μg/l eller lägre kan det vara svårt att uppnå ett gott reningsresultat även om metoden uppvisar bra effektivitet. Det kan behövas fler steg i ett reningsförfarande för att få tillfredsställande vattenkvalitet. För att få fram en fungerande metod krävs oftast försökskörningar för att skaffa underlag för dimensionering, som måste anpassas till aktuell vattenkvalitet. En undersökning över vilka kommersiellt tillgängliga filter för hushållsbruk som finns på den svenska marknaden saknas. Prestanda hos olika filter och filtermassor för olika råvattentyper saknas också. 12

Generellt om arsenik I en rapport från United States Environmental Protection Agency (EPA) från december 2000, Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water 2, har man gått igenom befintliga tekniker för rening av arsenik från dricksvatten. Slutsatsen är att större vattenverk kan anpassa och komplettera sin befintliga teknik till att omfatta även rening från arsenik, medan det för mindre vattenverk, privata brunnar och hushåll inte är lika enkelt. Arsenik är ett sedan århundraden känt toxiskt ämne. Arsenik är en halvmetall och det tjugonde vanligaste grundämnet i jordskorpan, med en förekomst på nära 2 mg/kg. Arsenik förekommer naturligt i t.ex. sulfidmineraler som pyrit. Det används industriellt bland annat i legeringar, i ammunition och vid tillverkning av bekämpningsmedel och träkonserveringsmedel. Arsenik förekommer i låga koncentrationer som spårämne i berg, jord, vatten och luft, och existerar i fyra olika valenstillstånd, -3, 0, +3 och +5. I reducerande omgivning är arsenit As(+3/III) den dominerande formen, medan arsenat As(+5/V) istället dominerar i syrerika och därmed oxiderande omgivningar. Rörlighet i marken beror bland annat på alkaliniteten och ph samt jordens genomsläpplighet. Arseniksalternas löslighet i grundvattnet är beroende av redoxpotentialen, Eh, och ph samt förekommande salter. Som grundämne är arsenik inte löslig i vatten. Arsenik kan reagera med organiskt material och då bilda arsenikorganiska föreningar. Man skiljer på organisk arsenik och oorganisk arsenik. Människor exponeras för oorganisk arsenik via dricksvatten, mark och luft, och organisk arsenik framför allt via fisk och skaldjur. Föreningar med organisk arsenik förekommer alltså i föda, men deras snabba passage genom kroppen gör dem relativt ofarliga. Oorganisk arsenik ansamlas i kroppen och koncentreras med tiden och kan därigenom orsaka skador på sikt. Oorganisk arsenik förekommer i föreningar med syre, svavel, natrium, kalium, koppar och andra grundämnen. Arsenik förekommer i grundvatten i trevärd, As(III), och femvärd, As(V), form. Arsenik anses vara ca 4 gånger så giftig som kvicksilver, och den trevärda, As(III) är ca 60 gånger mer toxisk än den femvärda, As(V). Det är möjligt att avlägsna As(V) med befintlig vattenreningsteknik, men svårare att ta bort As(III). Få analysinstrument kan skilja mellan As(III) och As(V). Det är dessutom svårt att analytiskt skilja på organisk och oorganisk arsenik. Det finns olika analysmetoder för att bestämma halten arsenik, som atomabsorptionsspektrometri, AAS, där flamteknik kan användas vid höga halter och grafitugnsteknik är lämpligt vid låga halter. Dessa två metoder kan an- 2 \\brage\phage$\arsenic AND ARSENIC COMPOUNDS (EHC 224, 2001).htm http://www.scarab.se/arsenic/arsenic_disaster.html 13

vändas vid analys av rena prover, dvs. där det inte finns ämnen som stör analysen. Induktivt kopplat plasma, ICP, emissionsspektroskopi är också användbart för analys av arsenik i höga halter och vid låga halter använder man ICP MS, där MS står för masspektrometri. Detta är en ämnesspecifik detektor, som också kan användas tillsammans med kromatografiska separationstekniker t.ex. (high performance liquid chromatogrphy,) HPLC, vätskekromatografi och GC, gaskromatografi. Vissa s.k. kopplade eller kombinerade metoder kan användas för att åtskilja olika arseniktyper. Vid analys av arsenik i prover som innehåller ämnen som kan ge positiva eller negativa störningar i analysen brukar hydridgenerering användas. En fältmetod baserad på färgreaktion hos arsin med kvicksilverbromid används för testning av grundvatten i t.ex. Bangladesh och har ett detektionsintervall på 50 100 µg/l vid fältmässiga förhållanden. Oxidationsförmåga (pe/eh) redoxpotential (Eh) 3 Elektroner i vattenfasen är intressant att nyttja för att beskriva ett jordmaterials redoxförhållanden på samma sätt som protoner i vattenfasen beskriver syra-basförhållandet. Den fria protonaktiviteten beskrivs av ph-värdet. På motsvarande sätt kan oxidationsförmågan beskrivas av ett pe-värde, enligt ekvationen nedan, som till skillnad från ph också kan vara negativt. pe -log(e - ) Ett annat mått på oxidationsförmåga är den s.k. redoxpotentialen, Eh [mv], som förhåller sig till pe enligt nedanstående ekvation. Eh = RT * 2.303 *pe / F Där R är gaskonstanten, T är temperaturen och F är Faradays konstant. Vid 25 o C blir ekvationen: Eh = 0,059 * pe Vid oxiderande och luftade förhållanden är arsenat (As(V)) den dominerande formen av arsenik i vatten och jord. Vid reducerande och vattendränkta förhållanden (< 200 mv) är istället arsenit (As(III)) dominerande. Den form som arsenik föreligger i beror på redoxpotentialen, Eh, och ph samt på andra fysiska, kemiska och biologiska faktorer. Vid måttlig eller hög Eh förekommer arsenik som en serie femvärda arsenater, H 3 AsO 4, H 2 AsO 4, HAsO 4 2 och AsO 4 3. Vid de flesta reducerande (sura och lätt basiska) förhållanden dominerar istället den trevärda i form av arseniter, huvudsakligen som H 3 AsO 3, H 2 AsO 3 och HAsO 3 2. 3 http://epubl.luth.se/1402-1528/2003/14/ltu-fr-0314-se.pdf 14

Figur 1. Eh/pH-diagram för arsenik i halten 10-5 mol/l med en halt av svavel på 10-3 mol/l vid 25 C och en atmosfär. Diagrammet visar jämvikten mellan de olika former, som olika arsenikföreningar föreligger i, vid olika redoxtal och ph. Inom det streckmarkerade området finns arseniksalterna i svårlöst form. 4 Dissociationskonstanterna för As(III) är pk S1 = 9,22; pk S2 = 12,10; pk S3 = 13,40. Således är 50 procent av As(III) dissocierat vid ph 9,2, och då ph sänks förekommer As(III) i ökande grad som oladdad. Dissociationskonstanterna för As(V) är pk S1 = 2,22; pk S2 = 6,96; pk S3 = 11,50. Detta innebär att vid positiva redoxtal och ph 6,96 förekommer ca 50 procent av As(V) som monovalent anjon och 50 procent som divalent anjon. 4 Ferguson & Gavis, 1972, figur 2.2 i \\brage\phage$\arsenic AND ARSENIC COM- POUNDS (EHC 224, 2001).htm, http://www.scarab.se/arsenic/arsenic_disaster.html 15

Skillnaden i laddning hos arsenikföreningarna kan vara avgörande för vilken metod som är användbar för att avlägsna dem. T.ex. kan neutrala oladdade molekyler inte avlägsnas med anjonbyte. As(III) kan oxideras till As(V) vid en relativt låg Eh-potential av 0,1 0,2 V med hjälp av endast löst syre som oxidant. Denna oxidation sker dock långsamt endast några få procent per dag varför även oxiderande grundvatten med höga syrekoncentrationer kan innehålla höga halter av As(III). As(III) i sitt typiska stabilitetsområde förekommer ofta bundet till löst järn och mangan. As(V) utgör den stabila formen i oxiderande vatten och har stora likheter med ortofosfat när det gäller upplösning, utfällning, adsorption och jonbyte, varför fosfat anses som en av de huvudsakliga konkurrerande jonerna vid As(V)-adsorption. Geologi och förekomst 5 I bergborrade brunnar kan det finnas höga halter av arsenik eftersom ämnet normalt förekommer i berggrunden i vissa områden. Begränsade undersökningar från områden med naturligt hög arsenikhalt i berggrunden har visat att 8 procent av de bergborrade och 1 procent av de grävda brunnarna hade arsenikhalt som låg över gränsvärdet >10 μg/l (MHR 2001). En undersökning på 1980-talet visade att arsenikhalten överskred 10 μg/l i 5 10 procent av brunnarna och 50 μg/l i mindre än 1 procent av brunnarna (Fagerlind, 1991). Totalt 280 brunnar, 167 bergborrade (Bilaga 1) och 113 jordbrunnar (Bilaga 2), ingick i undersökningen som fokuserades på valda delar av Sverige. De högsta arsenikhalterna återfanns i Skelleftefältet i Västerbotten samt i ett stråk mellan Västerås och Enköping och kring Sollefteå. I flertalet brunnar var arsenikhalten lägre än 1 μg/l. Undersökningen visade att arsenik förekommer både i vatten från bergborrade brunnar och från jordbrunnar, men är vanligare i bergborrade brunnar. Gränsvärdet 10 μg/l överskreds i 13 bergborrade brunnar och i två jordbrunnar. Undersökningen konstaterade att det inte finns något som tyder på ett samband mellan arsenik i dricksvatten och sura eller försurade vatten. Geologin bedömdes ha störst betydelse för grundvattnets arsenikinnehåll. I Uppsala kommuns undersökning av vatten från 270 slumpvis utvalda bergborrade brunnar (Lewin och Simeonidis, 1998, bilaga 3) redovisas medelvärdet 1,05 μg/l för arsenik att jämföra med riksmedelvärdet 0,18 μg/l, och medianvärdet 0,55 μg/l att jämföra med riksmedianvärdet på 0,09 μg/l. Riksmedel- och riksmedianvärdet grundar sig på resultaten från den nationella miljöövervakningen som provtar ytligt jordgrundvatten med vanligtvis lägre ph, vilket måste beaktas vid jämförelsen. Orsaken till de förhållandevis höga arsenikhalterna i Uppsala kan antas vara höga ph-värden i berggrundvattnet. Motsvarande förhållanden med höga ph-värden förekommer även i andra delar av landet, t.ex. på Öland, som i flera brunnsanalyser visar på förhöjda arsenikhalter (n=8; median=2,9 μg/l; maxvärde=8,7 μg/l). 5 Västra Götalandsregionens Miljömedicinska Centrum 11 februari 2005, http://www.vmc.ymk.gu.se/rapporter/halsamiljo_lstrapport.pdf, s 32 33 16

Exponering Människor exponeras för oorganisk arsenik via dricksvatten, mark och luft, och organisk arsenik framför allt via fisk och skaldjur. Globalt är det flera miljoner människor som använder dricksvatten med så hög arsenikhalt att det är risk för allvarliga hälsoeffekter. Värst drabbade är Bangladesh, Indien, Taiwan samt delar av Sydamerika och Kina. I Sverige är halterna generellt betydligt lägre, men i vissa områden är arsenikhalterna i grundvatten förhöjda eller höga. Det gäller framför allt Skelleftefältet i Västerbotten och vissa områden i östra Mellansverige där höga arsenikhalter uppmätts i vatten från bergborrade brunnar. Höga halter har även uppmätts i enstaka brunnar i Stockholms och Västmanlands län. Sveriges geologiska undersökning (SGU) har hittills undersökt arsenikhalten i brunnar i 14 län. I 5 procent av brunnarna var arsenikhalten högre än 10 µg/l och i 2 procent av brunnarna var arsenikhalten högre än 100 µg/l. Drygt en miljon permanentboende och ungefär lika många fritidsboende har sin dricksvattenförsörjning från egen brunn. Det finns ca 400 000 borrade brunnar registrerade i Sverige, varav ungefär 75 procent används för permanent bruk. Antalet borrade brunnar ökar. Det är därför viktigt att fortsätta undersöka arsenikhalten i bergborrade brunnar och att undersöka tekniska möjligheter att sänka arsenikhalten i dricksvatten. 17

Lagstiftning och miljömål som rör enskild vattenförsörjning Miljöbalkens bestämmelser hanterar den yttre miljön och syftar till att skydda hälsa och miljö och att nå målen om ekologiskt hållbar utveckling. Miljöbalken ställer krav på alla och envar att visa hänsyn både i det dagliga livet och i sin verksamhet, så att skada inte uppstår för människor och miljön. De allmänna hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken anger ett antal principer bl.a. kunskapskravet, försiktighetsprincipen och skyddsåtgärder som gäller generellt för alla verksamheter eller åtgärder som kan medföra skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön. Reglerna om vatten i bostäder, inklusive enskilt hushåll, finns i 33 förordningen (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. En bostad ska i syfte att hindra uppkomst av olägenhet för människors hälsa särskilt ha tillgång till vatten i tillräcklig mängd och av godtagbar beskaffenhet till dryck, matlagning, personlig hygien och andra hushållsgöromål, samt ge betryggande skydd mot radon och andra liknande störningar. Enligt 1 kap. 11 miljöbalken krävs inget tillstånd för vattentäkt för eneller tvåfamiljsfastighets eller jordbruksfastighets husbehovsförbrukning. Däremot är det förbjudet att ansluta en egen vattentäkt till det kommunala nätet. Enligt 8 kap. 6 plan- och bygglagen (1987:10) får kommunen dock, om det finns särskilda skäl, bestämma att bygglov krävs för att anordna eller väsentligt ändra anläggningar för vattentäkt. Kommunen har också rätt enligt 9 kap. 10 miljöbalken att införa anmälnings- eller tillståndsplikt om den befarar att det kan bli begränsad tillgång på sött vatten. Vid anläggandet av brunn eller vid köp av utrustning för t.ex. rening gäller konsumentköplagen och konsumenttjänstlagen. Lagarna ska bidra till att konsumenterna får ett fackmässigt bemötande från näringsidkare och att varan eller tjänsten uppfyller förväntad kvalitet. Både plan- och bygglagen och miljöbalken utgår från att den som gör något (byggherren, verksamhetsutövaren) ska ha eller skaffa sig kompetens och själv kontrollera sina aktiviteter så att hänsyn visas. Fastighetsägaren är normalt byggherre och t.ex. brunnsföretaget betraktas i miljöbalken som verksamhetsutövare under byggnationen. Fastighetsägaren räknas sedan som verksamhetsutövare när brunnen är i drift. Nya försiktighetsmått för dricksvatten Socialstyrelsen har gett ut allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten. De beslutades den 5 december 2003 och har beteckningen SOSFS 2003:17 med ändring i SOSFS 2005:20. De omfattar dricksvatten från vattenverk och enskilda brunnar eller enskilda dricksvattenanläggningar som i genomsnitt tillhandahåller mindre än 10 m³ dricksvatten per dygn, eller 18

som försörjer färre än 50 personer, såvida inte vattnet tillhandahålls eller används som en del av en kommersiell eller offentlig verksamhet. Detta innebär att det främst är fastighetsägare med egen (s.k. enskild vattenförsörjning) eller en mindre gemensam vattentäkt som berörs av Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten. För dricksvatten från vattenverk och enskilda brunnar eller enskilda dricksvattenanläggningar som inte faller inom begränsningarna gäller istället Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30). Dessa föreskrifter gäller hanteringen av och kvaliteten på dricksvatten, oavsett om denna ingår i en yrkesmässig verksamhet eller inte. I Livsmedelsverkets kungörelse om dricksvatten fanns tidigare de riktvärden för vissa parametrar som var lämpade att använda för vatten i hushåll med enskild vattenförsörjning (egen brunn). De gäller inte längre. Livsmedelsverkets ansvarsområde när det gäller dricksvatten regleras i Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten (SLVFS 2001:30) som i sin tur regleras av ett EU-direktiv. Om vattnet tillhandahålls som en del av en kommersiell eller offentlig verksamhet gäller Livsmedelsverkets föreskrifter. De allmänna råden gäller också för vatten som används till personlig hygien och andra hushållsgöromål. Se Socialstyrelsens webbplats www.socialstyrelsen.se, för mer information. 19

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

Bakgrunden till gräns- och riktvärden Det är omtvistat hur mycket arsenik den mänskliga kroppen kan utsättas för utan att ta skada. Gränsvärdet för arsenik i dricksvatten, 10 μg/l, är baserat på cancerrisken. WHO:s rekommenderade värde för högsta tolerabla veckointag (PTWI) av oorganisk arsenik är satt till 15 μg/kg kroppsvikt, vilket omräknat till dagligt intag innebär ca 150 μg/dag för en vuxen person. Livstidsrisk för canceruppkomst, vid dagligt intag av arsenik motsvarande 10 μg/l i dricksvatten (10 20 μg arsenik per dag beroende på ålder, klimat och fysisk aktivitet), har uppskattats till 1 3 per 1 000 individer (0,1 0,3 procent). Merparten av svenska dricksvattentäkter ligger under 10 μg/l. En expertgrupp vid amerikanska vetenskapsakademien har uppskattat livstidsrisken för cancer till 1 3 fall per 1 000 individer vid ett dagligt intag av 1 liter dricksvatten med arsenikhalter vid nivån 10 µg/l, vilket överskrider lågrisknivån (ett fall per 100 000 exponerade) som anses utgöra en acceptabel risk för en enskild miljöfaktor. Som för andra cancerframkallande ämnen, minskar risken för hälsoeffekter vid minskad exponering. 6 Experimentella studier tyder på att foster och små barn är känsligare än vuxna, varför det inte minst för dessa är önskvärt att begränsa intaget av arsenik så långt det är möjligt. Riskuppskattningar när det gäller kroniska effekter av arsenik på barn saknas dock. 7 6 Arsenic in Drinking Water: 2001 Update (2001), Board on Environmental Studies and Toxicology 7 Miljöhälsorapport 2005, Edita Norstedts Tryckeri, s 187 21

Medicinska aspekter Förekomsten av arsenik i dricksvatten är ett globalt problem som kan utgöra en betydande hälsorisk. I vissa områden kan dricksvatten från djupborrade brunnar innehålla arsenik som lösts ut från berggrunden. Arsenikhalten i ytvatten och i luften är oftast mycket lägre. Organisk arsenik kan tillföras människan i höga doser vid intag av fisk och skaldjur utan påtagliga hälsorisker. Hälsoeffekter som förknippas med arsenikintag är akuta magsmärtor, kräkningar, diarré, hjärtpåverkan, cirkulationskollaps m.m. Dödlig dos är 100 300 mg. Som allvarliga kroniska effekter av långtidsexponering ses bl.a. cancer i hud, urinblåsa, lunga och njure. I Taiwan har prevalensen för hudcancer i åldersgruppen över 60 år uppmätts till ca 250 per 1 000 exponerade personer. Ett tydligt dossamband har också påvisats. 8 Kinetik och metabolism Vid inhalation av arsenikhaltigt stoff är graden av absorption av partiklar som inhalerats starkt beroende av lösligheten och storleken hos partiklarna. Såväl femvärda som trevärda lösliga arsenikföreningar absorberas snabbt och i hög grad från magtarmkanalen. Metaboliseringen, omsättningen, av arsenik i kroppen sker hos de flesta arter genom två huvudsakliga typer av reaktioner: (1) reduktionsreaktion där femvärd arsenik omvandlas till trevärd, och (2) oxidativ metylering där trevärda former av arsenik metyleras för att ge upphov till mono-, di- och trimetylerade produkter, vilket sker med hjälp av S-adenosyl methionin (SAM) som agerar metylgruppsdonator vid samtidig närvaro av glutation. Oorganisk arsenik metyleras i kroppen till de lättlösliga produkterna monometylarseniksyra, MMA, och dimetylarseniksyra, DMA, vilka sedan kan utsöndras i urinen. Detta sker i olika hög grad hos olika arter, men hos människan är graden av metylering av arsenik och dess utsöndring betydande. Faktorer som dos, ålder, kön och rökning bidrar endast i mindre utsträckning till den mer betydande individuella variationen i metyleringsgraden av arsenik som ses hos människor. Dock har en lägre metyleringskapacitet hos barn iakttagits i vissa (ca en tredjedel) kliniska tester. 9 Humanstudier har 8 Återgivande av föredrag av professor Marie Vahter, http://www.kemi.se/upload/toxrad/docs/rent_vatten.pdf, taget 2005-08-17 9 Environmental Health Criteria, ARSENIC AND ARSENIC COMPOUNDS (EHC 224, 2001), ISBN 92 4 157224 8, kap 1.5 s \\brage\phage$\arsenic AND ARSENIC COM- POUNDS (EHC 224, 2001).htm 22

visat på en bred variation i aktiviteten hos vissa enzymer, metyltransferaser. Undersökningar på såväl djur som människor har visat att metyleringen av arsenik kan inhiberas vid akut intag av höga doser. Omsättningen och distributionen av oorganisk arsenik kan påverkas av dess valenstillstånd, särskilt vid intag av högre mängder. Djurstudier visar att utfodring med arsenik i form av trevärd oorganisk arsenik som arsenit, H 2 AsO 3, initialt gav upphov till högre koncentration i de flesta vävnader jämfört med utfodring av arsenik i femvärd form. Den trevärda formen metyleras emellertid i högre utsträckning, vilket leder till att utsöndringen på sikt blir lika stor för de respektive ämnena. Intagna organiska arsenikkomplex som MMA, DMA och arsenobetain metaboliseras i mycket lägre grad samt utsöndras snabbare i urin än oorganiskt arsenik hos såväl djur som människor. Förekomst av arsenik i hår, naglar och urin används som biomarkör för att avgöra om man varit utsatt för arsenik. Mätning av arsenik i blodet är endast en användbar biomarkör vid höga akuta arsenikförgiftningar eller vid kronisk långtidsexponering, då arsenik snabbt försvinner ur blodet. Förekomsten av arsenik i hår och naglar kan indikera tidigare arsenikexponering. Arsenik i hår kan dessutom användas för att uppskatta den tid som förflutit sedan en akut exponering. Effekter på djur och in vitro-system Såväl oorganisk som organisk arsenik kan ge effekter hos försöksdjur. Både akut letala effekter och kroniska skador såsom cancer förekommer. Toxicitetsgraden är beroende av formen (organisk eller oorganisk) och oxidationstillståndet (femvärt eller trevärt) hos arsenik, där oorganisk anses vara betydligt mer toxisk än den organiska arseniken. Av de oorganiska salterna är de trevärda salterna mer toxiska än de femvärda, åtminstone i högre doser. Följande organsystem påverkas av arsenik: hud, respiration, hjärtkärlsystem, immunförsvar, urinvägar, reproduktion, magtarmkanal och nervsystem. I en djurstudie utsattes möss (honor) för dricksvatten med arsenik av en koncentration på 500 µg/l As(V) under två år, vilket sattes i samband med ökad incidens av tumörer i lunga, lever, magtarmkanal och hud. Oorganisk arsenik anses inte orsaka punktmutationer, men kan ge kromosomala förändringar, påverka metylering och DNA-reparation, inducera cellproliferation, (dvs. celltillväxt och ökad celldelning), orsaka cellförändringar och ge upphov till tumörer. I en studie sågs DMA (i höga doser) kunna orsaka cancer i urinblåsan hos hanråttor. Effekter på människans hälsa Studier på djur har visat att arsenik i små doser kan vara ett livsnödvändigt ämne för tillväxt, blodbildning med mera. Löslig oorganisk arsenik är akut toxisk, och intag av stora doser leder till gastrointestinala symtom, kardiovaskulära störningar och nervsystemsstör- 23

ningar och död. Hos överlevande har benmärgsdepression, hemolys (blodkroppsdestruktion), hepatomegali (förstorad lever), melanos (mörka hudförändringar), polyneuropati (nervsystemsskador) och encefalopati (hjärnskador) iakttagits. Långtidsexponering för arsenik i dricksvatten är kausalt relaterad till ökad risk för förekomst av cancer i hud, lungor, urinblåsa och njurar samt uppkomst av hyperkeratos (ovanligt tjockt hornlager i huden) och pigmentförändringar. Denna risk har iakttagits vid intag av dricksvatten med arsenikhalter på 50 µg/l arsenik. Inhalation av arsenik har förknippats med uppkomst av lungcancer. Ökad risk har setts vid kumulativ exposition vid 0.75, beräknat som (mg arsenik/m 3 luft) * antal år av exponering (t.ex. 15 års exponering med en arsenikkoncentration av 50 µg/m 3 ). Tobaksrökning interagerar med arsenik och ökar risken för lungcancer. Kronisk exponering i Taiwan har visat sig öka förekomsten av blackfoot disease (BFD), en allvarlig perifer vaskulär sjukdom. Även andra vaskulära sjukdomar har associerats med arsenik. Effekterna av högt arsenikintag är initialt inte synliga. Arsenik är svår att upptäcka vid intag, då ämnet är smak- och luktfritt, samt saknar färg. Det är därför lätt att få i sig farligt höga doser utan att märka det och utan omedelbar systemisk effekt. Välnärda, vuxna individer kan inta relativt höga doser under längre tid utan märkbar effekt. Barn är särskilt känsliga. Arsenik som markförorening, kan medföra att framför allt barn får i sig stora mängder arsenik genom intag av jord och damm. Områden med omfattande ytlig arsenikkontaminering som inhägnas hindrar barn att komma i kontakt med marken. Intag av en näve jord (ca 10 g) som innehåller 1 000 mg As/kg innebär en dos på 10 mg arsenik, vilket kan ge mycket allvarlig förgiftning hos ett litet barn. 10 Sammantaget är kausaliteten mellan arsenikexponering och andra hälsoeffekter inte klarlagda. Det starkaste sambandet ses för förhöjt blodtryck och kardiovaskulära sjukdomar, troligen för diabetes och reproduktiva effekter, och svagast för cerebrovaskulära sjukdomar, bestående neurologiska effekter och cancer i andra organ än lungor, urinblåsa, njurar och hud. Effekt på andra organismer i miljön Land- och vattenlevande organismer uppvisar olika känslighet för olika arseniktyper beroende på biologiska faktorer. Generellt är oorganiska arseniktyper mer toxiska än organiska, och arsenit (As(III)) betydligt (60 80 gånger) mer toxiskt än arsenat (As(V)). Upptags-, metaboliserings- och utsöndringsmekanismer varierar mellan olika arter och förklarar olika toleransnivåer för exponering av olika arseniktyper. Den primära mekanismen för arsenittoxicitet anses vara genom dess bindning till sulfhydrylgrupper hos proteiner. Arsenat påverkar den oxidativa fosforyleringen genom att konkurrera med fosfat. I omgivningar med höga fosfathalter är därför arsenattoxiciteten för olika organismer lägre. 10 http://www.imm.ki.se/riskweb/bedomningar/arsenik.html, gällande 2005-08-17 24

Arsenik orsakar akuta och kroniska effekter hos individer, befolkningar och samhällen vid koncentrationer på från några få µg till mg per liter, beroende på arttillhörighet, exponeringstid och mätningsparametrar. Dessa effekter sträcker sig från hämning av tillväxt, fotosyntes och reproduktion, till beteendestörningar och död. 25

Analysmetoder Kolorimetriska och gravimetriska metoder har tidigare använts för detektion av arsenik. Metoderna brister emellertid i särskiljande av olika varianter av arsenik. De är inte lämpliga för låga halter av arsenik. På senare år har atomabsorptionsspektrometri (AAS) och induktivt kopplat plasma, ICP, blivit de vanligaste analysmetoderna för arsenik i höga halter (> 50 μg/l). De ger dock ingen uppgift om i vilken valens som arseniken förekommer. En annan metod även lämplig för låga halter är hydridgenerering med atomabsorptionsspektrometri (HGAAS), en metod som används för detektion av en mindre mängd specifika arsenikkomplex som arsenit, arsenat, MMA, DMA och trimethylarsinoxid (TMAO). Hydridgenerering med efterföljande kondensering (cryogen trapping) och AAS-detektion är en metod för typbestämning av oorganisk arsenik och dess metylerade metaboliter. Andra kombinationstekniker kan också användas. ICP-MS har hög sensitivitet för arsenik och ger tillsammans med högpresterande vätskekromatografi, HPLC (High Performance Liquid Chromatography), en god uppskattning av förekomsten av flera former av arsenik. 26

Arsenikavlägsnande metoder Arsenik kan avlägsnas med hjälp av konventionella reningsmetoder. De mest beprövade och använda är kemisk fällning och filtrering, jonbyte, aktiverat aluminium och omvänd osmos. Tekniker som aktivt kolfilter och destillering kan också användas. Filtrering med aktivt kol minskar arsenikhalten med 40 70 procent, anjonbyte med 90 100 procent, omvänd osmos med 90 procent och destillering med 98 procent. 11 Det är svårt att enkelt lösa reningen. De flesta befintliga teknikerna i dag är förvisso effektiva för avlägsnandet av As(V), men betydligt sämre för avlägsnandet av den betydligt mer toxiska As(III). Viktigt att tänka på vid utvärdering av arsenikavskiljande tekniker De viktigaste kraven att beakta vid val av teknik är: - effektivitet: så att koncentrationer under 10 µg/l (ppb) säkert kan uppnås efter beredning - tillförlitlighet, säkerhet och underhåll: tekniken ska vara säker och kunna hanteras av verksamhetsutövaren - avfall och restprodukter: hantering, behandling (vid behov) och omhändertagande av avfall restprodukter måste vara klarlagt då dessa ofta innehåller höga halter arsenik - kostnader: anskaffningskostnad och driftskostnader avgör teknikens kostnadseffektivitet och därmed användbarhet. De tekniker som särskilt beskrivs i rapporten är: Kemisk fällning med järn- eller aluminiumsalt Avhärdning Aktiverat aluminium Jonbyte: anjonbyte Membranfiltrering: mikro-, ultra- och nanofiltrering och omvänd osmos Elektrodialys Övriga tekniker. 11 http://www.aquapurefilters.com/contaminates/107/arsenic.html 27

Arsenikavlägsnande metoder Sorptionsprocesser Separationsprocesser Jonbytare Adsorption Nanofiltrering Omvänd osmos Metalloxider- & -hydroxider Järn och mangan Kem. fällning Fastbädd teknik Markoxidation Aktiverat aluminium Järnoxid belagd sand Figur 2. 12 Figuren visar förenklat vilka olika kemiska och fysikaliska processer som kan användas för att avlägsna arsenik från dricksvatten. I figuren ovan uppdelas teknikerna i två huvudsakliga grupper, sorptionsprocesser respektive separationsprocesser. Sorptionsprocesserna avser här de tekniker som använder sig av kemiskt aktiva ämnen där föroreningen (dvs. arsenik) binds av elektrostatiska eller kemiska krafter till en yta. Jonbytestekniken kräver normalt att jonen har en laddning, varför tekniken är föga framgångsrik för avlägsnande av As(III). Adsorptionsteknik baseras på arsenikens affinitet för metalloxiders yta, med vilka arsenik bildar stabila ytkomplex (kemisorption). Vissa ytor har möjlighet att binda As(III), men oftast endast till en mindre del jämfört med As(V). Protonerings- och deprotoneringsreaktioner är ph-beroende och vid ett visst ph, den isoelektriska punkten, är arseniken i en oladdad form eftersom de negativa och positiva ytladdningarna är lika många. ph för den isoelektriska punkten varierar mellan olika metalloxider. För järn(iii)hydroxider och oxihydroxider ligger den isoelektriska punkten mellan ett ph-värde på 7 och 8. Vid ett högre ph kommer ytladdningen att vara huvudsakligen negativ och vid ett lägre ph kommer den vara positiv. Detta påverkar adsorptionen av As(V). Vid ett högt ph är adsorptionen 12 Technologies for Arsenic removal from potable water, W. Driehaus, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X 28

och därmed reningskapaciteten nedsatt. Detta kan dock motverkas genom en högre tillsats av fällningsmedel, eller, för fastbäddsteknik, att sorbtionsbädden regenereras oftare. Separationsprocesserna, vilka oftast är membranprocesser, avlägsnar alla lösta ämnen från vattnet, och tar bort As(III) och As(V) i olika mån, där den sistnämnda avlägsnas betydligt mer effektivt. Oladdade molekyler kan också i viss mån undgå att upptas av membran. As(V) i järnhaltiga vatten kan avlägsnas från vatten genom filtrering i sandfilter. Vanligen görs en oxidation av vattnet så att både järn och arsenik föreligger i oxiderad form. Oxidation av As(III) De flesta tekniker är mer effektiva på att avlägsna As(V) än As(III), eftersom de baseras på elektrostatiska krafter, och As(III) vid lägre ph än 9,2 är en oladdad molekyl. Oxidationstekniker som kan omvandla As(III) till As(V) är därför av stor betydelse. Vid förekomst av As(III) har man ofta även höga halter av andra reducerade ämnen, som sulfider, tvåvärt järn och mangan(ii). Denna samtidiga förekomst är viktig att uppmärksamma vid dimensionering av oxidationsprocessen, eftersom sulfid, Fe(II) och Mn(II) också oxideras. Oxidation av As(III) till As(V) med hjälp av naturlig förekomst av syre är kinetiskt ogynnsam och långsam, varför man måste använda sig av starkare oxidationsmedel. Följande medel brukar användas för oxidation av As(III): - ozon - permanganat - väteperoxid - manganoxid - klorin, hypoklorit. Använd endast i undantagsfall klorföreningar, eftersom dessa kan ge oönskade biprodukter. Klorering är internationellt en av de vanligaste metoderna för oxidation av As(III) och sker genom tillsats av klorgas eller en hypokloritlösning. Dosering är 0,3 1 mg/l klor och varierar beroende på samtidig förekomst av andra reducerade ämnen som Fe(II), mangan(ii) och organiska ämnen. Ozon (O 3 ) oxiderar As(III) effektivt genom skapande av hydroxylradikaler. Ozon måste framställas på plats med hjälp av en högspänningsprocess. Det kan inte förvaras. Hälsofarliga biprodukter såsom bromat kan bildas. Permanganat (oftast som kaliumpermanganat, KMnO 4 ) är vid rätt ph ett mycket effektivt oxidationsmedel som även har högre affinitet för att oxidera As(III) än t.ex. Fe(II) till Fe(III). Användningen av permanganat kräver dock att manganoxidpartiklarna som bildas i reaktionen med arsenik avlägsnas, samtidigt kan man avlägsna den As(V) som bildats. Enbart väteperoxidbehandling oxiderar inte As(III) tillräckligt fort. Om Fe(II) finns i råvattnet kommer väteperoxiden att reagera med järnet i en s.k. fentonreaktion under bildande av hydroxylradikaler, vilka kommer att oxidera arseniken. Eftersom en del järnhydroxid också kommer att genereras 29

under reaktionen kan As(III) oxideras och delvis adsorberas till det lösta Fe(III)(OH) 3 i samma steg. Vid reaktionen mellan naturligt organiskt material, NOM, och klor bildas biprodukter, s.k. trihalometaner (THM), vilka kan vara hälsofarliga och behöva omhändertas. Även användning av ozon och väteperoxid kan ge oönskade och hälsofarliga biprodukter. Detta sker inte vid oxidation med permanganat, som är ett vanligt medel för att ta bort järn och mangan vid dricksvattenberedning. Behov av oxidation Vid oxidation av As(III) finns det flera anledningar att överväga val av oxidationsmedel: - Oönskade effekter av tillsatsen av oxidanter kan uppstå. - Arsenik förekommer ibland i den oxiderade formen As(V), vilket gör oxidation onödig. - Vissa av de nya metoderna för avlägsnande av arsenik är effektiva även för As(III). - Oxidation genom tillsats av kemiska ämnen gör processen mer komplex. - Vid kvittblivning av restprodukter från rening kan det finnas krav på arsenikens oxidationsnivå eller hur svårlöslig den måste vara. Oxidation av As(III) uppkommer även som bieffekt vid konventionellt avlägsnande av järn och mangan, varvid As(III) oxideras tillsammans med metallerna vid filtrering och adsorberas till Fe(III)OH som sedan avlägsnas. En annan lovande teknik för oxidation av As(III) är filtrering med manganoxidtäckt sand. 13 Processer med kemisk fällning Kemisk fällning och filtrering Kemisk fällning, koagulation eller flockning och filtrering är behandlingsprocesser som förändrar de fysiska eller kemiska egenskaperna hos ett löst, kolloidalt eller suspenderat ämne. Följden blir att de skapade partiklarna fälls ut ur lösningen och avlägsnas genom sedimentering eller filtrering. Den tillsatta fällningskemikalien förändrar ytladdningar och därmed de adhesiva egenskaperna hos fasta ämnen och tillåter därmed agglomeration så att det bildas stora tunga flockar som kan sedimentera. Metoden används traditionellt för att avlägsna fasta föroreningar vid bl.a. dricksvattenberedning, men kan även användas för att avlägsna lösta ämnen. Exempelvis kan fällningsmedel som aluminiumsulfat, järnklorid och järnsulfat adsorbera andra lösta ämnen, t.ex. arsenik och fosfor. När dessa fällningsmedel vid bestämda ph bildar flockar som sedimenterar, följer sådana 13 Technologies for Arsenic removal from potable water, W. Driehaus, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 192 193 30

föroreningar som adsorberats till flockarna med det sedimenterade materialet. Utrustning De viktigaste komponenterna vid kemisk fällning och filtrering är ett s.k. flödes- och ph-styrt system för kemikaliedosering, snabbinblandningsutrustning, bassänger för flockbildning och för sedimentering, filter och backspolningsutrustning samt utrustning för omhändertagande av avfall. Fällningskemikalier Fällningskemikalier som används för att ta bort arsenik är järnsalter som FeCl 3, Fe 2 (SO 4 ) 3, FeCl 2 och FeSO 4. Aluminiumbaserade fällningskemikalier har testats men funnits vara betydligt mindre effektiva än järnbaserade. Studier har visat att användning av järnsulfat vid optimalt ph ger en bättre reningseffekt än aluminiumsulfat vid högre koncentrationer. Fällning med aluminiumsulfat medförde rening med över 90 procent av As(V) men först vid doser högre än 30 mg/l. Vid fällning med järnsulfat avlägsnades över 95 procent av As(V) vid ph-gränser mellan 5 och 7,5 redan vid doser mellan 10 och 50 mg/l. Aluminium fungerade bäst vid ett ph mellan 5 och 7 medan järnsulfat hade ett bredare ph-optimum mellan 5 och 8. För övrigt sker As(III)-avlägsnande med aluminium, järnklorid och järnsulfat inte lika effektivt som för As(V) under i övrigt likvärdiga omständigheter. 14 Även vid hög kemikaliedos avlägsnas As(III) endast i viss mån om inte oxidation till As(V) sker före fällning. Eftersom fällningskemikaliernas effektivitet bl.a. är beroende av vilka salter som finns i råvattnet, temperaturen, vilket ph som uppnås och hur varsamt flocken hanteras, är det vanskligt att uttala sig generellt om vilken kemikalie som är bäst. Testproceduren kan vara avgörande för resultatet. Filtreringsegenskaperna beror på använd fällningskemikalie, dosering och råvattnets egenskaper som ph, hårdhet och alkalinitet. Dosering av fällningskemikalier är beroende på råvattnets egenskaper särskilt när det gäller ph, alkalinitet och koncentrationen hos adsorptionskonkurrerande ämnen som kisel och fosfat. För salter med trevärt järn beräknas minimidosen efter arsenikkoncentrationen. Grovt räknat ska förhållandet mellan fällningskemikalier och arsenik vara 10 20:1 vid ph 6 7 och 40 50:1 vid ph > 8. Underhåll Filtren måste backspolas med jämna mellanrum för att avlägsna partiklar och förhindra kanalbildning som kan ge arsenikgenombrott. Som restprodukt efter den kemiska fällningen kommer man att få ett arsenikrikt slam med högt vatteninnehåll som måste omhändertas och behandlas för säker hantering och transport. Kemisk fällning i kombination med filtrering är en vanlig teknik som dock lämpar sig bäst för stora reningsverk med utbildad personal då den 14 Hering et al, 1996; Edwards, 1994; Shen, 1973; Gulledge and O Conner, 1973; Sorg and Logsdon, 1978, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 31

bl.a. ställer krav på hantering av korrosiva kemikalier. Korrosion påskyndas av hög temperatur, järnsalter som ger lågt ph och närvaro av klorider. Fällning med sedimentering används framgångsrikt i mindre skala i bl.a. Bangladesh. 15 Järn- och manganoxidation Höga halter löst tvåvärt järn (Fe(II)) i vatten ger problem som färgning av kläder, dålig och oaptitlig smak, lukt och rost på grund av dess korrosivitet i ledningar och rör m.m. Tvåvärt järn är lösligt i vatten men fälls ut och blir ett gulbrunt slam då det oxideras till trevärt järn (Fe(III)). Detta kan avlägsnas genom filtrering. Då oxiderat järn också adsorberar arsenik är denna teknik en variant på kemisk fällning och filtrering. Man utnyttjar förekomsten av löst järn i råvattnet, vilket oxideras genom luftning, solljus i kombination med hjälpmedel som citrat, eller på kemisk väg (klor, ozon, väteperoxid, permanganat), till trevärt järn, som sedan kan filtreras ifrån. Det oxiderade järnet binder arsenik som avlägsnas tillsammans med järnet. Kapaciteten att avlägsna arsenik påverkas av flera faktorer, som kvoten As(III)/As(V), ph och konkurrerande anjoner som fosfat, kisel, sulfat och vätekarbonat vilka gör att högre doser fällningskemikalier behövs. phoptimum för avlägsnande av As(V) är vid 6 8. Grovt räknat uppnås ett effektivt arsenikavlägsnande vid ett 50 80:1-förhållande mellan järn och arsenik (molar). Grundvatten med hög järnkoncentration kan innehålla en hög andel reducerad As(III) som behöver oxideras för effektivt avlägsnande. Metoden är billig även om den är dyrare än ren sedimentering och effektiviteten är jämförbar. 16 Tekniken används i Bangladesh och sänker arsenikhalten i vatten till < 50µg/l. För optimering samt ökat avlägsnande av As(III) behöver tekniken kompletteras med oxidation av As(III) till As(V). Uppkomsten av slam som kräver omhändertagande kan begränsa användbarheten. För svenska förhållanden där nivåer under 10 µg/l eftersträvas är metoden kanske inte så användbar. Test utförda i USA visar emellertid att metoden genom avlägsnande av 2 mg/l järn åstadkom ett avlägsnande av As(V) på 92,5 procent vid en initial koncentration på 10µg/l hos råvattnet. Vid avlägsnande av 1 mg/l järn eliminerades 83 procent As(V). Arsenikavlägsnande med hjälp av mangan har i test gett sämre resultat än för järn. Avlägsnande av 3 mg/l mangan åstadkom ett avlägsnande av As(V) på 69 procent vid en initial koncentration på 12,5 µg/l. 17 15 Technologies for Arsenic removal from potable water, W. Driehaus, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 194 195 16 Optimisation of iron removal units to include arsenic removal, A.K. Sharma, J.C. Tjell & H. Mosbaek, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 270 17 EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2.6 32

Markoxidation Markoxidation är en särskild variant av järnbaserad reningsmetod där järnhaltigt råvatten luftas och återinförs i marken där järnet vid luftningen oxideras, adsorberar arsenik och filtreras i den porösa akviferen. Metoden kräver särskilda markförhållanden och att halten reducerade ämnen i vattnet inte är högre än vad som luftens syre kan oxidera. Rätt dimensionerad och vid lämplig råvattenkvalitet är detta en användbar metod, där risken att kunna påverka och blockera markens porösa struktur samt att hindra naturlig filtrering kan hållas under kontroll. Mikrofiltrering med kemisk fällning Kemisk fällning har här beskrivits som en effektiv metod för att avlägsna arsenik. Mikrofiltrering i kombination med kemisk fällning har fördelar gentemot konventionell filtrering genom att denna teknik även reducerar antalet mikroorganismer effektivt. Undersökningar visar att arsenik avlägsnas ner till halter under 2 µg/l vid ph 6 7. Resultatet erhölls vid Fe(III)- koncentrationer på 2,5 mg/l och med höga nivåer av kisel och sulfat, och förbättrades då ph sänktes ytterligare till ca 5,5. Avhärdning genom kalkfällning Så kallat hårt vatten föreligger vid höga halter av jonerna Ca 2+ och Mg 2+. Ju högre halt av dessa, desto hårdare är vattnet. Hårt vatten gör det svårt att tvätta då det bildas en gråaktig, kladdig fällning tillsammans med tvålen. Hårt vatten har också en sämre smak. Däremot har en del undersökningar visat att en viss halt av magnesium i dricksvattnet är viktigt för att förhindra hjärt- och kärlsjukdomar. Att tvätta sig med tvål utan mjukmedel i ett hårt vatten kräver mer tvål, eftersom man först måste binda alla kalcium- och magnesiumjoner till fettsyror innan tvålen ger tvätteffekt. Därför innehåller tvålar och tvättmedel ofta mjukmedel som binder upp de hårda metalljonerna. En vanlig orsak till hårt vatten är att berggrunden består av kalkhaltiga bergarter. Löst koldioxid i regnvattnet som sipprar ned genom berget löser upp kalken och frigör på så sätt kalciumjonerna i form av bikarbonat: CaCO 3 (s) + CO 2 (g) + H 2 O(l) Ca 2+ (aq) + 2 HCO 3 - (aq) Kemikalier och förhållanden Vid avhärdning med kalkfällning tillsätts natriumkarbonat (Na 2 CO 3 ) som höjer ph och får vätekarbonatet att omvandlas till karbonat som reagerar med först kalcium och därefter magnesium till svårlösliga salter, som fälls ut. Denna utfällning sker vid olika ph beroende på råvattnets beskaffenhet och på temperaturen. Arsenik avlägsnas effektivt genom adsorption till kalciumkarbonat, magnesiumhydroxid och järn(iii)hydroxid. De två förstnämnda bildas vid tillsats av t.ex. natriumkarbonat eller kaustiksoda, medan järn(iii)hydroxid bildas om det dessutom förekommer höga halter av Fe 3+ i råvattnet eller om man tillsätter järn som koagulant. Järn förbättrar arsenikavlägsnandet drastiskt. Effekten ökar om As(III) oxideras till As(V) före tillsats av natriumkarbonat. ph-optimum för As(V) och As(III) är 10,5 re- 33

spektive 11. Vid optimum är maximalt avlägsnande för As(V) 100 procent och för As(III) 75 procent. Under ph-optimum sjönk avlägsnandenivåerna drastiskt. 18 Vanligen uppnås tillräcklig kalkutfällning för avhärdning vid ph, som ligger lägre än de ovan nämnda ph-värdena. De höga ph-värden som anges här betyder att inte bara kalcium fälls ut utan även att magnesium tas bort. Därmed missar man en av fördelarna med denna metod, nämligen att kunna behålla kvar magnesium i dricksvattnet. Kapaciteten för att avlägsna arsenik kan ökas genom tillförsel av järn eller mangan. Den påverkas inte av förekomst av sulfat eller karbonat men minskas vid förekomst av fosfat. 19 Trots oxidation före mjukgörandet samt filtrering efter detsamma minskades ett ingående råvatten med initialkoncentration på 32 µg/l endast på sitt arsenikinnehåll med 45 procent till 16 µg/l. 20 En undersökning gjord på flera reningsverk visade dock att vid ett ph på över 10,2 kunde arseniknivåer på under 3µg/l erhållas. 21 Efterbehandling För att kunna använda vattnet som dricksvatten måste ph regleras nedåt. Vidare erhålls en del restprodukter som måste omhändertas. Om vattnet inte behöver behandlas för hårdhet är denna teknik mindre lämplig. Adsorptiva processer Aktiverat aluminium Aktiverat aluminium (AA) är en beprövad metod för att behandla arsenikhaltiga vatten. Metoden ingår bland de s.k. adsorptiva metoderna och bygger på att råvattnet filtreras över en bädd av granulerade adsorbenter som t.ex. aktiverat aluminium (dehydrerat Al(OH) 3 ) eller järnoxider eller hydroxider. Tekniken räknas till adsorptionsmetoderna men bygger egentligen på en jonbytesprocess. Jonerna som avlägsnas från vattnet adsorberas i utbyte mot hydroxidjoner på ytan av aluminiumbädden. Optimal ph för metoden ligger runt 6, varför en ph-reglering med hjälp av tillsats av mineralsyror eller CO 2 ökar kapaciteten. AA har en nollpunktsladdning mellan 8,2 9,1 beroende på typen av aluminium. 22 Över 9,1 blir AA negativt laddad och utbyter därmed inte längre anjoner som arsenik. 18 Logsdon et al, 1974; Sorg and Logsdon, 1978, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 11 19 McNeill and Edwards, 1997b,, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2-12 20 EPA, June 2000, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 13 21 AWWARF, 2000, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 13 22 A comparative study for the removal of As(III) and As(V) by activated alumina, Tony Sarvinder Singh & K.K. Pant, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 214 34

I en undersökning avlägsnades 98,6 procent av As(V) vid ph 5,8, medan As(III) avlägsnades maximalt (96 procent) vid ph 7,6. 23 Dessa ph-värden anses också utgöra optimum för avlägsnande av de respektive arsenikjonerna. Då metoden anses fungera bäst vid låga ph-värden är den av samma anledning inte effektiv för avlägsnande av As(III) utan föregående oxidation till As(V). Tekniken har visat sig kunna reducera arsenikkoncentrationen i vatten med en initial koncentration på 53 87 µg/l (medel 62 µg/l) samt 21 76 µg/l (medel 49 µg/l) till nivåer under 3µg/l under 40 respektive 10 veckors tid. 24 För att öka denna tid och bibehålla effektiviteten kan AA-bäddar kopplas i serie eller parallellt. Seriekoppling minskar läckage och ökar reningseffekten medan kapaciteten blir mindre. Parallellkoppling ökar kapaciteten men minskar möjligheten att uppnå riktigt låga halter. AA visar liksom jonbytartekniken specificitet för vissa joner. Dessa joner är dock inte desamma för de respektive teknikerna. AA är relativt specifik för arsenik och påverkas inte i någon högre mån av andra joner. De joner som dock främst kan spela in är sulfatjoner, vilka förstör effektiv borttagning av trevärd arsenik: OH - > H 2 AsO 4 - (As(V))> Si(OH) 3 O - > F > HSeO 3 - > TOC > SO 4 2- > H 3 AsO 3 (As(III)) Organiska ämnen hade också stor påverkan. Tillsats av 4 mg/l löst organiskt kol (DOC) minskade i en undersökning As(V)-adsorptionen med 50 procent. 25 En ökning av totalhalten lösta salter (TDS) hade i en annan undersökning samma effekt. 26 De mest avgörande faktorerna för avlägsnande av As(III) såväl som As(V) sägs vara filterbäddens höjd, filtreringshastighet och kontakttid. 27 Underhåll Efter en tids användning blir bädden mättad och måste bytas ut eller regenereras. Regenerering sker med hjälp av en stark bas, vanligtvis utspädd kaustiksoda (natriumhydroxid med en koncentration av 2 4 procent), följt av en sköljning med stark syra, vanligen svavelsyra (2-procentig) till jämvikt vid neutralt ph. Arsenik är emellertid svåravlägsnad och endast 50 70 procent kan oftast avlägsnas från AA-bädden. Efter regenerering får man en signifikant kapacitetsförlust, vilken har beräknats till 10 15 procent per re- 23 A comparative study for the removal of As(III) and As(V) by activated alumina, Tony Sarvinder Singh & K.K. Pant, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 211 24 Wang, 2000, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 18 25 Benjamin et al, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 16 26 Clifford and Lin (1986), idem 27 A comparative study for the removal of As(III) and As(V) by activated alumina, Tony Sarvinder Singh & K.K. Pant, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 220 35

generering. Utöver den efter ett antal regenereringar uttjänta bädden fås som restprodukt stora mängder restvätska med hög arsenikhalt som kräver omhändertagande. Användandet av processen är besvärligt på grund av de kemikalier som behövs vid regenerering av bädden. Vidare kan den ph-förändring som behövs för att optimera avlägsnandet av arsenik kräva efterbehandling för att förhindra korrosion samt för att göra det renade vattnet drickbart eller användbart för dess ändamål. Mindre system tros dock kunna använda sig av metoden även vid ph-nivåer på 8 8,3 och uppnå fullgod effekt. 28 Aktiverat aluminium, AA, är en enkel filtreringsteknik, med nackdelen att dess kapacitet är begränsad. Detta har lett till utveckling av metoder med järnoxidbaserade adsorbenter i granulerad form, som har betydligt högre kapacitet och samtidigt lämpar sig för fastbäddteknik. Jonbytesteknik Det centrala i jonbytesprocesserna utgörs av att joner i ett givet medium såsom vatten utbyts mot joner som bundits till en jonbytarmassa. Två applikationer som brukar omnämnas som rena jonbytesprocesser är vattenavhärdning och avsaltning. Vid avhärdning byts kalcium- och magnesiumjoner i vattnet ut mot natriumjoner. Vid avsaltning byts an- och katjoner mot H + - och OH - -joner. Metoden kräver efter en tids användning (dvs. när jonbytarmassan är mättad), att en regenerering görs. Det sker genom att den mättade massan renas med en lösning mättad med de joner som beroende på applikation behövs i jonbytarmassan, exempelvis en mättad koksaltlösning, NaCl, för vattenavhärdning, eller en koncentrerad syra samt en koncentrerad bas för totalavsaltning. 29 Jonbytarmaterial 30 Den generella strukturen hos jonbytare består av ett nätverk av små kulor klädda med mobila joner för utbyte av de joner som man vill rena exempelvis vatten från. Vissa jonbytare är amfoteriska, vilket innebär att ytladdningen beror på ph hos den lösning jonbytaren befinner sig i. Vid lågt ph kan den således agera som anjonbytare och vid högre ph som katjonbytare. Jonbytarmaterial uppdelas i naturliga och syntetiska material. De s.k. naturliga oorganiska materialen omfattar zeoliter (analcime, chabazite, clinoptiolite och mordenite) samt ler- och micamineraler. Dessa kan också framställas på syntetisk väg. Mer än 100 olika zeoliter har syntetiserats. 28 Wang, 2000, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 19 29 General Electrics (GE) hemsida, Water and Process Technologies, http://www.gewater.com/library/tp/838_ion_exchange.jsp, 2005-08-17 30 Kaisa Vaaramaa: Physico-Chemical forms of natural radionuclides in drilled well waters and their removal by ion exchange. Academic dissertation; University of Helsinki; Faculty of Science, Dep. of Chemistry, Lab. of Radiochemistry, Finland., s? http://ethesis.helsinki.fi/julkaisut/mat/kemia/vk/vaaramaa/physicoc.pdf 36

Zeoliter består generellt av hydraterat aluminiumsilikat (med basiska katjoner) som bildar en porös tredimensionell struktur vilken fungerar som en molekylär håv som inte tillåter passage av joner över en viss storlek. Zeoliter brukar användas för mjukgörning av hårt vatten (Zeolit A) eller rening av spillvatten från kärnkraftverk, och är användbara tack vare sin höga selektivitet, värmestabilitet och strålningsresistens. De är användbara inom ph-intervallet 5 10, utanför vilket utbytarjonerna löser sig i det omgivande mediet. Jonbytarkapaciteten är inte högre än för syntetiska hartser men selektiviteten är betydligt högre. Ler- och micamineraler (t.ex. montmorillonite) är, liksom zeoliter, aluminiumsilikater, men med en mer lagerbetonad struktur där utbytesjonerna (katjoner) ligger mellan lagren vilket ger en mer flexibel struktur. En större jonbytarkapacitet uppnås med de syntetiska lermineralerna än med de naturliga. Även mangandioxid (MnO2) och natriumtitanat (Na 4 Ti 9 O 20 ) används som jonbytarmassor. Jonbytarhartser är syntetiska organiska jonbytarmaterial med en polymerstomme av kolvätekedjor i ett makromolekylärt tredimensionellt nätverk. Hålen i nätverket varierar beroende på typ, från några 100 nm (1 000 Å) till 10 nm (100 Å) hos hartser av makroportyp, eller mindre än 1 nm (10 Å) hos hartser av geltyp. De vanligaste katjonbytarmassorna utgörs av en s.k. starkt sur katjonbytare med sulfitgrupper och en svagt sur katjonbytare med karboxylgrupper. Katjonbytare med specificitet för särskilda katjoner i vatten kan fås genom att man introducerar grupper som bildar chelatkomplex med dessa katjoner. Exempel på sådana är hartser med aminofosfat och iminodiacetat. De vanligaste organiska anjonbytarmassorna är de s.k. starkt basiska anjonbytarna och svagt basiska anjonbytarna vilka framställs med klormetylering av polystyren. Fördelarna med de organiska hartserna framför de oorganiska är att de förra har högre kemisk och mekanisk stabilitet samt hög jonbyteskapacitet och -hastighet. Jonbytarmassornas effekt Avgörande för jonbytesteknikens effektivitet är vattenkvalitetsparametrar som ph, redox, konkurrerande joner, alkalinitet och råvattnets arsenikkoncentration och form av arsenikjon. Andra påverkande faktorer är typ av harts och hartsens affinitet till jonen som ska avlägsnas. Omhändertagandet av använd regenereringsvätska och uttjänt jonbytarmassa samt krav på kunskap för drift och underhåll påverkar metodens användbarhet. Även en bedömning av det erhållna vattnets kvalitet måste göras. Då grundvatten med arsenikförekomst oftast har ett ph inom intervallet 6,5 9 behöver ph-justering oftast inte göras. Konkurrerande joner Konkurrerande joner kan utgöra ett stort problem för jonbytestekniken. Vanligaste typen för arsenikavlägsnande utgörs av starkt basisk anjonharts, som har relativt hög affinitet till arsenat (HAsO 4 2- ). Hög totalhalt lösliga salter, TDS, eller hög halt av klorid, nitrat, nitrit och sulfat minskar effekti- 37

viteten genom konkurrens. Jonbytestekniken vid arsenikavlägsnande är därför mest lämplig att använda på vatten med låg grumlighet och salthalt med låga sulfatnivåer (< 50mg/l) och nitrat- eller nitritnivåer (< 5 mg/l). Nitrat och nitrit adsorberar också till mediet och släpper då arsenik som fastnar i jonbytarmassan. Sulfat konkurrerar med både nitrat och arsenik, men mer aggressivt med arsenik. 31 Detta kan leda till att tidigare bunden arsenik avges vid höga sulfatnivåer. Detta kan göra att behandlat vatten behöver kontrolleras. Sulfatselektiva hartser har visat sig ha bättre arsenikavlägsnande effekt än nitratselektiva. 32 Framtida teknik kan eventuellt erbjuda monovalentselektiva hartser som utesluter konkurrens från t.ex. sulfat, en konkurrens som i dag innebär en begränsning. 33 Utbytesordningen för starkt basiska hartser återges nedan, med den högsta adsorptionspreferensen till vänster. HCrO - 4 > CrO 2-4 > ClO - 4 > SeO 2-4 > SO 2-4 > NO - 3 > Br - > (HPO 2-4, HAsO 2-4, SeO 2-3, CO 2-3 ) > CN - > NO - 2 > Cl - > (H 2 PO 2-, H 2 AsO - 4, HC O - 3 ) > OH - > CH 3 COO - > F - Järn(III)förekomst i vattnet kan också försvåra för jonbytare att ta arsenik, då Fe 3+ bildar komplex med arsenik vilka inte avlägsnas med jonbyte. Vatten med hög järnhalt kan därför behöva förbehandlas för ett effektivt arsenikavlägsnande med jonbyte, eller så tillämpar man andra tekniker. 34 I en studie avlägsnades dock oväntat arsenik av en katjonbytare. Förklaringen var att arsenik i formen av de oladdade molekylerna H 3 AsO 3 och HAsO adsorberades till järn(iii)hydroxid vilken avlägsnades av katjonbytaren. 35 Det framgår inte om jonbytaren fungerade som jonbytare eller som ett filtersteg. Det senare kan misstänkas då trevärd järnhydroxid normalt föreligger i fast form. Regenerering av anjonbytare för arsenik sker med NaCl, dvs. koksaltlösning. Innan jonbytarmassan tas i bruk laddas den med kloridjoner. När de negativt laddade arsenikjonerna passerar jonbytesmassan, sker ett utbyte mellan kloridjonen och arsenikjonen. Resultatet blir att arseniken fastnar i jonbytarmassan och kloridhalten i vattnet höjs, vilket kan medföra korrosionsproblem, särskilt om det samtidigt förekommer järn. 31 Clifford et al, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 21 32 Clifford et al, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 22 33 EPA, 1994, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 22 34 Clifford et al, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 21 35 Kaisa Vaaramaa: Physico-Chemical forms of natural radionuclides in drilled well waters and their removal by ion exchange. Academic dissertation; University of Helsinki; Faculty of Science, Dep. of Chemistry, Lab. of Radiochemistry, Finland. År 2005 38

Oxidationsbehov Tester utförda på jonbyte utan att vattnet först oxiderats visar att As(III) knappt avlägsnas alls. 36 As(III) förekommer huvudsakligen som oladdad jon (H 3 AsO 3 ) i vatten med ph under 9. Jonbyte bygger på att arseniken föreligger i jonform, annars kan inget utbyte ske. As(V) förekommer huvudsakligen som H 2 AsO 4 - och HAsO 4 2- som är negativt laddade anjoner och därför kan avlägsnas med jonbyte. Oxidation av As(III) till As(V) är således nödvändigt för att kunna använda jonbyte. Underhåll och efterbehandling Det behandlade vattnet kan efter jonbyte ha fått ett lägre ph. Detta kan behöva justeras för att undvika korrosion och för att få lämplig dricksvattenkvalitet. Vid regenerering med koksalt fastnar kloridjonerna i jonbytarmassan och arseniken frigörs från massan. Upptagen arsenik kan avlägsnas effektivt vid regenerering (97 procent). 37 Regenereringsvätskan blir således arsenikhaltig och behöver bytas ut och omhändertas när halten arsenik och andra störande komponenter blir för hög. Uppgifter om att regenereringsvätskan kan återanvändas ca 25 gånger finns. Fällning med järn-, aluminium- eller kalksalt uppges vara användbart för att omhänderta arseniken i regenereringsvätskan, men även här är det de kemiska förutsättningarna som styr. Greensand -filtrering och jonbyte Ett råvatten med arsenikkoncentrationer på mellan 40 65 µg/l som behandlades med ett kaliumpermanganatfilter med s.k. greensand för oxidation i kombination med en blandbäddsjonbytare fick ett utgående vatten med en arsenikhalt under 5 µg/l. Systemet regenererades var sjätte dag och höll den uppmätta effekten under 30 veckor. 38 Ett annat system lyckades trots lägre ingående arsenikkoncentrationer inte ge samma resultat, utan gav slutkoncentrationer på mellan 5 till 80 µg/l. Med en högre regenereringsfrekvens lyckades dock även detta system ge utgående koncentrationer på under 5 µg/l. Konklusion Hög arsenikreduktion (98 procent) genom anjonbyte av arsenat (As(V)) kan fås efter oxidation av arsenit (As(III)). Metoden har högst kapacitet vid lågt ph men fungerar väl mellan ph 6,5 9 vilket är det vanligaste för arsenikhaltiga vatten. 36 Optimization of the removal of arsenic from groundwater using ion exchange, C.N. Mulligan, A.K.M. Saiduzzaman & J. Hadjinicolaou, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 241 37 Optimization of the removal of arsenic from groundwater using ion exchange, C.N. Mulligan, A.K.M. Saiduzzaman & J. Hadjinicolaou, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 245 38 Wang, 2000, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 26 39

Flera problem, som sulfats, nitrats och nitrits negativa påverkan på jonbyteskapaciteten, samt minimeringen av slaggprodukter från regenereringen, kvarstår ännu. Membranprocesser Membran är selektiva barriärer som tillåter passage för vissa ämnen och förhindrar den för andra. Ämnena som ska filtreras drivs över membranet av en kraft som kan vara tryck, koncentration, elektrisk potential eller temperatur. De nedan återgivna metoderna innefattar tryck- och elektriskt potentialdrivna tekniker. Tryckdrivna membranprocesser delas upp efter porstorlek i fyra kategorier: mikrofiltrering (MF), ultrafiltrering (UF), nanofiltrering (NF) och omvänd osmos Reverse Osmosis (RO), där högtryckssystem som NF och RO har relativt små porer jämfört med lågtryckssystemen MF och UF. Figur 3. Klassificering av tryckdrivna membranprocesser 39 NF och RO avlägsnar ämnen främst genom kemisk diffusion, medan MF och UF fungerar genom fysisk sållning. Högtrycksprocesser tenderar att avlägsna ett bredare spektrum av ämnen än lågtrycksprocesserna, men är också mer energikrävande. Elektrisk potentialdriven membranteknik för arsenikavlägsnande utgörs av omvänd elektrodialys (electrodialysis reversal, EDR), vilken till sin arsenikavlägsnande effekt kan liknas vid RO. Faktorer som påverkar membrankapaciteten Membran kan bestå av många olika material och kan förekomma i olika uppsättningar. Den kemiska sammansättningen, särskilt när det gäller yt- 39 Westerhoff and Chowdhury, 1996, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 28 40

laddning och hydrofobicitet (vätningsegenskaper), har avgörande betydelse för membranets affinitet till olika ämnen då avlägsnandet utöver filtrering också kan ske genom adsorption. Porstorlek hos membranet, vattnets kvalitet och temperatur är också parametrar som påverkar kapaciteten. Ofta kan förbehandling av vattnet krävas för att förebygga att filtren täpps igen (fouling), särskilt för membran som NF och RO som har en mindre porstorlek. Höga halter av kalcium, järn, mangan och organiskt material i vattnet kan leda till att dessa fälls ut på membranytan vilket leder till igentäppning. Detta kräver behandling för att förebygga att membranen inte förstörs. Arsenikavlägsnande med membranprocesser Membranprocesser kan avlägsna arsenik ur vatten genom tre huvudsakliga mekanismer: filtrering, elektrisk repulsion och adsorption av arsenikbärande material. Ett arsenikkomplex som är större än porerna i membranet kommer att fastna i membranet. Vissa membran fångar emellertid upp arsenikkomplex som är betydligt mindre än storleken på porerna, vilket beror på repulsion eller adsorption till membranytan. Faktorer som spelar in är form, kemiska karakteristika som laddning och hydrofobicitet hos såväl ämnena som membranmaterialen. Mikrofiltrering Mikrofiltrering (MF) fungerar på grund av sin stora porstorlek endast för avlägsnande av större arsenikkomplex. Storleken på arsenikkomplexen varierar med olika vatten, och faktorer som grumlighet och organiskt material har i undersökningar inte visat sig ha något prediktivt värde för att avgöra i vilken storlek arseniken förekommer. MF i kombination med kemisk fällning höjer dock arsenikavlägsnandet. 40 Ultrafiltrering Likt MF har ultrafiltrering (UF) stora porer vilket lämpar sig dåligt för avlägsnande av arsenik som inte förekommer i större komplex. UF har emellertid i tester visat sig ha en bättre avlägsnandeförmåga för arsenik tack vare förekomsten av elektrisk repulsion. För ett negativt laddat membran avlägsnades As(V) effektivt vid neutralt ph men betydligt sämre vid surt ph. Med samma membran filtrerades As(III) effektivt vid basiskt ph men närmast obefintligt vid neutralt ph. Samma membran i oladdat tillstånd uppvisade dåligt upptag av såväl As(V) som As(III) vid neutralt ph. Detta trots att porerna var stora nog för att tillåta passage av de föreliggande arseniktyperna. Anledningen troddes vara elektrostatisk interaktion mellan det laddade membranet och arsenikjonerna, vilket då är ph-beroende. Det negativt laddade membranet tros vara mer effektivt än det oladdade. Effektiviteten påverkades vidare av förekomsten av löst organiskt kol (DOC) där en hög förekomst av DOC i vattnet ledde till ett högre avlägs- 40 AWWARF, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 30, även Yuan T, Luo QF, Hu JY, Ong SL, Ng WJ, A study on arsenic removal from household drinking water, Centre for Water Research, Department of Civil Engineering, National University of Singapore, Singapore 41

nande (70 procent) av arsenik mot ett lägre avlägsnande (30 procent) vid en lägre DOC-halt. Det övergripande resultatet var emellertid inte imponerande. Arsenikavlägsnandet översteg inte, oavsett ph, 70 procent för vare sig As(V) eller As(III). 41 Nanofiltrering Tack vare en mindre porstorlek kan nanofiltrering (NF) avlägsna även löst arsenik i form av såväl As(V) som As(III). NF avlägsnar primärt tvåvärda joner (Ca 2+, Mg 2+ ) men inte envärda salter (Na +, Cl - ). De små porerna gör att membranet lätt riskerar att täppas till, varför metoden kan kräva förbehandling för att avlägsna partiklar och lösta ämnen. As(III) är en liten oladdad molekyl som lättare kan diffundera genom de små porerna. As(III)-reningen kom också i två olika test endast upp i 12 procent respektive 40 procent, medan As(V) kunde avlägsnas till runt 85 89 procent respektive 90 procent med ett negativt laddat membran vid neutralt ph. En oxidation av As(III) till As(V) är därför även här att rekommendera för effektivt avlägsnande. I vatten med hög DOC-halt uppgick reningen från arsenik till 80 procent mot 60 procent vid lägre DOC-halt. I utförda test visade sig arsenikreningen minska över tid från en initial rening med 75 procent till 11 procent vid dag 60 och mellan 3 procent och 16 procent fram till dag 80 av testet. Detta antogs komma sig av att As(V) reducerades till As(III) som ju är mer svåravlägsnat inne i filtret. Reduktion av femvärd arsenik kan förhindras genom att hålla filterytan i ett oxiderat tillstånd. 42 Omvänd osmos Omvänd osmos (Reverse Osmosis, RO) används bl.a. för avsaltning av bräckt vatten och av havsvatten. Tekniken bygger på att man över ett finporigt membran anlägger en tryckgradient som är större än det osmotiska trycket från råvattnet på flödessidan. Det osmotiska trycket blir högt på grund av den höga koncentrationen av salter som uppstår på flödessidan. Merparten av vattnet passerar över membranet och renas medan återstoden (10 50 procent beroende på vattenkvalitet samt membranegenskaper) avlägsnas tillsammans med de avlägsnade ämnena. RO är en effektiv reningsmetod för avlägsnande av lösta ämnen som arsenik som brukar vara löst till 80 90 procent i grundvatten. Effektiviteten hos RO påverkas av grumlighet, järn, mangan, kisel m.m. och kan kräva långtgående förbehandling för avlägsnande av partiklar och förbehandling för rening från lösta ämnen. I test avlägsnades As(V) mycket mer effektivt (96 procent) än As(III) (5 procent) vid neutralt ph. Vid höga DOC-halter höjdes reningseffekten något, till > 95 procent för As(V) och 74 procent för 41 AWWARF, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 31 till 2 33 42 AWWARF, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 36 42

As(III). 43 Oxidation av As(III) höjer effektiviteten. Rening från As(V) till nivåer under 2 µg/l uppnåddes i testen. Förbehandlingen kan göra reningsprocessen komplicerad och dyr. Dessutom krävs god tillgång till råvatten, eftersom upp till 50 procent av råvattnet kan förbrukas i reningsprocessen. Det renade vattnet brukar kunna spädas med orenat vatten och ge ett acceptabelt slutvatten, vilket kan sänka kostnaden. Vid rening av dricksvatten när det gäller arsenik är dock marginalen mellan halten arsenik som kan erhållas efter membranfiltrering under optimala förhållanden och det hälsomässiga gränsvärdet så liten att spädning inte är lämpligt. Omvänd elektrodialys Omvänd elektrodialys (electrodialysis reversal, EDR) bygger på att vatten passerar över eller längs med ett eller flera permeabla membran med selektivitet mot antingen katjoner eller anjoner. Separationsprocessen utgörs egentligen av en jonbytarprocess, där jonerna förflyttar sig från en lägre till en högre koncentrerad lösning. Separationen i EDR drivs av en elektrisk kraft mellan två elektroder istället för den hydrauliska kraft som verkar i RO. Vattnet tvingas inte alltid igenom membranen utan rör sig istället utmed flera i systemet ingående membrans yta som tar upp jonerna eller salterna genom jonbyte. Beroende på egenskaperna hos membranen utskiljs de joner man vill avlägsna ur vattnet specifikt. EDR är en ED-process där polariteten omkastas periodiskt för att förhindra tilltäppning (fouling), vilket också minskar behovet av förbehandling av råvattnet. EDR skräddarsys efter reningsbehov och kvantitet. En fördel med metoden är att den kräver ringa underhåll och fungerar utan kemiska tillsatser. Nackdelar kan vara att tekniken kräver en del utrustning som är dyr, samt att hela 30 50 procent av råvattnet avlägsnas vid behandlingen vilket kan vara ett problem vid låg tillgång på råvatten. Uppnådd vattenkvalitet saknar liksom vid omvänd osmos salter och får därför en fadd smak. För arsenik är metoden dock inte så väl utprovad än, och test har visat på olika resultat varierande från 28 procent till ett 85-procentigt avlägsnande av As(V) och 60 procent för As(III) 44. Metoden används ofta i kombination med en förbehandling. Övriga tekniker Järnoxidtäckt sand IOCS (Iron Oxide Coated Sand), dvs. järnoxidbelagd filtersand, består av sandkorn som täckts med järn(iii)hydroxid och används för att avlägsna lösta metaller i anjonform. Hydroxidjonerna byter ut metalljoner i vatten på samma sätt som vid jonbyte. Sanden regenereras då den tappat sin effektivitet. Regenerering sker med t.ex. natriumhydroxid, sköljning med vatten och neutralisering med stark syra (svavelsyra). ph, oxidationstillstånd hos arse- 43 AWWARF, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 39 44 Clifford and Lin, 1985, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 41 43

nik, konkurrerande joner, kontakttid med mediet i filtret och regenerering påverkar effektiviteten. I ett test adsorberades As(V) till 60 procent och As(III) till 50 procent. En ökning av ph från 5,5 till 8,5 sänkte adsorptionsgraden för As(V) med 30 procent. Sulfat hade endast en liten påverkan på adsorptionsgraden för As(V) medan klorid inte påverkade alls. Organiskt material hade dock en konkurrerande effekt, och en tillsats på 4 mg/l DOC reducerade As(V)-upptaget med 50 procent. 45 Svavelmodifierat järn Svavelmodifierat järn, SMI, (Sulphur-Modified Iron) består av tre komponenter: finfördelat järn, svavelpulver och ett oxidationsmedel. Efter blandning tillsätts komponenterna till vattnet som ska behandlas. Oxidationsmedlet omvandlar As(III) till As(V). Utbytet är beroende av ph och förhållandet mellan järn och arsenik. Som mest kunde 20 mg arsenik avlägsnas per gram järn vid ph 8, och 50 mg arsenik per gram järn vid ph 7. Fördelar med metoden är den låga kostnaden och den enkla hanteringen. 46 Granulerad järnhydroxid Ett filter med granuler av järnhydroxid, GFH (Granular Ferric Hydroxide), kombinerar fördelarna i fällnings- och filtreringstekniken med fastbäddstekniken från AA (aktiverat aluminium). Tester har visat att stora bäddvolymer (30 000 40 000 BV) kunde behandlas utan att koncentrationen av arsenik i det behandlade vattnet översteg 10µg/l. Som restprodukt erhölls en fast massa med ett arsenatinnehåll på 1 10g/kg. Ingen större konkurrens från sulfat noterades, men däremot från fosfat som konkurrerade kraftigt med As(V). Vid högt ph hade ett filter med granuler av järnhydroxid en högre effektivitet än AA medan den under 7,6 var likvärdig. 47 Fotooxidation Australiensiska forskare har upptäckt att i närvaro av ljus och naturliga ljusabsorberande material kan oxidationen av As(III) till As(V) ökas tiotusenfalt. Analys av behandlat vatten visade att arseniken förekom som As(V) till 97 procent. Fotooxidation följt av fällning minskade arsenikkoncentrationen till under 17 µg/l. Metoden är dock fortfarande på experimentstadiet och behöver utprovas mer innan den kan rekommenderas. 48 45 Benjamin et al, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 43 46 Hydrometrics, 1997 and 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 45 47 Driehaus et al, 1998, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, December 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 45 48 Cooperative Research Centres for Waste Management and Pollution Control Limited, 1999, ur EPA Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water, Dec 2000, EPA 815-R-00-028, s 2 48 44

Bilagor Bilaga 1 Teknik Sammanfattning av metoder för att avlägsna arsenik ur dricksvatten Effektivitet för arsenikborttagning As 3+ As 5+ Erfarenheter och resultat Kemisk fällning med järnsalter Kemisk fällning med aluminiumsalter ++ +++ Väl beprövad i pilotskala på vattenverk och i enskilda hushåll. Fosfat och silikat i vattnet försämrar utfällningen av arsenik. Ett arsenikhaltigt slam alstras. Behöver följas av filtrering för att avskilja kolloidalt material. Relativt billig metod. - +++ Väl beprövad i pilotskala på vattenverk och i enskilda hushåll. Fosfat och silikat i vattnet försämrar utfällningen av arsenik. Fällningen är optimal i ett snävt ph-intervall. Ett arsenikhaltigt slam alstras. Behöver följas av filtrering för att avskilja kolloidalt material. Relativt billig metod. Avhärdning + +++ Har visat sig effektiv i laboratorie- och pilotskala och är effektiv oberoende av storlek på anläggning. Framför allt användbar när vattnet också ska avhärdas. Nackdelar är att vattnet får för högt ph och att mycket arsenikhaltigt slam genereras. Relativt billig, men dyrare än kemisk fällning och ger mer slam att ta hand om. Jonbyte - +++ Huvudsakligen undersökt i industrialiserade länder, där pilotskala och enskilda hushåll testats. Negativ påverkan av sulfater och hög salthalt i vattnet. Adsorptionskapaciteten är hög, men långtidsprestanda hos regenererade jonbytarmassor behöver dokumenteras. Förbehandling kan behövas för att förhindra att järn och mangan sätter igen jonbytarmassan. Moderata kostnader. Arsenikhaltigt saltvatten alstras vid regenerering. 45

Aktiverat aluminium +/++ +++ Pilotskala på vattenverk och i enskilda hushåll har testats i industrialiserade länder och i utvecklingsländer. Varför det i viss mån fungerar även på arsenit kan man inte förklara. Regenereringen kräver stark syra och stark bas och producerar arsenikhaltiga vätskor. Långtidsprestanda hos det regenererade mediet behöver dokumenteras. Förbehandling kan behövas för att förhindra att järn och mangan sätter igen jonbytarmassan. Moderata kostnader. Membranmetoder -/+++ +++ Har visat sig effektiva i industrialiserade länder. Forskning behövs för att ta arsenit och för att höja utbytet, särskilt vid lågtrycksmembran. Förbehandling krävs. Relativt dyr, särskilt vid högtrycksdrift. Fe-Mn Oxidation? +/ ++/ +++ Passar småskaliga system. Begränsade studier i vattenverk och i hushåll. Mer forskning behövs för att förstå de kemiska förloppen. Billig metod. Adsorption till porösa medier såsom järnoxidbelagd sand, greensand etc. +/ ++ ++/ +++ Effektivt i laboratorieskala i industrialiserade länder och i utvecklingsländer. Behöver testas i fält under reella förhållanden. Enkla filtermassor är billiga, men avancerade kan bli rätt dyra. Markoxidation +++ +++ Undersökningar behövs, men fullskaleförsök med bra resultat finns. Nyckel: +++ = > 90 %; ++ = 60 90 %; + = 30 60 %; - = < 30 % avlägsning.? = otillräcklig information. 46

Bilaga 2 Egenskaper och hantering av restprodukter vid dricksvattenrening när det gäller arsenik 49 Teknik att ta bort arsenik Typ av avfall Egenskaper Toxicitetstest Enl. US-EPA* Behandling Konventionell kvittblivning Alternativ kvittblivning Fällning och filtrering Järnhaltigt slam Flytande. Ca 3 % torrhalt. Känsligt för redoxändring Okänd Avvattning. Torkning Avlopp, Deponi efter avvattning Tillverkning av tegelstenar** Aktiverat aluminium med regenerering Alkaliska och sura vätskor Flytande Inte tillämpbart Neutralisation, fällning med järnsalt Behandlade vätskor till avlopp. Slam till deponi? Järnoxidbaserat filtermaterial Förbrukad filtermassa Fast form vattenhalt < 50 %. Känsligt för redoxförändringar Har godtagits i TCLP*- test Ingen Deponi Tegeltillverkning. Binder och tillgodogör Jonbyte Salthaltig vätska Flytande Inte tillämpbart Fällning med järnsalter Behandlade vätskor till avlopp eller saltvattendeponi. Slam till deponi Försök att recirkulera saltlösningen så att mängden minimeras Membranteknik Koncentrerade vätskor Flytande Inte tillämpbart Ingen Avlopp eller saltvattendeponi ** Rouf & Hossain 2003 TCLP Toxicity Characteristic Leaching Procedur (US-EPA) Tabellen visar en internationell översikt över avskiljning och hantering av arsenikhaltiga vätskor och avfall vid dricksvattenrening. 49 Technologies for Arsenic removal from potable water, W. Driehaus, ur Natural Arsenic in Groundwater: Occurence, Remiediation and Management Bunschuh, Bhattacharya and Chandrasekharam (eds) 2005, Taylor & Francis Group, London, ISBN 04 1536 700 X, s 201 47