Passiva filtersystem för rening av lakvatten från avfallsupplag

Passiva filtersystem för rening av lakvatten från avfallsupplag ANNA FÄLTH Vatten Miljö Teknik Institution för bygg och miljöteknik CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA Göteborg, Sweden, 2009 Examensarbete 2009:01

Examensarbete 2009:01 Passiva filtersystem för rening av lakvatten från avfallsupplag Examensarbete vid Vatten Miljö Teknik motsvarande 30 hp ANNA FÄLTH Vatten Miljö Teknik Institution för bygg och miljöteknik CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA Göteborg, Sweden, 2009 Examensarbete 2009:01

Passiva filtersystem för rening av lakvatten från avfallsupplag ANNA FÄLTH, 2009 Examensarbete 2009:01 Institution för bygg och miljöteknik Vatten Miljö Teknik Chalmers tekniska högskola 412 96 Göteborg Telefon 031-772 10 00 Omslag: Översikt av det passiva filtersystemet, Heås Reproservice, Chalmers tekniska högskola, Göteborg, 2008

Passiv filter system for water treatment of leachate Master s Thesis corresponding 30 hp ANNA FÄLTH Department of Civil and Environmental Engineering Division of Water Environment Technology Chalmers University of Technology Abstract Leachate water is formed when snow and rain infiltrate a landfill. The leachate composition is depending on the waste and age of the landfill, and generally includes increased amount of eg COD, BOD, chloride, nitrogen and metals. The aim of this master thesis was to evaluate a passivefilter system for leachate treatment at a refuse dump. The evaluation was made with help of flow measurement, sampling, chemical analysis and evaluation of measured data. Six sample points was chosen to evaluate the different steps in the passive filter system. The goal was to determine the efficiency of each step in the system and to see if any step/filer was unnecessary. A literature study of blast furnace slag and peat use as filter material was performed as well. The results show that Ca, Fe, NH4-nitrogen, N-tot, Ba, Mn, Zn, alkalinity and turbidity was effectively reduced through the passive-filter system. Iron was reduced by 80-90 % after the first treatment with macadam filter, aeration and sedimentation. Through the whole system the reduction of Fe was 98 %. After the first step, the turbidity was also reduced. In step two, sedimentation and aeration, Ca, Mn and alkalinity were reduced. The concentration of Mn decreased with 50 % in this step. Both Mn and Fe are during precipitation working as a sorbent/coprecipitator for other metals. The other substances measured decreased more constantly through the different steps in the filter system. For Al and nitrite the concentrations increased in the passive filter system. Aluminium increased through the two last steps, the furnace slag and peat filter filter, and nitrite increased most in the second step, aeration and sedimentation. As a conclusion the passive-filter system works well. The removal efficiency of contaminants in the furnace slag and peat filter was low, and therefore these filters could possibly be excluded from the filter system. An important problem with the filter system is the emission of nitrogen as nitrate. Nitrogen is strongly regulated and the environmental objective no over-fertilization is important. In order to more effectively decrease nitrogen from the landfill leachate the passive filter system could be extended with a step for nitrogen removal. Key word: Leachate water, passive filter system, treatment, peat, blast furnace slag and macadam I

Passiva filtersystem för rening av lakvatten från avfallsupplag Examensarbete motsvarande 30 hp ANNA FÄLTH Institutionen för bygg- och miljöteknik Vatten Miljö Teknik Chalmers tekniska högskola Sammanfattning Lakvatten bildas då snö och regn infiltrerar en deponi och kommer ut med en annan sammansättning. Vad lakvattnet innehåller beror på deponin, men det brukar ofta finnas förhöjda halter av COD, BOD, klorid, kväve, metaller mm. Syftet med examensarbetet var att utvärdera det passiva filtersystemet för behandling av lakvatten från avfallsupplaget vid Heås, Tjörn. Utvärderingen gjordes med hjälp av flödesmätningar, provtagningar, analyser och utvärderingar. I systemet valdes 6 provtagningspunkter för att kunna utvärdera effektiviteten i de olika reningsstegen i anläggning och för att kunna bedöma om något steg/ filter var onödigt. Systemet består av luftning, sedimentation, makadam-, hyttsand/hyttstens- och slutligen ett torvfilter. En litteraturstudie gjordes på de båda filtermaterialen hyttsand/hyttsten och torv. Resultaten visade att Ca, Fe, ammoniumkväve, N-tot, Ba, Mn, Zn, alkalinitet och turbiditet reducerades effektivt i anläggningen. Efter det första reningssteget med makadam, luftning och sedimentation uppmättes en tydligreduktion av Fe på 80-90 %. Totalt genom hela filtersystemet var reduktionen av Fe 98 %. I det första steget kunde även en klar reduktion av turbiditeten urskiljas. Efter det andra reningssteget med sedimentation och luftning reducerades Ca, Mn och alkalinitet. Mn minskade med 50 procent i detta steg. Både Mn och Fe kan fungera som sorbeter för andra metaller vid utfällning. Övriga ämnen som minskat genom filtersystemet har reducerats mera jämt över de olika stegen. Halterna av Al och nitrit ökade i systemet vilket är oroväckande då nitrit har toxiska effekter på människan. Al ökade genom slagg och torvfiltren, medan nitrit ökade mest i det andra steget efter luftning och sedimentation. Som slutsats kan säga att systemet fungerar bra. De två sista stegen med masugnsslagg och torv visade i denna studie på en mycket låg reningseffektivitet och kan eventuellt tas bort från systemet. Viktigt för framtida studier är utsläppet av kväve i form av nitrit från deponin. Kväve är idag hårt reglerat, och miljömålet Ingen övergödning har stor vikt. Kväve är det ämne som i dagsläget är det största miljöproblemet med lakvattnet efter rening i anläggningen vid Heås. För att minska kvävehalterna kan systemet kompletteras med ytterligare ett reningssteg. Sökord: lakvatten, passiva filter, rening, torv, masugnsslagg, makadam II

Förord Projekt: Examensarbete för Tjörns kommun och Ramböll Sverige AB utförd vid Chalmers tekniska högskola, Göteborg. Handledare: Ann Margret Strömvall och Yuliya Kalmykova, Chalmers samt Kristina Hargelius Ramböll Författarens bakgrund: Kandidatexamen inom biologi, Linköpings Universitet samt Masterexamen inom miljövetenskap med naturvetenskaplig inriktning, Göteborgs Universitet. Ett stort tack riktas till mina handledare för stöd och guidning genom hela arbetet. Ger även ett stort tack till Tjörns kommun, Merox och Ramböll som gjort examensarbetet möjligt. Vill även ge ett tack till vänner som hjälpt till med korrekturläsning av rapporten och till Jonas Kristiansson som hjälpt till med tekniska hinder och allmänt stöd. Tack! III

IV

Innehållsförteckning Abstract... I Sammanfattning...II Förord... III 1. Inledning... 1 1.1 Syfte... 1 1.2 Avgränsningar... 2 1.3 Bakgrund... 2 1.3.1 Heås... 2 1.3.2 Lakvatten... 3 2. Litteraturstudie... 5 2.1 Masugnsslagg... 6 2.2 Torv... 7 2.3 Andra reningsstegsteg... 8 3. Metod... 8 3.1 Genomströmningshastighet... 8 3.2 Provtagning... 9 3.2.1 Provtagningskärl... 9 3.2.2 Provtagningsmetod... 9 3.2.3 Provtagningsplatser... 10 4. Resultat och diskussion... 10 4.1 Procentuell ökning/minskning totalt i systemet... 10 4.1.1 Tungmetaller... 12 4.1.2 Metaller... 12 4.1.3 Mineraler... 13 4.1.4 Kväve... 14 4.1.5 Övrigt... 15 4.2 Effektivitet av olika reningssteg... 16 4.2.1 Thomson... 16 4.2.2 Luftning och sedimentation... 16 4.2.3 Makadam... 17 4.2.4 Masugnsslagg... 18 4.2.5 Torv... 19 4.3 Utsläppsvärden... 20 4.4 Felkällor... 21 4.5 Uppskattad rening av filtersystemet... 21 5. Slutsats och rekommendationer... 22 Referenser... 24 5.1 Böcker och rapporter... 24 5.2 Muntliga referenser... 26 Bilagor... 27 Bilaga 1. Provtagning hos ALS Analytica 2. Resultat från ALS Analytica 3. Egna mätvärden V

1. Inledning Lakvatten från avfallsupplag bildas genom att regn och snö infiltrerar deponin och reagerar med de olika komponenterna i avfallet och rinner slutligen ut med en helt annan sammansättning än den ursprungliga. Vatten kan med dess komplexa sammansättning påverka naturen på både kort och lång sikt. Då lakvatten innehåller en mängd olika föroreningar bör vattnet renas innan det släpps ut i recipienten. Även låga halter av föroreningar kan i stora mängder vara farliga för miljön. I lakvatten kan det finnas förhöjda halter av lätt nedbrytbart organiskt material (BOD), svårnedbrytbart organiskt material (COD), klorid, ammonium, metaller, tungmetaller, halogenerade ämnen (EOX), bromerade flamskyddsmedel, ftalater, nonylfenoler, PAH etc (Sandberg, 2007). Den exakta sammansättningen av föroreningar i lakvattnet beror på vilken typ av avfall som deponerats, anläggningens utformning och ålder samt tillförsel av yt- och grundvatten (Naturvårdsverket, 2008). Transport av lakvatten direkt till ett kommunalt avloppsreningsverk kan i vissa fall innebära problem i reningsprocesserna i verket eftersom sammansättningen på lakvatten ofta skiljer sig avsevärt från genomsnittligt kommunalt avloppsvatten. Lakvatten kan innehålla höga halter av kväve vilket kan störa näringsbalansen i reningsverket om tillskottet av lakvatten är stort, även tungmetaller i höga halter kan påverka reningen genom en inhiberande effekt på de biologiska processerna i avloppsreningsverket (Olsberg, 2004). Förutom detta kan ett reningsverk även få problem att hitta användningsområden för det överblivna slammet, då det kan innehålla höga halter av metaller. Den komplexa sammansättningen av lakvattnen från deponier gör det därför enklare att anordna en lokal rening än att sända vattnet till det kommunala vattenreningsverket (Sandberg, 2007). På Heås avfallsanläggning i Tjörns kommun har ett passivt filtersystem nyligen installerats för rening av lakvatten. Val av material till passiva filterbarriärer styrs bl.a. av om föroreningarna i lakvattnet är partikelbundna eller om de är lösta, samt om föroreningarna har potential att kemiskt eller biologiskt omvandlas till mindre farliga ämnen. Tjörns kommun, ägare av deponin och uppdragsgivare, har valt ett passivt reningssystemsystem som både är energisnålt och kräver liten tillsyn. Vattenreningssystemet består i dagsläget av ett stort makadamfilter med varierande partikelstorlek och en liten naturlig luftning, ett Thomsonöverfall, två sedimenteringsbassänger med luftning, ett makadamfilter med partikelstorlek mellan 8-16 mm, ett hyttsandfilter med partikelstorlek 4 mm som under examensarbetet byttes ut till hyttsten med partikelstorlek 8-11 mm, samt ett torvfilter bestående av torvpellets i 2 etapper se Figur 1. 1.1 Syfte Examensarbetet syftar till att utvärdera och fördjupa förståelsen för reningsprocesserna i de olika stegen i vattenreningssystemet på Heås avfallsdeponi, Tjörns kommun. Utvärderingen har genomförts genom flödesmätningar, vattenprovtagningar och kemisk karakterisering av vattnet efter de olika stegen i vattenreningen. Speciellt intressant att studera är de passiva filtren, ett med hyttsand/ hyttsten och ett med torv, som har installerats som avslutande reningen i processen. Även en litteraturstudie om passiva filtersystem för rening av lakvatten har utförts. De specifika målen är att: genomföra provtagningar på vattnet efter de olika reningsstegen och utvärdera de kemiska analysresultaten genomföra en flödesmätning för att få en uppfattning av uppehållstiderna i de olika reningsstegen 1

för torv och masugnsslagg, som används som sorbentmaterial i de passiva filtren, jämföra resultaten i fält med tidigare studier som utförts i laboratorieskala. utifrån resultaten ovan och litteraturstudien förklara reningsprocesserna i de olika stegen, samt ge förslag på hur de och systemet som helhet kan förbättras för effektivare rening. Viktiga frågeställningar att behandla i arbetet är att urskilja om något steg i reningsprocessen är onödig? Sitter de olika reningsstegen i rätt ordning? Bör något steg omplaceras? Är det någon rening som fattas? Skulle systemet klara höga halter av föroreningar, eller skulle vissa ämnen passera rakt igenom systemet orenade? 1.2 Avgränsningar Studien avgränsar sig till lakvatten från Heås avfallsanläggning, Tjörns kommun. Antal provtagningar, sex stycken, beslutades i samråd med handledare och uppdragsgivare. Hänsyn togs till ekonomi och tid. Analyser av vattnet utfördes av ALS Analytica AB och de ämnen som analyserades var enligt deras fys-kem parametrar, metaller enligt V-3A och opolära alifater. För mer detaljerad information se Bilaga 1. Dessa analysparametrar valdes då de tidigare används i samband med kontrollprogrammet för avfallsupplaget och då de ger bra förutsättningar till fortsatta studier. Målet med vattenreningssystemet vid avfallsupplaget på Tjörn är att det skall vara energisnålt och inte kräva omfattande tillsyn. Avgränsningen har därför gjorts till att studera de reningssteg som redan finns på plats: makadamfilter, luftning, sedimentering, hyttsandfilter samt torvfilter. En fördjupad litteraturstudie gjordes även på masugnsslagg och torv för att få en förståelse om hur materialen i filtren fungerar på en vetenskaplig grund. 1.3 Bakgrund 1.3.1 Heås Om inget annat anges är källan Kontrollprogram lakvatten, 2004. Heås avfallsdeponi ligger placerat mitt på Tjörn, ca 7 mil norr om Göteborg. Från slutet av 1960- talet och fram till 1983 deponerades allt avfall från kommunen på Heås. Mellan åren 1983 och 1992 deponerades endast så kallat icke branschspecifikt industriavfall utan föregående återvinning eller sortering. Från 1992 deponerades enbart restavfall från sorterat och kontrollerat industriavfall från kommunerna Tjörn och Stenungsund. Deponeringen som fortgått fram till 2007 bestod av restfraktioner från hushållsavfall inklusive park- och trädgårdsavfall, bygg- och rivningsavfall samt jord- och schaktmassor. Även specialavfall så som asbest, slam från rensbrunnar, slam och kalkslam från fiskindustrin har tagits emot. Idag sker ingen deponering på platsen och stationen fungerar endast som återvinningsstation. Då deponin funnits under en längre tid och det är en stor variation på det avfall som placerats där är det svårt att säga exakt vad som finns i deponin och i vilka mängder olika föroreningar förekommer. Utförda provtagningar av sedimentet i lakvattendammarna visar att lakvattnet innehåller en del tungmetaller som fällts ut och sedimenterat. Även en del tyngre kolväten där PAH ingår har analyserats i sedimentet, halterna var inte höga men de påvisar att avfallsupplaget även innehåller organiska ämnen som är skadliga för miljön. I övrigt underskred halterna av bekämpningsmedel och klorfenoler detekterbara gränser, lakvattnet innehåller inte heller nämnvärda halter av näringsämnen eller salter. Enligt en beräkning av vattenbalansen uppgår nuvarande lakvattenbildning till ca 19-29000 m 3 /år. Mängden vatten kommer dock att minska kraftigt efter sluttäckningen. Hur sluttäckningen kommer att gå till och vilka material som skall användas är ej ännu fastställda. 2

Syftet med lakvattenreningen är att minimera lakvattnets påverkas på nedströms liggande bäcksystem och på det skyddsvärda havsområde som Hällebäcken mynnar i. Systemet skall fungera löpande men skall också kunna stå emot oförutsedda utsläpp med höga koncentrationer av föroreningar. 1.3.2 Lakvatten Enligt avfallsförordningen 2001:1063 Bilaga 2 är lakvatten klassat som avfall enligt: 19 07 02* 1 Lakvatten från avfallsupplag som innehåller farliga ämnen 19 07 03 Annat lakvatten från avfallsupplag än det som anges i 19 07 02 (Avfallsförordning (2001:1063)). Hur lakvatten definieras beror på om deponin är täckt/avslutad eller inte. Vid en avslutad och täckt deponi definieras lakvatten som nederbörd + ytvattenavrinning + nettogrundvattentillrinning ytvattenavrinning evapotranspiration medan definitionen vid en öppen deponi är nederbörd + ytvattentillskott + nettogrundvattentillrinning + vatten tillfört via avfallet + biologisk nettoproduktion av vatten evapotranspiration ytvattenavrinning vattenavgång i gasfas ökning av deponins vatteninnehåll (Wertsberg, 2004; Hjelm, 2005). Lakvatten bildas genom att regn och snö infiltrerar deponin och reagerar med de olika komponenterna i avfallet för att slutligen rinna ut med en helt annan sammansättning än den ursprungliga (RVF, 2005). I gamla deponier bildas lakvatten även genom att grund- och ytvatten tränger in i deponin. Den mängd vatten som uppstår varierar med nederbörd, nedbrytning och temperatur (Hjelm, 2005). Den komplexa sammansättningen på lakvatten i allmänhet gör det svårt att rena. Det har visat sig vara lättare att rena ett konstgjort lakvatten, då den kemiska sammansättningen är mindre komplex och föroreningskoncentrationerna mindre varierande, än i ett äkta lakvatten (Kalmykova et al., 2007). En deponi genomgår olika faser när avfallet bryts ned, denna process påverkar lakvattnets sammansättning. Naturvårdsverket (2008) har delat in dessa enligt: Kortvarig aerob fas Anaerob fas Surfas Metanogen fas Humusfas I den kortvariga aeroba fasen bryts materialet ned med hjälp av syre. När syret tar slut eller minskar övergår denna fas i en anaerob fas. Här reduceras nitrat med hjälp av denitrifikationsbakterier. Därefter inträder surfasen, här sker en ofullständig nedbrytning av organiskt material. Fasen kännetecknas av lågt ph-värde och höga halter av ammonium, svavel, BOD och COD. Den metanogena fasen kännetecknas av bildning av metangas, neutralt ph-värde samt medelhöga halter av BOD. Humusfasen, den sista fasen, inträffar då syre och kväve tränger in i de övre lagren av deponin (Eriksson, 2005; Sandberg, 2007). Det är svårt att avgöra vilken fas en deponi ligger i då flera faser kan pågå samtidigt fast på olika djup. En viktig faktor att beakta när man arbetar med lakvatten är att låga koncentrationer av analyserade föreningar inte skall tolkas som att lakvattnet inte är miljöfarligt. Stora volymer av vatten med låga koncentrationer kan medföra att signifikanta mängder av föroreningar ändå 1 * står för farligt avfall 3

kommer ut i miljön (Öman et al., 2000). Många ämnen, både organiska föroreningar och metaller, är också persistenta och bioackumulerbara vilket innebär att även låga halter i ett lakvatten på sikt kan leda till höga halter hos organismer högt upp i näringskedjorna. Då en deponi kan bestå av en variation av ämnen är det svårt att säga exakt vad ett lakvatten innehåller. Generellt brukar lakvatten innehålla höga halter av organiskt material (DOC), med högt ph-värde samt en hög buffertkapacitet (Hjelm, 2005). Lakvatten kan med dess komplexa sammansättning påverka naturen på både kort och lång sikt. På kort sikt kan t ex ph-förändringar och toxiska egenskaper snabbt påverka växter och djur. På längre sikt kan eutrofieringen öka p.g.a. innehåll av näringsämnen och det finns en hälsofara även för människan. Hälsofarliga egenskaper hos ämnen i lakvattnet kan vara carcinogenicitet (cancerrisk), mutagenicitet (risk för skador på arvsanlag) och teratogenicitet (risk för fosterskador) (RVF, 2005). I dagens läge sker hela tiden förändringar och det är svårt att säga om vi besitter all kunskap, det kan finnas ämnen som inte är upptäckta ännu, och försiktighetsåtgärder bör vidtas (Färm, 2002). Fastän lakvatten är klassat som avfall, har Sverige inte upprättat någon generell lagstiftning om tillåtna halter av ämnen i utgående lakvatten (RVF, 2006). Även om det inte finns några klara gränsvärden på lakvatten från deponier finns det i förordningen om deponering av avfall (2001:512) 22 skrivet att lakvattnet skall behandlas så att det kan släppas ut utan att utsläppet strider mot gällande bestämmelser om skydd för människors hälsa och miljö eller mot villkor som gäller för verksamheten. Detta kan indirekt användas för att sätta upp gränsvärden. Under 2007 har det framkommit utsläppsvillkor från deponier som är fastställda av domstolar. Dessa värden kan ses som en grund för kommande gränsvärden, se Tabell 1 (Naturvårdsverket, 2008). Tabell 1 Utsläppsvillkor från deponier som under 2007 fastställs av domstol. Utsläppshalter till sötvattenrecipient, Riktvärden 2 Bedömningsgrunder sjöar och vattendrag, låga halter 3 Utsläppshalter till Öresund 4 Parametrar Enhet BOD7 mg/l 5 10 TOC mg/l 30-130 4-8. COD 150 Totalkväve mg/l 10-40 15 Ammoniunkväve mg/l 3-5. Totalfosfor mg/l 0,05-0,4 0,5 Arsenik µg/l 10 0,4-5 10 Bly µg/l 2-3. 0,2-1 50 Kadmium µg/l 0,2-0,5 0,01-0,1 0,2 Koppar µg/l 10-20. 0,5-3 50 Krom µg/l 20-30 0,3-5 50 Nickel µg/l 30-60 0,7-15 50 Zink µg/l 30-60 5-20. 100 2 Mål 1411-07 Nacka tingsrätt, M 131-99 Östersunds tingsrätt, M 1443-07 Nacka tingsrätt 3 Naturvårdsverket, Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Sjöar och vattendrag, rapport 4913, låga halter dvs. Små risker för biologiska effekter. Majoriteten av vatten inom denna klass har förhöjda metallhalter till följd av utsläpp från punktkällor och eller långdistansspridning. Klassen kan dock inrymma halter som är naturliga i t.ex. vissa geologiska avvikande områden. Haltförhöjningen är sådan att mätbara effekter i allmänhet inte kan registreras. 4 Mål 3300-05 Växjö tingsrätt. 4

Kvicksilver µg/l 0,1-0,5 0,2 VANADIN µg/l 50 Klor mg/l 30 Opolära alifatiska kolväten mg/l 5 Olja mg/l 3 Cancerogena PAH µg/l 0,5 Övriga PAH µg/l 5 Förutom dessa villkor finns det även krav på andra parametrar exempelvis flöde, ph, PAH, PCB, AOX, nonlyfenoler och toluen (Naturvårdsverket, 2008). Rikt- och gränsvärdesnivåer måste bestämmas med hänsyn till den specifika deponin, värdena bör skrivas i tillståndet om det är möjligt (Förordning (2001:512) om deponering av avfall). Det finns flera fördelar med generella riktvärden för utsläppta halter och/eller mängder men även nackdelar, se Tabell 2 (RVF, 2006). Tabell 2 Fördelar och nackdelar med generella riktvärden. Fördelar Nackdelar De är rättvisa och Utveckling och applicering av ny kunskap och teknik går konkurrensneutrala långsamt Vid % avskiljning är de enkla Hög % -avskiljning av ämnen kan vara svåra att nå om att förstå för alla ingångsvärdena är låga i lakvattnet Positivt för verksamhetsutövare Ta ej hänsyn till den specifika recipienten 2. Litteraturstudie Litteraturstudien är avgränsad till en fördjupning kring passiva filtersystem samt mer ingående förklaringar om masugnsslagg och torv. Om inget annat nämns, är informationen hämtad från Larsson et al., 2007. Val av material till passiva filterbarriärer för rening av lakvatten styrs bl.a. av om föroreningarna i lakvattnet är partikelbundna eller om de är lösta, samt om föroreningarna har potential att kemiskt eller biologiskt omvandlas till mindre farliga ämnen. Föroreningar som är starkt partikelbundna kan tas om hand i ett partikelfilter. För lösta ämnen gäller att skapa förutsättning för sorption. Filter för passiv sorption/ filtrering/ nedbrytning kan grovt delas in i följande tre typer: Sorptionsfilter Partikelfilter Reaktiva filter Partikelfilter Fastläggning i en passiv filterbarriär av partikelbundna föroreningar sker vanligtvis genom att lakvatten transporteras passivt genom partikelfiltret, så kallad direktfiltrering. Kornstorleken till ett partikelfilter baseras vanligtvis på partikelstorleksintervallet i lakvattnet som den största andelen föroreningar sitter bundna till. Vanligtvis, ju mindre partikeldiameter desto högre andel förorening. Filtermaterialet måste vara beständigt i långt tidsperspektivet gentemot fysikalisk, kemisk, biologisk och termisk påverkan. Den påverkan som de föroreningar som filtret är avsett för, måste därvid särskilt beaktas. 5

Sorptionsfilter Allmänt kan huvuddelen av vattenburna föroreningar fastläggas i sorptionsfilter. Sorptionsförmågan har fundamental betydelse för att fastläggning av vattenburna föroreningar ska erhållas. Den varierar från material till material i förhållande till de ämnen som ska sorberas. Variation sker därtill med den laddning som ämnet/ämnena har, ett och samma ämne kan ha olika laddningar exempel Cr och As (Drever, 2002). Sorptionsförmågan varierar också i förhållande till de enskilda ämnenas koncentrationer. Uppehållstid är en viktig parameter vid användandet av sorptionsfilter. Reaktiva filter Med reaktiva filter anses främst filtermaterial som kemiskt eller biologiskt oxiderar eller reducerar föroreningen så att den omvandlas eller bryts ned. Den bildade föreningen fastläggs inte primärt i filtret utan fastläggning sker istället nedströms filtret. Den övervägande delen av föroreningar som kan behandlas med reaktivt filter är organiskt baserade ex PAH, fenoler, aromater samt en del metaller. De material som valts att studera lite närmare är masugnsslagg och torv. De båda materialen tillhör gruppen sorptionsfilter. Trots detta kan båda ämnena under omständigheter även fungera som reaktiva filter i teorin (Strömvall, 2008). Materialen skiljer sig dock åt då torv är ett organiskt material och masugnsslagg är ett oorganiskt material. 2.1 Masugnsslagg Varje år producerar SSAB Oxelösund 240 000 ton masugnsslagg, vilket bildas som biprodukt parallellt med järnframställningen i masugnarna. Den bildade masugnssslaggen utgör råvaran för att framställa Hyttsand och Hyttsten. Genom att snabbkyla masugnsslaggen erhålls Hyttsand, vilket blir en glasig sandliknande produkt. För att framställa Hyttsten får masugnsslaggen svalna långsamt och denna får då en mer kristallin struktur. Båda materialen innehåller bland annat kalcium-magnesium silikater i olika former se Tabell 3 (Merox.se). Masugnsslaggen är basisk och har ett ph-värde mellan 9-11, men i takt med att Ca och Mg löses upp avtar ph:t med tiden mot mer neutralt. Finkornigt material ger oftast ett högre ph-värde på kort sikt än grövre material. I texten kommer hyttsand/sten skrivas med samlingsnamnet masugnsslagg. Tabell 3 Innehåll i masugnslagg (Merox.se), värdena är omräknade till oxidformer. Ämne Formel Andel Kiseldioxid SiO 2 34 % Kalk CaO 29 % Magnesiumoxid MgO 17 % Aluminiumoxid Al 2 O 3 13 % Svavel S 1,5 % Järnoxid FeO 0,5 % Manganoxid MnO 0,5 % Då masugnsslaggsprodukten är en alkalisk produkt har den en god förmåga att neutralisera syra och kombinerat med dess jonbyteskapacitet samt sorptionsegenskaper är den även lämplig att använda som filtermaterial för förorenade vatten (Dimitrova et al., 1998; Blom et al., 2008). Slaggens kapacitet att utbyta kalciumjoner, dvs. sorptionseffektiviteten, ökar då slaggen har en kristallin struktur. Sorption av metaller/ metalljoner beror av lösligheten och hydrolys av kalciumoch aluminiumsilikater i slaggen (Dimitrova et al., 2000). Det finns en mängd faktorer som påverkar avskiljningens effektivitet. Några sådana är ph, temperatur, mängd löst organiskt material samt andra ämnen (t.ex. karbonat) som kan komplexbinda metallerna (Lindquist, 2005). 6

Flera artiklar bland annat Hjelm (2005), Larsson (2007), och Dimitrova et al., (1998, 2000, 2002), Kietlin ska et al., (2005) och Das et al., (2006) har påvisat att masugnsslaggsprodukten fungerar bra som sorbent för metaller. Dimitrova et al., (1998 och 2000) visade att den var bra sorbent för Pb- (bly), Cu- (koppar), Zn- (Zink) och Ni-joner (Nickel). Kietlin ska et al., (2005) visade även att produkterna sorberade Ca (kalcium). En annan faktor som bör beaktas i de olika sammanhangen är att masugnslaggsprodukter förlorar alkalinitet som funktion av filtreringstid, med minskad avskiljningseffektivitet som följd (Larsson, 2007). Åldern på filtermaterialet spelar följaktligen en viktig roll i avskiljningsprocessen (Blom et al., 2008). Enligt Blom et al., (2008) så försämras masugnsslaggens sorptionsförmåga om vattnet har hög komplexitet och instabilitet eftersom de reaktioner som vill uppnås hämmas. Masugnsslaggen fungerar bäst som filtermaterial när vatteninnehållet är stabilt med låga partikelhalter och när större delen av föroreningarna förekommer i löst tillstånd (Bengtsson, 2003). För att kunna bedöma olika materials lämplighet som sorbent används olika matematiska modeller. De modeller som vanligen används är Langmuir och Freundlich isotermer (Larsson, 2007 och Brown et al., 2000). Dessa ekvationer är avsedda för att beskriva rena adsorptionsprocesser. Det innebär att de är av begränsad betydelse i de fall då ett material binder in ett ämne genom utfällningsmekanismer. Masugnsslaggsprodukter har visat en god kapacitet att reducera fosfor (P) i vattenlösningar (Sheng-gao et al., 2007 och Oguz, 2004). Denna egenskap hos materialen är väldigt bra då fosfor är en bidragande faktor till övergödning i våra svenska sjöar och vattendrag. Hyttsand/Hyttsetn verkar har en sämre kapacitet för att rena föroreningar om de förekommer i för låga koncentrationer Nehrenheim (2007) och föroreningarna kan då passera filtret utan att avskiljas. Studien visar dock att materialet reducerar höga halter av föroreningar med hög effektivitet, vilket är positivt vid lakvatten från en deponi då föroreningshalterna kan variera kraftigt. 2.2 Torv Torven som använts under projektet kommer från Neova och de har i dagsläget 65 torvtäkter. Torven till projektet kommer från Haukineva region, Peräseinäjoki, Finland och består utav ren torv utan inblandning av andra råvaror (Oscarsson, 2008). Innan torven pressats erhölls en humifieringsgrad på 5 och en fukthalt på 45 % (en variation på 40-50 %). Torv är det material som hittills använts mest som sorbent i passiva filterbarriärer. Detta beror på en kombination av god fastläggningsförmåga samt låga priser. Torv har god potential att fungera som sorbent, både för organiska föroreningar och metaller. Detta beror på torvs höga andel av organiskt innehåll/material som uppvisar både opolära och polära sorptionssäten (Larsson, 2007). Torvens förmåga att binda metalljoner kan minska vid högt vattenflöde. Detta beror på att partiklarna inte kan sorbera i torven samt att det höga vattenflödet gör att lösta metalljoner som fastnat i torven tidigare, kan frigöras (Bohm, 2000). Sorptionskapaciteten hos torv styrs av hur förmultnad (humifierad, nedbruten) den är. Humifieringsgraden mäts i en tiogradig skala, 1 motsvarar ringa och 10 fullständig humifiering. Generellt önskas en humifieringsgrad mellan 5 8 för torv som sorbent i passiva filter (Larsson, 2007). Nedbrytnings/humifieringshastigheten av torven beror bl.a. på om aeroba eller anaeroba förhållanden råder i lakvattnen samt i torvfilter. Anaerob nedbrytning går vanligtvis långsammare än aerob. Viktigt att uppmärksamma är att nedbrytning av torv har potential att lösgöra tidigare bundna tungmetaller (Larsson, 2007 och Kalmykova et al., 2007). 7

Metallsorption på torv kan förklaras med flera olika mekanismer, dock anses komplexbindning vara den mest vanliga (Brown et al., 2000). Metallerna binds då till karboxyl- och fenolsyragrupper (Crist et al., 1996). Ytadsorption är en annan mekanism där partiklar i torv binder till metalljoner. Mekanismen förklaras av att positivt laddade joner dras till negativt laddade ytor och inget utbyte av joner eller elektroner sker (Brown et al., 2000). Lakvatten är innehållsmässigt komplext och konstgjort lakvatten har en sorption på ca 20 % mer än naturligt lakvatten (Kalmykova, 2007). Resultaten visade också att partikelstorlek är viktigt för sorption, då den bestämmer den specifika yt- arean på materialet. En viktig faktor som påverkar sorptionsförmågan för torv är ph-värdet i omgivningen det vill säga aktiviteten av vätejoner i lösningen. Torvens sorptionsförmåga minskar för en del tungmetaller med ökat ph-värde (Larsson, 2007). Optimalt ph-värde för sorption av metaller varierar från metall till metall, trots detta kan ett optimalt generaliserat ph-värde för de flesta divalenta (tvåvärda) metalljoner läggas mellan 3,5 och 6,5 (Brown et al., 2000). Torv är känsligt för höga ph-värden, är ph-värdet över 8 i lakvattnet löses torven delvis upp (Larsson, 2007). Torv fungerar bra som sorbent för flera ämnen. Torv har bra sorption för metallerna Pb (bly), Cu (koppar), Zn (zink), Cr (krom) men fungerar även som bra sorbent av dieselolja och n-alkanerna C16 och C12 (Kalmykova et al., 2007) Även Ringqvist et al., (2001) påvisade torvs goda sorptionsförmåga av metallerna Zn (zink) och Cu (koppar). Förutom metallerna nämnda ovan, har torv visat god sorptionsförmåga för Hg (kvicksilver) (Bohm 2000). Trots att flera studier har visat att torv har god sorptionsförmåga av metaller hävdar andra artiklar/ rapporter att torv i sig själv inte fungerar som en bra sorbent av metaller i låga halter (RVF, 2005; McLellan et al., 1987). 2.3 Andra reningsstegsteg Förutom de material som nämnts tidigare i texten består reningsprocessen av fler effektiva reningssteg. Kalmykova et al. (2007) visar i sin artikel att sedimentation är en bra metod för att minska järnjoner i vatten. I en studie har visats att sedimentationsdammar kan reducera stora delar av partikelbundet material (Färm, 2002). Sedimentationsdammar kan redan i början av systemet minska halter av flera ämnen. Även luftning är viktigt i en reningsprocess då det ger möjlighet att minska kvävehalterna i vattnet. Förutom de material som nämnts har Bengtsson, 2003 visat i sin text att det finns flera andra bra material att använda vid vattenreningen. Han nämner exempelvis Opoka, zeolit och tallbark som bra material vid rening av Cu och Zn. 3. Metod Metodavsnittet innehåller flödesmätning av systemet samt provtagningarna. För att få en god överblick av provtagningarna är de uppdelade i kärl, metod och platser. Provtagningsplatserna redovisas i en figur under 3.2.3. 3.1 Genomströmningshastighet Ett ungefärligt flöde i vattensystemet bestämdes genom att göra en infärgning av vattnet med hjälp av ämnet Fluorescein DTD (uranin, Fluoresceinnatrium). Fluorescein DTD har en skarp grön färg som gör det lätt att följa vattnets framfart (se, säkerhetsdatablad). Ämnet är inte toxiskt och troligen inte bioaccumulerbart (se, säkerhetsblad). Flödet bestämdes för att följa lakvattnets transport genom systemet vid provtagningarna. Flödeshastigheten beräknades ligga på ca 0,02 m/s (1 m/ min). Vid infärgningen följdes det första infärgade vattnet, vilket gör att flödeshastigheten är lite missvisande och att det i verkligheten är lite långsammare. Att följa den 8

första infärgningen berodde på att den var lättast att lokalisera. I framtiden skall flödet mätas med hjälp av ett Thomsonöverfall och tillhörande mätsticka. 3.2 Provtagning Provtagningstillfällen av lakvattnet vid Heås avfallsupplag genomfördes under sex tillfällen, den 18/6, 9/7, 29/7 3/9 24/9 och 8/10. Proverna sändes med paket till ALS Analytica i provflaskor för analys. I fält bestämdes även ph, konduktivitet, temperatur, flöde och syrehalt i samtliga provpunkter. Konduktivitet, ph och temperatur mättes med en Combo ph & EC waterproof medan syrehalten bestämdes med en Portable waterproof microprocessor dissolved oxygen meter (HI 9146). Instrumenten kalibrerades kontinuerligt. Flödet bestämdes med hjälp av en hink och ett tidtagarur. 3.2.1 Provtagningskärl Provflaskor till de olika proverna erhölls från ALS Analytica. De som användes var: 1 liters glasflaskor till olja 0,5 liters plastflaskor till fys-kem parametrar 0.15 liters plastflaskor till grundämnen 3.2.2 Provtagningsmetod Lakvattnet samlades upp med pump från samtliga provtagningspunkter, med undantag för Thomsonöverfallet och torvfiltret. Vid dessa punkter fanns ett naturligt överfall och vattnet kunde samlas in utan hjälpmedel. Samtliga flaskor sköljdes med lakvatten från respektive provtagningspunkt. Alla flaskor fylldes med vatten upp till kanten och förseglades med skruvkork. Flaskorna transporterades kylda till analyslaboratoriet inom 24 timmar. Figur 1 Överblick av vattenreningssystem 9

3.2.3 Provtagningsplatser Provtagningspunkt I-VI visas i Figur 1. Första provtagningspunkten (I) ligger efter det första stora makadamfiltret. Här samlas vattnet i en liten damm innan det förs vidare ner till sedimentationsbassängen via ett Thomsonöverfall. Innan vattnet når Thomsonöverfallet tvingas vattnet med hjälp av en lerbädd upp och genomgår en liten luftning. Andra provtagningspunkten (II) är direkt efter Thomsonöverfallet där vattnet faller ner mot sedimenteringsdammarna. Sedan rinner vattnet genom två sedimenteringsbassänger med luftning. Därefter ligger den tredje provtagningspunkten (III) i bäcken. Nästa steg i reningen är ett makadamfilter med mindre partikelstorlek än det föregående i början av systemet, provtagningspunkt (IV) är direkt efter detta filter. Nästa provtagningspunkt (V) är efter hyttsandfiltret. Den sista provtagningspunkten (VI) är placerad sist i systemet då vattnet har passerat ett torvfilter i två etapper. 4. Resultat och diskussion Efter 3 provtagningar togs ett beslut om att byta ut hyttsanden mot hyttsten. Hyttsanden fungerade dåligt vid högt vattenflöde då det uppstod översilning och strömningar över filtret. Hyttstenen är ett material med större partiklar och tillåter högre flöde. Då hyttsand och hyttsten båda består utav masugnsslagg redovisas ämnena i samma diagram. De steg/ filter innan masugnsslaggen har bevarats i samma skick som tidigare, då dessa filter inte påverkats av utväxlingen av hyttsands till hyttsten. 4.1 Procentuell ökning/minskning totalt i systemet Reningssystemet har förutom ett byte i mitten av provtagningarna från hyttsand till hyttsten varit intakt. För att få en god överblick av systemet och för att studera om ämnen tagits upp i de olika reningsstegen eller om de har lakats ut har en sammanställning av utvalda mätvärden gjorts. Redovisningen sker i form av den procentuella ökning/ minskning som sker av ett ämnen totalt, genom hela systemet, se Figur 2. Samtliga analysdata från ALS Analytica återfinns i Bilaga 2. Då förekomsten av föroreningar i lakvattnet är varierande är det svårt att dra säkra slutsatser. Beroende på pågående processer i deponin kan halterna variera kraftigt. Utifrån resultat i Figur 2 kan det utläsas vilka ämnen som minskat och vilka som ökat genom systemet under detta projekt. De ämnen som stabilt minskat genom systemet (Figur 2) är tot ext alifater, Ca, Fe, ammoniunkväve, N-tot, alkalintiet, Ba, Mn, Zn och turbiditet. Ämnena har minskat från ca 10 % upp till nästan 100 %. Fe är det ämne som minskat mest och reningsgraden är på ca 99 % som medel. I systemet har det även skett en del ökningar av ämnen. En del ämnen varierar kraftigt men de ämnen som stabilt ökat under provtagningarna är nitrit och Al. Nitrit har ökat med allt från ca 8000 till 200 % medan Al har ökat med ca 200 % (+/- 100). Som nämnts innan är sammansättningen på lakvattnet varierande och vissa ämnen har både ökat och minskat genom systemet beroende på dag. De ämnen som varierat är K, Mg, Na, S, klorid, As, Co, Cr och Cu. Ämnena har varierat genom hela systemet, på specifika steg inom reningen kan annan information utläsas och ett ämne som totalt genom systemet har ökat kan ha minskat vid ett specifikt steg. En mer ingående redovisning av ämnen sker i fem grupper, tungmetallerna ex As, Cd, Co, Cu, Hg, Ni, Pb och Zn, metaller Fe, Mn och Al, mineraler så som Ba, K, Na, Ca och Mg, kväve exempelvis ammoniumkväve, N-tot och nitrit samt övriga ämnen som alifater, aromater, alkalititet, turbiditet mm. 10

100,0 90,0 80,0 70,0 60,0 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0-10,0-20,0-30,0-40,0-50,0-60,0-70,0-80,0-90,0-100,0 Procentuell ökning/ minskning Mg Na S CODMn BOD7 ammoniumkväve N-tot P-tot klorid alkalinitet nitrit Al As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mn Ni Pb Zn turbiditet Ämnen 2008-06-18 2008-07-09 2008-07-29 2008-09-03 2008-09-24 2008-10-08 K Fe Ca tot ext aromater opolära alifater tot ext alifater % Figur 2 Procentuell reningskapacitet för olika föroreningar i det passiva filtersystemet vid Heås. 11

4.1.1 Tungmetaller Till tungmetaller räknas As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb och Zn. Alla dessa tungmetaller har liknande kemi och är därför lätta att placera i samma grupp. Tungmetaller fälls ut eller sorberas vid högt ph undantag As och Cr (Drever, 2002). Dessa beter sig lite annorlunda och kan läcka vid lågt ph. Under provtagningen har ph-värdet legat mellan ca 7-8, detta anses ge bra förhållande för utfällning. En tungmetall som reducerats effektivt i filtersystemet är Zn, se Figur 3. En liten minskning av zink-halten sker i alla steg utom det sista, torven. Torv kan dock innehålla Zn som naturligt kan utlakas och höja zink-halten i vattnet. De andra tungmetaller som analyserats i provtagningarna är svåra att dra slutsatser om då halterna varierar kraftigt. Cu är ett ämne som varierat kraftigt och funnits i låga nivåer, se Figur 4. Analyseras ett ämne i låga halter blir felmarginalen så stor att det är svårt att avgöra om det är ett mönster eller om det bara är slumpen. I Figur 2 kan ses att ämnen som Pb och As finns i systemet. Dessa ämnen är farliga i låga halter och det finns stränga krav på vad som får komma ut i naturen från ett lakvatten. Systemet fungerade sig väldigt bra vid dessa tillfällen och ämnet togs upp. Detta betyder att systemet vid behov kan klara av punktutsläpp. Metaller i låga halter är nödvändigt för att djur och växter skall kunna leva. Höga halter av metaller i vattendrag/ sjöar kan dock leda till att det uppstår risk för biologiska störningar. Zn förändring genom systemet Cu förändring genom systemet 60 7 50 6 ug/l 40 30 20 081008 ug/l 5 4 3 2 081008 10 1 0 I II III IV V VI 0 I II III IV V VI Provtagningspunkter Provtagningspunkter Figur 3 Koncentrationen Zn i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet. (För att se schematiskbild över det passiva filtersystemet se Figur 1) Figur 4 Koncentrationen Cu i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet 4.1.2 Metaller Förutom tungmetaller har resultat även erhållits på metallerna Fe, Mn och Al. Dessa metaller har liknande kemi och Fe och Mn är bra sorbenter vid utfällning (Drever, 2002). De kan vid exempelvis sedimentation fånga andra ämnen och öka reduktionen. 12

Fe förändring genom systemet 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 081008 2 0 1 2 3 4 5 6 Provtagningspunkter Figur 5 Koncentrationen Fe i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet Mn förändring genom systemet Al förändrig genom systemet 1800 90 1600 80 1400 70 ug/l 1200 1000 800 600 081008 ug/l 60 50 40 30 081008 400 20 200 10 0 I II III IV V VI 0 I II III IV V VI Provtagningspunkter Provtagningspunkter Figur 6 Koncentrationen Mn i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet Figur 7 Koncentrationen Al i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet Fe reducerats effektivt i systemet, se Figur 5. Störst reduktion sker mellan steg I och II samt mellan II och III. Dessa steg innehåller luftning och sedimentation som är fördelaktigt för utfällning av Fe. Även Mn har en bra minskning genom systemet, se Figur 6. Sett till helhet sker en minskning genom hela systemet förutom det näst sista steget, masugnsslagg. I masugnsslaggen och torven sker en ökning av Al, se Figur 7. En liten minskning kan utläsas i de första stegen men i slutet av systemet sker en ökning. Detta beror troligtvis på utlakning från materialen. 4.1.3 Mineraler Till mineraler av de ämnen vi testat hör Ba, Ca, K, Na och Mg. 13

Ba förändring genom systemet Ca förändring genom systemet 400 220 350 200 ug/l 300 250 081008 mg/l 180 160 140 081008 200 120 150 I II III IV V VI Provtagningspunkter Figur 8 Koncentrationen Ba i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet 100 I II III IV V VI Provtagningspunkter Figur 9 Koncentrationen Ca i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet Kalcium (Ca) reduceras bäst mellan Thomsonöverfallet (II) och luftningen och sedimentationen (III). Det sker även lite minskningar på andra ställen i systemet också men största andelen reduceras här, se Figur 9. Kalcium anses inte i dessa halter vara speciellt farlig i naturen men kan konkurrera med metaller vid adsorption och detta kan leda till högre metallhalter går genom systemet (Strömvall, 2008). Ba har en fin och jämn reduktion genom hela systemet, se Figur 8. 4.1.4 Kväve Både N-tot och ammoniumkväve visar en liten minskning genom hela systemet, se Figur 10 och Figur 11. Inget steg kan här utläsas vara mer effektivt än något annat. En större minskning var förväntad mellan steg I och III då luftning sker. Luftning omvandlar kväve i form av ammoniumkväve till nitrit/nitrat. Att kväve minskar genom hela systemet kan vara ett tecken på att det sker luftning överallt samt upptag av i dagsläget närvarande växter. Luftning sker alltså inte bara mellan steg I och III utan naturlig luftning sker även. Nitrit ökar mellan steg II och III samt III och IV, se Figur 12. För att i framtiden minska nitrithalten för att i det stora hela minska kvävet i systemet kan vattenväxter sättas in. Genom detta steg finns hela kvävecykeln representerad i systemet (Tonderski et al., 2002). N-tot förändring genom systemet Ammoniumkväve förändring genom systemet 30 25 25 20 mg/l 20 15 10 081008 mg/l 15 10 081008 5 5 0 I II III IV V VI Provtagningspunkter Figur 10 Koncentrationen N-tot i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet 0 I II III IV V VI Provtagningspunkter Figur 11 Koncentrationen ammoniumkväve i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet 14

Nitrit förändring genom systemet 6 5 mg/l 4 3 2 081008 1 0 I II III IV V VI Provtagningspunkt Figur 12 Koncentrationen Nitrit i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet 4.1.5 Övrigt Förutom de ämnen nämnda i ovan rubriker har en del andra parametrar också undersökts exempelvis alifater, aromater, S, COD Mn, BOD 7, P-tot, klorid, alkalinitet, turbiditet. Alla dessa ämnen förutom alkalinitet och turbiditet har varierat kraftigt och förekommit i så låga halter att det är svårt att tolka något resultat utav dem. Alkalinitet förändring genom systemet Turbiditet förändring genom systemet 1000 160 950 140 mg HCO3/l 900 850 800 750 700 650 600 081008 FNU 120 100 80 60 40 081008 550 20 500 I II III IV V VI 0 I II III IV V VI Provtagningspunkter Provtagningspunkter Figur 13 Koncentrationen alkalinitet i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet Figur 14 Koncentrationen turbiditet i lakvattnet efter de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet Alkaliniteten är ett mått på ett vattens buffertkapacitet, och är bra för att bestämma en sjös/vattendrags känslighet mot försurning. I systemet sker en minskning av alkalinitet mellan steg II och III, se Figur 13. När alkaliniteten börjar nå låga värden kan även ph:värdet sjunka, detta kan ej utläsas ur provresultaten då alkalinitetsvärdena är höga och bra (Naturvårdsverket, 2008). Att värden är höga kan bero på att det finns kalkslam i deponin. Förutom minskningen av alkalinitet reduceras även turbiditeten bra genom systemet, se Figur 14. Turbiditeten är ett mått på grumlighet. Störst reduktion sker i de första stegen där sedimentation ingår. Vid alla provtagningar har även ph, konduktivitet och temperatur mätts i fält. Resultat för ph, konduktivitet och temperatur ses i Bilaga 2. I Figur 28, Bilaga 3, redovisas förändringarna av ph-värdet genom systemet. En ökning skedde efter första luftning och andra luftning samt efter sedimentation. Sedan sjönk ph-värdet något. En förväntad ph-höjning efter masugnsslaggen uteblev i istället kunde en liten minskning utläsas. Värdet på ph är viktigt för att ha kontroll på eventuella metallutfällningar. 15

Konduktiviteten minskade genom hela systemet med ett undantag, detta kan ses i Figur 27, Bilaga 2. Att konduktiviteten minskar visar på att antal lösta joner minskar ju längre ner i systemet vattnet kommer. Temperaturen varierade från provtagning till provtagning, se Figur 26, Bilaga 2. Detta beror på att provtagningarna har skett på vår, sommar och höst. Den temperaturhöjning som sker vid vissa punkter beror troligtvis på uppvärmning av solen. Även syrehalten varierande av flera skäl. Olika mätinstrument användes under provtagningsperioden och dessa gav olika värden. Vid den sista provtagningen slutade även mätaren att fungera och här uteblev värden totalt. Valet blev därför att inte redovisa dessa värden. 4.2 Effektivitet av olika reningssteg Ett utav syftena med arbetet var att utvärdera de olika reningsstegen. Vilka filter renar egentligen vilka ämnen och är det något filter som avger något ämnen mer än vad det sorberar. För att underlätta har jag döpt steget mellan I och II till Thomson, II och III till luftning och sedimentation, III till IV makadam, IV och V till masugnsslagg samt V och VI till torv. 4.2.1 Thomson Mellan steg I och II sker minskningar av flera ämnen. Tungmetaller är det svårt att uttala sig om. Halterna är låga och variationen är stor och det är svår att utläsa. Detta gäller även mineraler, kväve och övrigt. För övriga metaller (Al, Mn och Fe) kan ses en tydlig minskning i detta reningssteg och Fe är det ämnen som minskar mest. Procentuellt minskar Fe-halten mellan 80 och 90 % (sett till nivå sker en minskning upp mot 12 mg/l) se Figur 15. Fe förändring genom Thomson Al förämdring genom Thomson 14 80 12 70 mg/l 10 8 6 4 081008 ug/l 60 50 40 30 20 081008 2 10 0 I II 0 I II Provtagningspunkt Provtagningspunkt Figur 15 Fe förändring mg/l Figur 16 Al förändring µg/l Förutom effektiv reduktionen av Fe sker även en bra minskning av Al. Reduktionen av Al varierar mellan provtagningstillfällena och ligger mellan 0,5-40 µg/l, se Figur 16. Den procentuella minskningen varierar också kraftigt och ligger mellan 3 och 55 %. 4.2.2 Luftning och sedimentation Sedimentationen i systemet är till för att minska partiklarna och därtill bundna föroreningar som kan sedimenteras och minska påverkan på nedanstående filter minskar. I detta steg sker även en luftning, den är främst till för att reducera förekomsten av kväve i vattnet. Genom att lufta vatten genomförs första steget i kvävecykeln där ammoniunkväve omvandlas till nitrit. Nitrit kan i sin tur omvandlas till kvävgas detta kan göras i systemet genom att tillföra vattenväxter som själva tar upp kvävet eller genom att bakterier på växternas rötter omvandlar kvävet (Tonderski, 2002). 16