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
Metaller .................................................................................................................................................. 12
4.1.2
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:
9 genomföra provtagningar på vattnet efter de olika reningsstegen och utvärdera de
kemiska analysresultaten
9 genomföra en flödesmätning för att få en uppfattning av uppehållstiderna i de olika
reningsstegen
1
9
9
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 1960talet 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 m3/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:
9
9
9
9
9
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 Bedömningsgrunder
sötvattenrecipient, sjöar och vattendrag,
Parametrar
Enhet Riktvärden2
låga halter3
BOD7
mg/l
5
TOC
mg/l
30-130
4-8.
Totalkväve
mg/l
10-40
Ammoniunkväve mg/l
3-5.
Totalfosfor
mg/l
0,05-0,4
Arsenik
µg/l
10
0,4-5
Bly
µg/l
2-3.
0,2-1
Kadmium
µg/l
0,2-0,5
0,01-0,1
Koppar
µg/l
10-20.
0,5-3
Krom
µg/l
20-30
0,3-5
Nickel
µg/l
30-60
0,7-15
Zink
µg/l
30-60
5-20.
2
Utsläppshalter
till Öresund4
10
COD 150
15
0,5
10
50
0,2
50
50
50
100
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
VANADIN
Klor
Opolära
alifatiska
kolväten
Olja
Cancerogena
PAH
Övriga PAH
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
0,1-0,5
0,2
50
30
5
3
µg/l
µg/l
0,5
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
konkurrensneutrala
Vid % avskiljning är de enkla
att förstå för alla
Utveckling och applicering av ny kunskap och teknik går
långsamt
Hög % -avskiljning av ämnen kan vara svåra att nå om
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:
9 Sorptionsfilter
9 Partikelfilter
9 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
SiO2
34 %
Kalk
CaO
29 %
Magnesiumoxid
MgO
17 %
Aluminiumoxid
Al2O3
13 %
S
1,5 %
Järnoxid
FeO
0,5 %
Manganoxid
MnO
0,5 %
Svavel
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:
9 1 liters glasflaskor till olja
9 0,5 liters plastflaskor till fys-kem parametrar
9 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
Figur 2 Procentuell reningskapacitet för olika föroreningar i det passiva filtersystemet vid Heås.
11
%
-100,0
-90,0
-80,0
-70,0
-60,0
-50,0
-40,0
r
r
ar
te
t
ex
a
lif
t
a
to
ra
te
ä
ol
a
l if
to o p
-30,0
te
a
-20,0
xt
-10,0
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
90,0
100,0
om
at
er
Ca
Fe
K
M
g
Na
S
C
M
OD
m
D7
i
on
BO
am
n
um
ä
kv
v e N -t
ot
P-
to
t
kl
al
id
k
in
al
it e
t
Ämnen
or
ni
tri
t
Al
Ba
Cd
2008-06-18
2008-09-03
As
Co
Procentuell ökning/ minskning
Cu
Hg
2008-07-09
2008-09-24
Cr
M
n
Ni
tu
Zn
r
d
bi
ite
2008-07-29
2008-10-08
Pb
t
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.
Cu förändring genom systemet
Zn förändring genom systemet
60
7
50
6
080709
080729
30
080903
080924
20
081008
10
ug/l
ug/l
5
080618
40
080618
080709
4
080729
080903
3
080924
081008
2
1
0
0
I
II
III
IV
V
VI
I
Provtagningspunkter
II
III
IV
V
VI
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
12
080618
mg/l
10
080709
080729
8
080903
080924
6
081008
4
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
70
1200
080618
1000
080729
800
080903
080709
080924
600
081008
ug/l
ug/l
1400
60
080618
50
080729
40
080903
080924
30
400
20
200
10
0
080709
081008
0
I
II
III
IV
V
VI
I
Provtagningspunkter
II
III
IV
V
VI
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
220
400
200
350
ug/l
080729
080903
250
mg/l
080709
080618
180
080618
300
080924
080709
080729
160
080903
080924
140
081008
081008
120
200
100
150
I
I
II
III
IV
V
II
VI
III
IV
V
VI
Provtagningspunkter
Provtagningspunkter
Figur 8 Koncentrationen Ba i lakvattnet efter de
olika reningsstegen i det passiva filtersystemet
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
080618
080618
080709
080729
15
080903
080924
10
081008
5
080709
15
mg/l
mg/l
20
080729
080903
10
080924
081008
5
0
I
II
III
IV
V
0
VI
I
Provtagningspunkter
II
III
IV
V
VI
Provtagningspunkter
Figur 10 Koncentrationen N-tot i lakvattnet efter
de olika reningsstegen i det passiva filtersystemet
14
Figur 11 Koncentrationen ammoniumkväve i
lakvattnet efter de olika reningsstegen i det
passiva filtersystemet
Nitrit förändring genom systemet
6
5
080618
mg/l
4
080709
080729
3
080903
080924
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, CODMn, BOD7, 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
120
850
080618
800
080709
080729
750
080903
700
080924
650
081008
080618
100
FNU
mg HCO3/l
900
080709
080729
80
080903
080924
60
081008
40
600
20
550
500
0
I
II
III
IV
V
VI
I
Provtagningspunkter
II
III
IV
V
VI
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 080924, 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
80
12
70
60
10
080618
080618
50
080709
8
080729
080903
6
080924
ug/l
mg/l
Al förämdring genom Thomson
14
080709
080729
40
080903
080924
30
081008
4
081008
20
2
10
0
0
I
II
I
Provtagningspunkt
II
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
Nitrit förändring genom luft. och sed.
Mn förändring genom luft. och sed.
6
1800
1600
5
1400
080618
080709
080729
3
080903
080924
2
081008
ug/l
mg/l
4
1200
080618
1000
080729
800
080903
080709
080924
600
081008
400
1
200
0
0
II
III
II
Provtagningsplats
III
Provtagningspunkt
Figur 17 Nitrit förändring genom systemet
Figur 18 Mn förändring genom systemet
Precis som förväntat sker en ökning av nitrit i detta steg, se Figur 17. Nitrithalten har ökat
varierande från ca 0,4 mg/l till ca 5,2 mg/l från gång till gång. Den procentuella ökningen varierar
också kraftigt allt från en 270 % ökning till en ökning på mer än 35 000 %. De andra två ämnena
ammoniumkväve och N-tot i gruppen har varierat och både ökningar och minskningar kan utläsas.
För tungmetallerna som har analyserats är halterna låga och varierande och detta gör det svårt att
dra slutsatser. Detta gäller även mineralerna och de flesta ämnena i övrigt kategorin.
Ett ämne som minskat bra i sedimentationssteget är metallen Mn, se Figur 18. Ämnet har minskat
från ca 200 och 1200 µg/l vilket har gett en procentuell minskning mellan ca 20-80 %.
4.2.3 Makadam
Makadamfiltret ligger mellan provpunkt III och IV. Genom filtret kan inte utläsas att någon speciell
grupp avskiljs bättre än någon annan. Sett till kväve så sker en reduktion av ammoniumkväve, se
Figur 19, medan N-tot och nitrit varierar.
Bland tungmetallerna kan en minskning ses av Zn, se Figur 20. Minskningen varierar mellan ca 6
och 80 procent. För Co och Cr ses också en minskning men värdena är här så låga så en slutsats är
svår att dra.
Metallerna Fe, Al och Mn kan från värdena också tolkas ha minskat. Tyvärr är även här halterna
väldigt låga och svåra att dra konkreta slutsatser.
I gruppen mineraler kan en trend utläsas att K har ökat. Denna ökning är väldigt liten om man ser
till procent och en klar slutsats går ej att dra. De andra mineralerna har knappt förändrats genom
filtret förutom Ba som har minskat mellan ca 1 till 15 %, se Figur 21.
Bland de övriga ämnena kan inga tydliga trender utläsas.
17
Ammoniumkväve förändring genom makadam
Zn förändring genom makadam
23
40
21
35
30
17
080618
15
080729
13
080903
080618
25
080709
ug/l
mg/l
19
080924
11
080709
080729
20
080903
080924
15
081008
081008
10
9
5
7
5
0
III
IV
III
Provtagningpunkt
IV
Provtagningspunkt
Figur 19 Ammoniunkväve förändring genom
systemet
Figur 20 Zn förändring genom makadam
Ba förändring genom makadam
290
270
ug/l
080618
080709
250
080729
080903
230
080924
210
190
III
IV
Provtagningspunkt
Figur 21 Ba förändring genom systemet
4.2.4 Masugnsslagg
Masugnsslaggen används främst för att adsorbera metaller. Trots detta har provtagningarna visat
att materialet fungerar bra för att reducera kväve. Ammoniumkväve minskar genom filtret med
mellan ca 20 och 75 %, se Figur 22. Även N-tot minskar genom filtret. Minskningen varierar mellan
2 och 8 mg/l ca 12 till 56 %, se Figur 23. Detta hittar jag ingen vetenskaplig förklaring till men blir
en intressant fråga för framtiden.
Ammoniumkväve förändring genom masugnsslagg
N-tot förändring genom masugnsslagg
14
19
12
17
10
15
080709
080729
6
080903
080618
mg/l
mg/l
080618
8
080709
13
080729
11
080903
080924
080924
4
9
2
7
0
5
IV
V
IV
Provtagningspunkt
V
Provtagningspunkt
Figur 22 Ammoniumkväve förändring genom
systemet
Figur 23 N-tot förändring genom systemet
18
Provtagningen visar även att små mängder av tungmetaller urlakas från filtret, ex Co, Cu och Zn.
Tyvärr är nivåerna mycket låga och ingen slutsats kan dras angående dessa ämnen.
En slutsats som kan dras är att Al ökar genom filtret, se Figur 24. Ökningen varierar mellan 4 och
40 µg/l alltså ca 100 till 500 %. Av de andra metallerna är variationen så liten att en logisk följd är
svår att dra.
Al förändring genom masugnsslagg
50
45
40
35
080618
ug/l
30
080709
25
080729
080903
20
080924
15
10
5
0
IV
V
Provtagningspunkt
Figur 24 Al förändring genom systemet
Även för grupperna mineraler och övrigt är det svårt att dra slutsatser. Masugnsslagg består av en
mängd olika ämnen. Idag ligger nivåerna på lakvattnet så lågt att vattnet kan påverkas mer av
materialet än vad filtret renar.
4.2.5 Torv
Torv som material kan innehålla en rad ämnen då det i naturen fungerar som en sorbent för
metaller (Kalmykova, 2008). Filtret är främst till för att fånga upp utsläpp av oljor, idag finns detta
inte i detekterbara halter i systemet.
Sett till grupperna tungmetaller och metaller är det svårt att dra slutledningar. Inga klara resultat
kan utläsas och halterna i vattnet är så pass låga att exempelvis Zn och Al utlakas från filtret.
Nivåerna i inkommande vatten är lägre än själva halterna i torven och vi får en marginell ökning.
Detta är inte konsekvent och en slutsats kan ej dras.
Även i gruppen mineraler är en slutsats svår att dra. En minskning av Ca och Ba kan utläsas ur
resultaten men skillnaden är så pass liten att felmarginal kan ha påverkats.
Ammoniumkväve är det ämnen som genom filtret har minskat, se Figur 25. Ämnet har minskat
med mellan 0,5 till 3 mg/l följaktligen ca 11 till 40 %.
19
Ammoniumkväve förändring genom torv
12
10
8
080618
mg/l
080709
080729
6
080903
080924
4
2
0
V
VI
Provtagningspunkt
Figur 25 Ammoniumkväve förändring genom torv
4.3
Utsläppsvärden
I dagsläget ligger värdena på det lakvatten som går ut från deponin bra till. Vid en jämförelse av
Tabell 1 och värdena vi erhållit från ALS Analytica på lakvattnet från Heås ligger vi endast nära
gränserna/ rekommendationerna på tre utav ämnena. De är Cu, N-tot och ammoniumkväve.
Tabell 4 Värden på Cu, ammoniumkväve och N-tot ut ur vattenreningssystemet
Cu
Ammoniumkväve
N-tot
µg/l
mg/l
mg/l
2008-06-18
2,8
5,1
13
2008-07-09 2008-07-29
3,41
4,25
5,2
0,87
15
10
2008-09-03
2,47
8,6
13
2008-09-24
5,24
8,2
15
2008-10-08
4,66
8,5
16
Enligt Naturvårdsverket 2008 kan värdena på Cu förväntas ligga under 0,5-3 µg/l, ammoniunkväve
under 3-5 mg/l och N-tot under 10-40 mg/l. Men detta är utsläppsvillkor och plats samt
omständigheter från denna specifika plats är ej inräknat. Därför är en jämförelse inte helt korrekt.
Kväve är i dagsläget en viktig fråga. Naturvårdsverket har bland sina Miljömål med Ingen
övergödning. Miljömålen ger en inblick om hur ”vi” vill att vår framtid skall se ut och vad vi bör
uppmärksamma och arbeta med för att detta skall bli bra. Kväveutsläpp är hårt reglerat och
utsläpp av kväve leder till övergödning. Övergödning kan i sin tur leda till ökad algblomning både i
storlek och till antal. Sverige har minskat sina utsläpp som påverkar övergödningen, andra länders
utsläpp påverkar dock oss och återhämtningstiden är lång.
För att minska kväveutsläppet från Heås kan extra luftning sättas in men det är även viktigt att
placera ut ett steg där nitrit/nitrat kan omvandlas till kvävgas, som sista steget i kvävecykeln, eller
att plantera ut vattenväxter som kan ta upp kvävet.
Cu är svårare att rena på ett lätt sätt. Men skulle de två sista stegen avlägsnas, främst
masugnsslagg, kommer vi inte få en ökning av Cu och nivåerna kommer att hamna under de
utsläppsvärden som i dags läget finns.
Förutom de ämnen nämnda ovan är utsläppsvärdena av nitrit lite oroväckande. Sett till
livsmedelverkets föreskrifter om dricksvatten finns idag ett riktvärde på 0,5 mg/l nitrit. Detta ligger
vi över, men vattnet är lakvatten och inte dricksvatten och det finns ej samma krav på lakvatten
som på dricksvatten. Nitrit kan i djur omvandlas till nitrosaminer, det kan även hos djur och
människor försämra syretransporten. Detta är två bra orsaker till at minska nitritutsläppet från
deponin.
20
4.4
Felkällor
Vid provtagning utomhus är det alltid olika faktorer som spelar in och gör det är svårt att få exakt
liknande förhållande vid alla provtagningar. Vid dessa provtagningar har nederbörd, temperatur
och vindstyrka varierat, vilket kan ha påverkat provtagningarna. Även att provtagningarna är
tagna ute i naturen och inte inne på ett labboratorium kan ha påverka proverna.
Något som bör finnas i beaktning är att lakvatten i sig kan variera kraftigt och detta gör att en
jämförelse av proverna kan blir fel. Därför redovisas vissa delar i %. Vissa av punkterna i systemet
har hämtats med pump och kan därför ha påverkats. De har blivit utsatta för mer luftning och en
plastslang vid upptag. Alla provtagningar är tagna på samma sätt för att minska påverkan.
Vid experiment utomhus är risken för felkällor alltid större än inne i laboratorium. Det finns en
större risk att proverna blir kontaminerade, vädret varierar och detta leder till variation i nederbörd
och avdunstning. Det blir även svårare att jämföra provtagningar och göra jämförelser när alla
provtagningar i sig är unika.
4.5
Uppskattad rening av filtersystemet
Systemet som idag finns på platsen fyller sin funktion. Det är ett bra system som tar bort de
utsläpp som kommer och det finns kapacitet att avlägsna oförutsagda punktutsläpp enligt
litteraturstudien.
För att få en överblick om vilka ämnen som egentligen minskar eller ökar i systemet och i vilken
utsträckning har en tabell sammanställts. Tabellen anger ämnen och provtagningspunkter, alltså
kan det utläsas hur stor del av ämnet som renats och i vilket steg det renats, se Tabell 5. Tabellen
är en grov uppskattning, om ett ämnen fullständigt renats i systemet får den totalt 100 poäng, har
ett ämne bara minskat 50 % genom systemet kan det bara få 50 poäng.
Sett till tungmetaller så finns inte så många representerade i lakvattnet. En del ämnen finns i låga
halter och varierar kraftigt så som As, Co, Cr, Cu. Dessa ämnen är svåra att dra en slutsats om då
inget klart mönster kan utläsas. En tungmetall som reduceras genom systemet är Zn. Ämnet
minskar ca 10 % i vardera av de tre först stegen. Att Cu varierar kraftig är ett problem då
utsläppsvärdet ligger nära, för att minska halten bör de två sista stegen i systemet tas bort eller så
måste en Cu rening sättas ut.
Metaller finns i systemet och Fe och Mn har en god reduktion, Al däremot ökar i de två sista
stegen, masugnsslagg och torv. Fe reduktionen är störst i de två första stegen i systemet, första
steget tar ca 80 % och det andra tar ca 10 %. Fe har bäst reduktion av alla de uppmätta ämnena
och renas ca 98 % genom systemet. Mn har också god reduktion genom systemet, totalt renas
ämnet ca 65 %. 50 % utav dessa försvinner i sedimentations och luftningssteget.
Mineraler är ofta inte ett problem sett till utsläppshalter men mineraler så som Ca kan tävla med
metaller för sorptionplatser/säten och detta kan i längden leda till att metallreduktionen minskar. I
systemet sker en reduktion av metaller. Ca reduceras ca 20 % i Luftning och sedimentationssteget
medan Ba har en liten reduktion genom hela systemet.
Kväve är ett ämne som är hårt reglerat av utsläppshalter och emissionerna från systemet ligger
precis på gränsen. Trots detta sker en jämn reduktion av ammoniumkväve och N-tot genom hela
systemet. Nitrit ökar kraftigt i det andra steget, detta beror på luftning och är väntat. För att
minska kvävet kan luftningen öka och ett sista steg måste sättas till. Detta i form av vattenväxter
som kan ta upp kvävet annars bör en annan lösning tillsättas där nitrit kan omvandlas till den
mindre farliga formen kvävgas.
21
Förutom de ämnen nämnda ovan finns det ett par övriga ämnen som reducerats. Turbiditeten har
minskat kraftigt i det första steget ca 80 %. Detta är viktigt då utseende spelar en stor roll för
människor i omgivningen. Även alkalinitet har minskat, ca 20 % i det andra steget. Förutom dessa
ämnen finns det ett flertal som vi erhållit resultat från. Dessa är tyvärr inte konsekventa och det är
svårt att tolka ett resultat från dem.
Tabell 5 Uppskattad rening genom systemet, skala 1-100. Tabell uppdelad på provtagningssteg och
ämne.
Ca
Fe Ammoniumkväve N-tot Alkalinitet Nitrit
Al
Ba Mn Zn Turbiditet
Thomson
Luftning och
sedimentation
Makadam
Masugnsslagg
Torv
0
80 10
5
2
0
0
9
0
10 80
20
0
0
0
10
2
2
2
5
5
5
5
20
2
2
2
-3000
-300
-300
-300
0
0
-150
-150
9
9
9
9
50
5
5
5
10
10
0
0
10
10
10
10
10
5
0
0
Systemet fungerar bra men de två sista stegen är i dagslägen inte nödvändiga och det sker ett
högre utsläpp från materialen än vad det förväntades sorbera.
5. Slutsats och rekommendationer
De ämnen som stabilt minskat genom systemet är 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 ligger på ca 99 % som medel.
I systemet har det även skett en del ökningar av ämnen. En del ämnen varierar kraftig 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 väldigt 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.
I Figur 2 kan utläsas att ämnen som Pb och As finns i systemet. Dessa ämnen är farliga i låga
koncentrationer och det finns hårda krav på vad som får släppas ut i naturen. Vid dessa
punktutsläpp fungerade systemet väldigt bra och ämnena togs upp och totalhalten ut var under
detektionsnivåerna. Från detta kan slutsatsen dras att systemet vid behov kan klara av
punktutsläpp.
I ett system med flera steg är det viktigt att utvärdera och se om något steg egentligen är onödigt.
Sett till de steg ovan kan slutsatsen dras att de tre första stegen är effektiva och har en god
reduktion av ämnen. De två sista filtren är lite svårare. Masugnsslaggen är bra ur kväve synpunkt,
detta är bra då kväve är ett ämne med hårda restriktioner från naturvårdsverket. Tyvärr sker en
urlakning av slaggen när vattnet passerar och ökning av vissa ämnen så som Al och Cu uppstår.
Detta är inte bra och frågan är om filtret gör mer nytta än skada?
Även i frågan om torvfiltret är utvärderingen svår. Torvens främsta mål är att sorbera oljor och i
dagsläget finns detta ej i systemet. Torven innehåller högra halter av vissa ämnen som finns i
22
vattnet och kan urlakas. Detta betyder att i dagsläget ökar vissa halter helt i onödan. Är risken för
oljeutsläpp så stor att dessa extra utsläpp är acceptabelt.
Vad jag skulle ha gjort annorlunda och jag fick ändra på något
I dagsläget fungerar systemet bra men det finns potential att göra det ännu bättre. Genom att
innan V:et i Thomsonöverfallet installera en liten flytkudde eller något liknande kan det förhindras
att bildade flockar åker igenom ner mot sedimentationsdammarna och undvika igensättning av
V:et. Vid igensättning kan flödesmätningar bli fel och detta är ej önskvärt.
I examensarbetet har vi sett att sedimentationsdammarna fungerar bra, för att få en ökad
reduktion i detta steg kan dessa göras lite större och djupare. Det är även viktigt att tömma
dammarna kontinuerligt så sedimentationen fungerar optimalt. I detta steg sker även luftning för
att omvandla kvävet. För att i helhet minska kvävet i systemet föreslår jag att växter planteras ut
nedanför detta steg. Växterna kommer ta upp kväve och en minskning ut ur systemet kommer
uppnås.
Det två sista stegen, masugnsslagg och torv, har visat sig efter detta examensarbete vara
överflödigt och frågan bör tas upp om detta bör avlägsnas. Systemet bör ha en barriär om det
kommer ett utsläpp av olja, detta kan uppnås genom att placera ut ett filter med aktivt kol. Detta
är ett dyrt material men i så små volymer som behövs för systemet bör detta inte vara något
problem.
Förslag på framtida arbeten
Ett förslag på framtida studie är att köra spikade lösningar på labb med samma material och
liknande system. Detta för att se systemets kapacitet både vid låga och höga utsläppshalter. Något
som kan vara intressant kan även vara att se på förhållandet flöde och utsläpp. Hänger
parametrarna ihop? Om flödet minska kommer även utsläppen minska?
När deponin sedan skall täckas kan ytterligare ett examensarbete genomföras. Detta för att se hur
täckningen kommer påverkar vattnet och vilka ämnen som kan tänkas höjas under täckning. Det
blir även viktigt här att se vilka halter som kan väntas efter täckningen. Vattenflödet kommer då
att avta och frågan är om utsläppshalterna kommer att minska eller öka?
23
Referenser
5.1
Böcker och rapporter
Avfallsförordningen (2001:1063). Utfärdad: 2001-12-06. Uppdaterad: t.o.m. SFS 2007:381
Blom M., Skogsfjord M. 2008. Masugnsslaggens potential som filtermaterial för metaller i
vägdagvatten. Examensarbete, vid institutionen av samhällsteknik, Mälardalens Högskola Västerås,
R1-422
Bengtsson F. 2003. Rening av vatten från sorteringsplattan vid Hagby återvinningsanläggning.
Examensarbete, Royal Institute of Technology, Stockholm. ISSN 1651-064X
Bohm A-K. 2000. Adsorption av metalleri torv vid Kavahedens avfallsannläggning. Examensarbete,
Institutuinen för väg- och vattenbyggnad, Luleå tekniska Universitet, ISSN 1402-1617
Brown P. A., Gill S. A. and Allen S. J., Metal removal from wastewater using peat. Water Research
34, 3907-3916 (2000).
Crist R. H., Martin J. R. and Chonko J. 1996, Uptake of Metals on Peat Moss: An Ion-xchange
Process. Environ. Sci. Technol. 1996, 30, 2456-2461
Das B., Prakash S., Reddy P. S. R. and Misra V. N. 2006. An overview of utilization of slag and
sludge from steel industries. Resources, Conservation and Recycling 50 (2007) 40–57
Dimitrova S. V. 2002. Use of granular slag columns for lead removal. Water Research, Vol. 36,
4001-4008
Dimitrova S. V., Mehanjiev D. R. 2000. Interaction of blast-furnace slag with heavy metal ions in
water solutions. Water Research, Vol. 34, 1957-1961
Dimitrova S. V. and Mehandgiev D. R. 1998. Lead removal from aqueous solutions by granulated
blast-furnace slag. Water research Vol. 32 No. 11 pp. 3289-3292
Drever J. I. 2002. The geochemistry of natural waters, surface and groundwater environments.
Third edition. ISBN 0-13-272790-0.
Eriksson L. 2005. Lakvattenrening och kontroll vid deponier – granskning och sammanställning.
Examensarbete, Institutionen för geovetenskap, Uppsala Universitet. UPTEC W 1401-5765
Färm C. 2002. Metal sorption to natural filter substrates for storm water treatment—column
studies. The Science of the Total Environment 298 (2002) 17–24
Förordning (2001:512) om deponering av avfall, Utfärdad: 2001-06-07, Uppdaterad: t.o.m. SFS
2008:724
Hjelm V. 2005. Tungmetaller i lakvatten – Avskiljning med mineraliska filtermaterial.
Examensarbete, Institution för markvetenskap, SLV, Uppsala universitet. UPTEC W 05 006;
ISSN 1401-5765.
Kalmykova Y., Strömvall A-M. and Steenari B-M. 2007. Alternative materials for adsorption of
heavy metals and petroleum hydrocarbons from contaminated leachates. Environmental
Technology, Vol. 29. pp 111-122
24
Kalmykova 2004, Leachate Treatment of heavy metals by natural and residual product materials.
Master`s thesis, Water Environment Transport, Chalmers University of technology. Master`s thesis
2004:3
Kietlin´ska A., Renman G. 2005. An evaluation of reactive filter media for treating landfill leachate.
Chemosphere 61 (2005) 933–940
Kontrollprogram lakvatten. Heås avfallsanläggning, Tjörns kommun. Göteborg 2004-10-28
Larsson L., Rogbeck J., Håkansson K. 2007. SIG, Passiva filterbarriärer – Vägledning. Varis 586
Lindquist A. 2005. Mineraliska material som reaktiva filter för avskiljning av tungmetaller från
dagvatten. Examensarbete, Institutionen för markvetenskap, SLU och Uppsala universitet, UPTEC
W05 004
Merox.se
McLellan J. K., Rock C. A. 1987. Pretreating landfill leachate with peat to remove metals. Water, Air
and Soil Pollution 37 (1988) 203-215
Naturvårdsverket, 2008-10-28. Sidan uppdaterad 2007-02-21.
http://www.naturvardsverket.se/sv/Tillstandet-i-miljon/Bedomningsgrunder-formiljokvalitet/Grundvatten/Alkalinitet-och-forsurningspaverkan/
Naturvårdsverket 2008, Lakvatten från deponier, ISBN: 978-91-620-8306-9
Nehrenheim E. 2007. Metal retention from leachate using industrial waste products. Master`s
thesis, Department of public technology, Mälardalens University. ISSN 1651-9256
Olsberg E. 2004. Metalltransport i lakvatten- en studie av Albäcks avfallsupplag, Trelleborg,
Examensarbete, Institutionen för Teknisk Vattenresurslära, Lunds Universitet,
Oguz E. 2004. Removal of phosphate from aqueous solution with blast furnace slag. Journal of
Hazardous Materials B114 (2004) 131–137
Ringqvist L., Holmgren A. and Oborn I. 2001. Poorly humified peat as an adsorbent for metals in
waste water. Water Research. 36 (2002) 2394-2404
RVF 2006. Hur sätter man kriterier för utsläpp av lakvatten från deponier? Kartläggning av nuläget
och förslag till arbetsmetodik, Rapport nr 4 2006
RVF 2005. Lokal rening av lakvatten med luftning, våtmark och översilning - Utvärdering av
behandling vid Löt avfallsanläggning i Vallentuna, Rapport 6 2005
Sandberg J. 2007. Behandling av lakvatten från avfallsdeponier. Examensarbet, Institutionen för
markvetenskap SLU, Uppsala, UPTEC MV 0038
Sheng-gao LU†, Shi-qiang BAI, Hong-dan SHAN. 2007. Mechanisms of phosphate removal from
aqueous solution by blast furnace slag and steel furnace slag. Journal of Zhejiang University
Science A 9(1):125-132
Säkerhetsdatablad, SDB från Pirde Chess, för Fluoresceine DTD. Omarbetad: 2004-02-09
25
Tondersik K, Weisner S, Landin J och Oscarsson H 2002. Våtmarksboken, skapande och nyttjande
av värdefulla våtmarker. ISBN 91-631-2737-7.
Wertsberg K. 2004. Behandling av lakvatten med kemiska oxidationsmedel för att delvis bryta ned
oönskade organiska föreningar – En studie utförd vid Hovgårdens avfallsanläggning i Uppsala.
Examensarbete, Institutionen för biometri och teknik, Uppsala, ISSN 1652-3245
Öman C., Malmberg M., Wolf-Watz C. 2000. Handbok för lakvattenbedömning, Metodik för
karakterisering av lakvatten från avfallsupplag. Rapport B 1354, RFV rapport 2000:7, IVL Svenska
Miljöinstitutionen AB, Stockholm
5.2
Muntliga referenser
Kalmykova Yuliya 2008. Chalmers
Oscarsson Andreas 2008. Neova
Stark Therese 2008. Merox
Strömvall Ann- Margret 2008. Chalmers
26
Bilagor
Bilaga 1. Provtagning hos ALS Analytica.
V-3a Grundämnen i
förorenat vatten (utan
uppslutning)
Al (2)
As (1)
Ba (0.2)
Ca (200)
Cd (0.05)
Co (0.05)
Cr (0.5)
Cu (1)
Fe (4)
Hg (0.02)
K (500)
Mg (90)
Mn (0.2)
Na (120)
Ni (0.5)
Pb (0.2)
S (160)
Zn (2)
OV-20b Olja IR för vatten
Totalt extraherbara alifater
opolära alifater
Totalt extraherbara
aromater
Fys-kem parametrar
CODMn
BOD7,
N-NH4
N-NO2
N-tot
P-tot
Klorid
Alkalinitet
Turbiditet
27
Bilaga 2. Resultat från ALS Analytica
Provtagningspunkterna är omdöpta i dokumentet jämfört med resultaten från ALS.
Heås L3 = I
Heås L1 = II
Heås L4 = III
Heås L5 = IV
Heås L6 = V
Heås L2 = VI
Provresultat 2008-06-18
ELEMENT
tot ext alifater
opolära alifater
tot ext aromater
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
CODMn
BOD7
ammoniumkväve
N-tot
P-tot
klorid
syre
alkalinitet
nitrit
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
turbiditet
SAMPLE
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg HCO3/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
FNU
Heås L3
0,3
0,1
0,1
170
12
42,9
31,1
87,6
1,28
13,8
3
21
22
<0.10
100
4,1
920
0,028
5,63
1,25
374
<0.05
1,34
1,2
1
<0.02
1280
5,62
<0.2
15
30
Heås L1
0,3
<0.1
<0.1
169
1,51
43,8
31
88,2
1,29
13,2
<2
19
21
<0.10
100
3,4
920
0,048
5,45
<1
316
<0.05
1,3
0,99
<1
<0.02
1280
5,54
<0.2
14,2
8
Heås L3
0,3
0,1
0,1
12
4
22
Heås L1
0,2
<0,1
<0,1
10,9
4
18
Heås L4
0,2
<0.1
<0.1
127
0,235
43,1
30,2
86,9
1,24
14,1
<2
14
17
<0.10
88
7,4
720
0,99
3,54
<1
257
<0.05
0,876
0,84
1,94
<0.02
235
6,06
<0.2
5,34
4,5
Heås L5
0,2
<0.1
<0.1
127
0,129
45,2
31,7
90,9
1,29
14,4
<2
12
17
1,1
94
5,5
710
2,5
2,72
<1
247
<0.05
0,814
0,783
2,01
<0.02
122
6,81
<0.2
4,04
2
Heås L6
0,2
<0.1
<0.1
131
0,0577
44,5
30,6
89,1
1,51
14,5
<2
7,5
14
<0.10
95
5
700
3,2
11,9
<1
221
<0.05
0,921
0,771
3,81
<0.02
164
6,88
<0.2
4,98
0,85
Heås L2
0,2
0,1
0,1
125
0,0786
44,3
30,4
88,2
1,62
15
2
5,1
13
<0.10
80
5
670
2,5
20,4
1
203
<0.05
0,889
0,547
3,8
<0.02
156
6,56
<0.2
8,23
1,6
Provresultat 2008-07-09
ELEMENT
tot ext alifater
opolära alifater
tot ext aromater
CODMn
BOD7
ammoniumkväve
SAMPLE
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
28
Heås L4
0,2
<0,1
<0,1
12
4
12
Heås L5
0,2
<0,1
<0,1
11,8
2
11
Heås L6
0,1
<0,1
<0,1
12,3
3
8,3
Heås L2
0,2
0,1
0,1
13,4
5
5,2
N-tot
P-tot
klorid
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
turbiditet
alkalinitet
nitritkväve
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
FNU
mg HCO3/l
mg/l
23
0,10
82
162
13,7
40,9
29,5
83,3
3,6
5,12
1
310
0,05
1,07
0,537
1
0,02
981
2,51
0,2
9,57
140
860
0,017
22
<0,10
76
155
1,29
40,4
28,4
80,8
3,63
4,83
<1
238
<0,05
0,742
0,591
1,46
<0,02
684
3,57
<0,2
9,63
7,4
790
0,081
17
<0,10
66
136
4,29
39,5
27,9
79,2
3,14
74,7
<1
266
<0,05
1,47
1,44
3,06
<0,02
483
4,67
0,564
36,7
25
680
0,6
Heås L1
154
1,31
42,8
31,1
86,1
1,33
4,18
1
346
0,05
1,23
0,888
1
0,02
1700
4,59
0,2
5,74
0,3
0,1
0,1
12,6
8
810
56,3
0,015
19
Heås L4
114
0,974
44,8
31,3
89,7
1,53
28
<1
287
<0,05
1,49
1,26
2,87
<0,02
299
8,35
0,293
11,5
0,2
<0.1
<0.1
10,3
2
590
8,2
5,3
22
16
<0,10
84
126
0,14
39,8
27,7
78,7
3,13
3,53
<1
225
<0,05
0,924
<0,5
2,03
<0,02
170
3,69
<0,2
5,71
1,2
660
0,92
14
<0,10
88
134
0,0711
40,7
28,5
81
3,13
12,2
<1
190
<0,05
1,08
0,509
3,19
<0,02
265
3,42
<0,2
6,69
0,8
680
0,79
15
0,10
68
129
0,0779
41,3
28,8
82,5
3,14
22,5
1
167
0,05
0,825
0,559
3,41
0,02
197
4,33
0,2
7,7
0,91
650
0,84
Provresultat 2008-07-29
ELEMENT
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
tot ext alifater
opolära alifater
tot ext aromater
CODMn
BOD7
alkalinitet
turbiditet
nitrit
ammoniumkväve
SAMPLE
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg HCO3/l
FNU
mg/l
mg/l
Heås L3
159
7,29
43,1
30,6
85,3
1,21
7,83
1
357
0,05
0,952
0,957
1
0,02
1120
5,53
0,2
17,9
1,1
0,1
0.1
14,6
13
780
8,3
0,063
0,23
29
Heås L5
109
0,234
45
31,8
89,2
1,49
7,75
<1
282
<0,05
1,47
0,745
2,44
<0,02
141
7,72
<0,2
7,9
0,2
<0.1
<0.1
12,2
10
570
1,7
5,3
5,7
Heås L6
130
0,398
46,1
31,1
88,5
1,73
47,9
<1
219
<0,05
1,7
0,762
5,59
<0,02
626
7,41
0,259
8,56
0,2
<0.1
<0.1
12,5
9
610
3,1
4,3
1,4
Heås L2
125
0,0727
46,3
31,7
90,3
1,77
34,4
1
198
0,05
1,22
0,734
4,25
0,02
302
7,25
0,2
6,39
0,2
0,1
0,1
12,8
3
600
1
2,6
0,87
N-tot
P-tot
klorid
mg/l
mg/l
mg/l
7,6
0.10
96
22
0,10
96
24
<0.10
97
14
0,49
99
6,1
<0.10
67
10
0,10
63
Provresultat 2008-09-03
ELEMENT
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
tot ext alifater
opolära alifater
tot ext aromater
CODMn
BOD7
alkalinitet
turbiditet
nitrit
ammoniumkväve
N-tot
P-tot
klorid
SAMPLE
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg HCO3/l
FNU
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
L3 Heås
121
12,1
31,2
22,9
68,1
10,4
79,3
1,07
267
<0.05
0,773
0,6
3,27
<0.02
750
3,54
0,459
12,3
0,2
<0,1
<0,1
12,9
5
720
100
0,18
15
16
<0,10
83
L1 Heås
143
1,63
37,3
27
78,9
8,31
34,4
<1
269
<0.05
0,768
0,522
1,83
<0.02
819
3,66
<0.2
6,75
0,2
<0,1
<0,1
2,5
10
710
13
0,24
15
16
<0,10
83
L4 Heås
124
0,282
34,2
25,6
74,5
8,17
6,56
<1
226
<0.05
0,783
<0.5
1,68
<0.02
433
4,28
<0.2
3,16
0,3
<0,1
<0,1
12,9
3
650
4,1
1,7
16
15
<0,10
77
L5 Heås
115
0,2
31
23,3
69,3
9,09
6,37
<1
202
<0.05
0,635
0,681
1,43
<0.02
346
4,04
<0.2
2,98
0,2
<0,1
<0,1
12,1
5
660
3,1
2,4
13
15
<0,10
70
L6 Heås
116
0,1
30,9
23,5
69,5
10,1
13,1
<1
188
<0.05
0,926
0,655
2,57
<0.02
436
4,2
<0.2
4,44
0,2
<0,1
<0,1
12,3
2
680
1,9
2,8
10
13
<0,10
89
L2 Heås
129
0,0592
36,6
26,8
79,3
9,2
15,9
<1
190
<0.05
1,03
0,67
2,47
<0.02
308
4,38
<0.2
3,62
0,2
<0,1
<0,1
11,5
2
670
2
2,3
8,6
13
<0,10
86
Provresultat 2008-07-24
ELEMENT
Filtrerad
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
SAMPLE
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
Heås L3
NEJ
193
9,15
52,3
36,8
103
15,4
7,38
<1
357
<0,05
1,36
Heås L1
NEJ
202
1,41
52,9
37,1
106
18,2
3,69
<1
309
<0,05
1,35
30
Heås L4
NEJ
190
0,488
51,5
36,1
104
18,7
2,75
<1
289
<0,05
1,16
Heås L5
NEJ
189
0,265
52,5
37,4
107
18,9
<2
<1
277
<0,05
1,16
Heås L6
NEJ
191
0,123
52,7
37,8
109
21
5,93
<1
247
<0,05
1,1
Heås L2
NEJ
178
0,132
49,8
35,6
103
19,9
28
<1
252
<0,05
1,09
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
tot ext alifater
opolära alifater
tot ext aromater
CODMn
BOD7
klorid
N-tot
P-tot
ammoniumkväve
alkalinitet
turbiditet
nitritkväve
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg HCO3/l
FNU
mg/l
1,1
6,6
<0,02
1210
6,96
<0,2
47,9
0,3
<0.1
<0.1
20
10
133
21
0,017
18
970
86
0,19
0,967
5,39
<0,02
961
6,1
<0,2
20,2
0,3
0,1
<0.1
18
5
152
20
0,013
16
940
11
0,15
Heås L3
183
7,71
50,4
33,7
101
9,69
7,76
1,15
332
0,0506
1,54
1,28
3,6
<0,02
1160
6,78
<0,2
42,4
0,3
<0,1
<0,1
16,6
<2
19
21
0,18
67
990
4
0,09
Heås L1
173
1,01
50,2
32,5
99,4
10,5
7,81
1,11
288
0,0659
1,19
<0,5
3,52
<0,02
1040
6,83
<0,2
21,1
0,2
<0,1
<0,1
15,4
2
17
20
<0,10
97
950
7,7
0,12
1,08
5,19
<0,02
797
7,12
<0,2
14,1
0,2
<0.1
<0.1
17,7
6
129
18
<0.010
12
860
2,5
0,56
1,03
5,15
<0,02
621
6,56
<0,2
10,8
0,3
<0.1
<0.1
17,6
9
177
18
0,01
12
860
1,9
0,68
0,949
5,25
<0,02
663
6,83
<0,2
7,62
0,2
<0.1
<0.1
17,7
11
168
15
<0.010
9,3
850
1,2
0,69
0,949
5,24
<0,02
624
6,45
<0,2
10,7
0,2
<0.1
<0.1
17,3
7
142
15
<0.010
8,2
870
1,7
0,53
Provresultat 2008-10-08
ELEMENT
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
tot ext alifater
opolära alifater
tot ext aromater
CODMn
BOD7
ammoniumkväve
N-tot
P-tot
klorid
alkalinitet
turbiditet
nitritkväve
SAMPLE
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg HCO3/l
FNU
mg/l
31
Heås L4
178
0,659
50,8
33,3
101
11,1
8,02
<1
279
<0,05
1,1
1,03
3,96
<0,02
863
6,16
<0,2
21,2
0,3
<0,1
<0,1
16,2
<2
13
18
0,24
69
880
79
0,43
Heås L5
172
0,459
50,9
32,8
99,8
10,9
7,62
<1
282
<0,05
0,94
1,02
3,74
<0,02
842
6,8
<0,2
18,6
0,3
<0,1
<0,1
16,8
<2
13
18
<0,10
76
870
3,6
0,42
Heås L6
170
0,228
49,4
32,4
99,3
11,6
11,3
<1
247
<0,05
1,12
0,66
4,26
<0,02
753
6,77
<0,2
15,1
0,3
<0,1
<0,1
16,2
5
11
15
<0,10
78
860
2,7
0,51
Heås L2
164
0,221
48,3
32,4
98,1
11,8
35,4
<1
226
<0,05
1,01
1,03
4,66
<0,02
624
5,87
<0,2
13,4
0,2
<0,1
<0,1
16,2
<2
8,5
16
<0,10
79
830
2
0,41
Bilaga 3. Egna mätvärden.
Temperatur
2008-06-18
2008-07-09
2008-07-29
2008-09-03
2008-09-24
2008-10-08
I
17
15,7
18,6
15,3
13,8
14,1
Konduktivitet (µS/cm)
2008-06-18
2008-07-09
2008-07-29
2008-09-03
2008-09-24
2008-10-08
pH
2008-06-18
2008-07-09
2008-07-29
2008-09-03
2008-09-24
2008-10-08
II
17,3
18,1
22,8
16,1
12,7
12,3
III
16,2
19,3
25,5
16,3
11,8
11,2
I
1853
1539
1550
1365
1740
1660
I
7,97
6,95
6,83
7,37
7,5
7,48
II
1867
1410
1539
1314
1730
1620
II
8,22
7,3
7,25
7,56
7,62
7,62
IV
15,4
18,6
23,7
16,1
11,8
11
III
1615
1315
1310
1334
1680
1570
III
8,7
7,67
7,68
8,16
8,8
8,14
IV
8,59
7,63
7,53
8,04
8
8,1
Variation temperatur
26
24
Temperatur (C)
22
08-06-18
20
08-07-09
08-07-29
18
08-09-03
08-09-24
16
08-10-08
14
12
10
I
II
III
IV
V
VI
Provtagningsplatser
Figur 26 Variation temperatur
32
V
16
18,1
22,6
16,1
11,9
11
IV
1596
1302
1280
1317
1650
1570
V
8,49
7,47
7,24
7,87
7,8
7,94
VI
17,2
17
21,4
15,7
11,9
10,6
V
1593
1320
1351
1319
1630
1530
VI
8,43
7,45
7,44
7,93
7,9
7,89
Variation konduktivitet
2000
1900
1800
08-06-18
uS/cm
1700
08-07-09
08-07-29
1600
08-09-03
08-09-24
1500
08-10-08
1400
1300
1200
I
II
III
IV
V
VI
Provtagningsplatser
Figur 27 Variation konduktivitet
pH variation
8,5
08-06-18
08-07-09
pH
08-07-29
08-09-03
7,5
08-09-24
08-10-08
6,5
I
II
III
IV
V
VI
Provtagningsplatser
Figur 28 pH variation
33
