rapport u2010:02

RAPPORT U2010:02
Filterteknik för fastläggning av metaller i dagvatten
från sorteringsanläggningar för avfall
– Laborativ förstudie
ISSN 1103-4092
Förord
Dagvatten från sorteringsanläggningar kan ha varierande komposition men innehåller ofta tungmetaller
och organiskt material.
I dagsläget finns ingen praxis eller vägledning för vilka krav som skall ställas på utsläpp av dagvatten
från sorteringsanläggningar. Denna förstudie är tänkt utgöra ett underlag inför ett pilot- eller fullskaligt
experiment för att utvärdera lokal behandling av dagvatten med sorptionsfilterteknik.
Studien har genomförts av Christel Carlsson, Kristian Hemström och Cecilia Toomväli från Statens
geotekniska institut på uppdrag av Renova AB.
Malmö mars 2010
Håkan Rylander
Ordförande Avfall Sveriges
Utvecklingssatsning
Weine Wiqvist
VD Avfall Sverige
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
1
Bakgrund och syfte
2
Fastläggningsprocesser och filtermaterial
2.1 Masugnsslagg
2.2 Nollvärt järn
3
Genomförande
3.1 Insamling av dagvatten
3.1.1 Högsbo sorteringsanläggning
3.1.2 Skräppekärr sorteringsanläggning
3.2 Haltbestämningar
3.3 Bestämning av vattenkvot i filtermaterialen
3.4 Fastläggningstest i kolonn enligt modifierad SIS-CEN/TS 14405:2004
3.4.1 Metodbeskrivning - masugnsslagg
3.4.2 Metodbeskrivning - nollvärt järn
4
Resultat
4.1 Haltbestämning i obehandlat vatten
4.2 Fastläggningskapacitet
4.2.1 Fastläggning i masugnsslagg
4.2.2 Fastläggning i sand och nollvärt järn
5
Sammanfattning
6
Slutsats och fortsatt FOU
7
Referenser
APPENDIX A. Haltbestämningar av obehandlat och behandlat dagvatten.
Rådata till diverse figurer och beräkningar.
1
2
2
3
4
4
4
4
5
5
6
6
7
8
8
8
9
15
24
25
26
1 BAKGRUND OCH SYFTE
Dagvatten som rinner av från sorteringsanläggningarnas hårdgjorda ytor drar med sig föroreningar som
härrör ifrån det avfall och återvinningsmaterial som hanteras där. Dagvatten från en sorteringsanläggning
kan därför ha varierande komposition, men innehåller ofta tungmetaller och organiskt material. De
flesta sorteringsanläggningar är idag lokaliserade på deponier och det dagvatten som uppstår från
sorteringsverksamheten hanteras tillsammans med lakvattnet från deponin. När äldre deponier avslutas
och nya sorteringsverksamheter prövas ställs allt större krav från tillståndsmyndigheter på att dagvattnet
dels ska hanteras separat dels behandlas innan det får släppas till dagvattennät eller närliggande
vattendrag.
Eftersom dagvatten från sorteringsanläggningar innehåller en komplex sammansättning av både
organiska och oorganiska föroreningar som dessutom kan förändras över tid (Junestedt et al., 2004) är det
viktigt att en reningsteknik för lokalt omhändertagande reducerar ett så brett spektrum av föroreningar
som möjligt. En teknik med potential att uppfylla detta krav är sorptionsfilterteknik med nollvärt
(metalliskt) järn eller masugnsslagg som filtermaterial som kan användas ensamt eller i kombination
med andra reningstekniker.
Utanför avfallsbranschen är sorptionsfiltertekniken internationellt sett relativt väletablerad och har
använts för att reducera halten av både organiska och oorganiska ämnen i mark och vatten (ITRC,
2005). Vid deponier har dock sorptionsfilterteknik använts i en begränsad omfattning för att behandla
lakvatten och/eller dagvatten. I de få fall filterteknik använts vid deponier för att rena vatten är det
oftast torv eller aktivt kol som använts som reaktivt filtermaterial (RVF, 2006).
Syftet med denna studie är att generera kunskap som kan bidra till utvecklingen av sorptionsfilterteknik
för lokal behandling av dagvatten från sorteringsanläggningar och lakvatten från deponier. Behovet
av nedströmsskydd i ett långtidsperspektiv vid deponier finns beskrivet i en tidigare Avfall Sverigerapport (Rihm, 2009). De specifika målsättningarna med föreliggande studie är att i laborativa skaktest
och kolonntest bestämma kapaciteten hos masugnsslagg och poröst nollvärt järn att fastlägga ett antal
metaller i dagvatten från två olika sorteringsanläggningar. Om de valda filtermaterialen uppvisar god
fastläggningskapacitet är arbetet tänkt att utgöra ett underlag för en nästföljande studie i pilotskala
eller i full skala. I denna studie ingår dagvatten från två sorteringsanläggningar som ägs av Renova
AB; Högsbo och Skräppekärr. Vid dessa anläggningar omfattas verksamheten av mottagning, sortering,
krossning och mellanlagring av avfall och återvinningsmaterial.
1
2 FASTLÄGGNINGSPROCESSER OCH FILTERMATERIAL
De processer som styr fastläggningen i ett filtermaterial kan kategoriseras i fem grupper och kan ske
enskilt eller i kombination med varandra:
•
•
•
•
•
Mekanisk filtrering: Filter för avskiljning av partiklar för att förhindra spridning av partikelbundna
föroreningar, oavsett vilka processer som föranlett att föroreningar fastnat på partiklar.
Abiotisk reducering: Tillsats av reduktionsmedel, (t.ex. nollvärt järn) för att reducera redox-känsliga
föroreningar, t.ex. krom, eller för att dehalogenera klorerade kolväten.
Biotisk reducering: Tillförsel av en elektrondonator och näringsämnen för biotisk reducering
(nedbrytning) och fastläggning av föroreningar.
Utfällning: Tillsats av t.ex. kalksten, som ett reaktivt material, för att höja pH i t.ex. surt lakvatten
och därigenom fälla ut metaller som hydroxider eller karbonater.
Sorption: Sorptionsprocesser inkluderar fysikalisk adsorption, kemisorption, absorption och
jonbyte. Effektiva adsorbenter är t.ex. järnhydroxid, zeoliter eller organiska material, t.ex. tallbark.
Önskvärda egenskaper hos ett filtermaterial är hög fastläggningskapacitet, stor specifik yta och lämplig
hydraulisk konduktivitet. Innehållet av miljöfarliga ämnen ska vara låg och det är bra om materialet kan
återanvändas eller att det går att slutförvara det uttjänta filtermaterialet på ett acceptabelt sätt. Kunskaper
om olika typer av filterbarriärer har nyligen sammanställts i en vägledning av Statens geotekniska
institut på uppdrag av Naturvårdverket (SGI, 2007). I vägledningen finns en sammanställning av
olika filtermaterial som kan vara lämpliga att använda för lakvatten från deponier. Två av dessa är
masugnsslagg och nollvärt järn som valts ut att testas i föreliggande studie. Nedan beskrivs de två
filtermaterialen.
2.1 Masugnsslagg
Masugnsslagg är en restprodukt som bildas vid framställning av råjärn. Vid råjärnsframställningen
överförs svavel från malmen till slaggen i form av sulfider. Vid processen tillsätts kalciumoxid för att
binda sulfiderna, varvid kalciumsulfid fälls ut och hamnar i slaggen. Slaggen kallas då masugnsslagg.
Då masugnsslaggen snabbkyls med vatten kallas produkten hyttsand. Masugnsslagg som kyls med luft
kallas hyttsten. I denna studie används hyttsand från Merox AB.
Flertalet studier har visat att masugnsslagg effektivt kan fastlägga metaller i lakvatten (Dimitrova,
1996; Hjelm, 2005). Hallberg (2007) har i pilotskaligt försök studerat fastläggning av lösta metaller
till granulerad hyttsand och observerade god avskiljning av Cd, Cu, Ni och Zn. Lindqvist (2005) visade
att masugnsslagg var effektivare än både järnoxidsand och olivin på att fastlägga sju tungmetaller (Cr,
Cd, Cu, Ni, Zn, Pb och Hg) ur dagvatten. Masugnsslagg kan också reducera fosfat i vatten (Poll, 2005).
Fastläggningen av vissa metaller försämras betydligt vid höga halter av löst organiskt material som kan
bilda komplex med metaller (Lindqvist, 2005).
2
2.2 Nollvärt järn
Nollvärt (metalliskt) järn, Fe(0), har visat sig vara ett utmärkt filtermaterial för fastläggning och
reduktion av en mängd olika föroreningstyper inklusive tungmetaller och organiska föreningar i jord
och vatten (ITRC, 2005; Fjordbage et al., 2007; Oh et al., 2007). Nollvärt järn är dessutom det enskilt
mest använda filtermaterialet i markfilterinstallationer för hantering av förorenad mark världen över
(Richardson and Nicklow, 2002). I labstudier har restprodukter från stålindustrin (converter slag),
syratvättat stålskrot (waste steel scrap) samt nyproducerat nollvärt järn utvärderats som filtermaterial
för konstgjort lakvatten innehållande Cr, Mn, Cu, Zn, As, Cd, Pb, TCE, PCE, samt ammonium, nitrat och
fosfat. Alla tre järnfiltermaterial uppvisade mycket goda sorptionsegenskaper för samtliga föroreningar
(Oh et al, 2007). I föreliggande studie har poröst nollvärt järn från Höganäs AB använts.
3
3 GENOMFÖRANDE
3.1 Insamling av dagvatten
3.1.1 Högsbo sorteringsanläggning
Verksamheten vid Högsbo sorteringsanläggning består av mottagning, sortering, krossning och
mellanlagring av avfall och återvinningsmaterial. Från sorteringsanläggningens verksamhetsytor
avleds dagvattnet och samlas i ett dagvattenmagasin. Dagvattnet recirkuleras i viss mån för att bevattna
asfaltsytorna. Efter magasinet passerar dagvattnet först en slamavskiljare innan det samlas upp i ett
fördröjningsmagasin. Därefter passerar det genom en oljeavskiljare och avleds till det kommunala
dagvattennätet (Miljörapport Högsbo, 2007).
Provtagningen utfördes av driftspersonal på anläggningen en gång per vecka under en 5 veckors-period
sommaren 2008. Vatten efter oljeavskiljaren samlades i 5 stycken 25-liters dunkar och förvarades i
kyla tills de fraktades till SGIs miljölab efter sista provtagningstillfället. En beskrivning av vattnet vid
ankomst till miljölab finns i tabell 1. Vattendunkarna förvarades sedan i kylrum vid 8°C tills vattnet
användes i studien. Samlingsvatten skapades genom att blanda lika volymer av de fem olika insamlade
vattnen. Separata samlingsvatten skapades inför varje nytt experiment, dvs inför kolonntest med
masugnsslagg 2008-10-24 (Högsbo A) och inför kolonntest med sand + nollvärt järn 2009-01-26
(Högsbo B). Samlingsvattnen användes direkt efter beredning.
Tabell 1. Beskrivning av dagvatten från Högsbo vid ankomst till miljölab
Insamlingsdatum
17 juli 2008
23 juli 2008
30 juli 2008
6 augusti 2008
13 augusti 2008
Beskrivning
Brungrönt, klart, luktar svavelväte
Brungrönt ,mer partiklar som rörs upp , skummar lite,
Brungrönt , partiklar, skummar lite
Klart, ljust brun, lite partiklar, skummar lite
Brunfärgat, partiklar, skummar lite
3.1.2 Skräppekärr sorteringsanläggning
Området för Skräppekärrs sorteringsanläggning utgörs av en asfalterad yta, varifrån dagvatten samlas
upp via diken och leds genom ett sandfång till en oljeavskiljare. Efter oljeavskiljaren pumpas vattnet ut till
Göta älv (Skräppekärr miljörapport, 2007). Provtagningen utfördes av driftspersonal på anläggningen
en gång per vecka under en 5 veckors-period sommaren 2008. Vatten från toppen av oljeavskiljaren
samlades i 5 stycken 25-liters dunkar och förvarades i kyla tills de fraktades till SGIs miljölab efter sista
provtagningstillfället. En beskrivning av vattnet vid ankomst till miljölab finns i tabell 2. Vattendunkarna
förvarades sedan i kylrum vid 8°C tills vattnet användes i studien. Samlingsvatten skapades genom
att blanda lika volymer av de fem olika insamlade vattnen. Separata samlingsvatten skapades inför
varje nytt experiment, dvs inför kolonntest med masugnsslagg 2008-10-24 (Skräppekärr A) och inför
kolonntest med sand + nollvärt järn 2009-01-26 (Skräppekärr B). Samlingsvattnen användes direkt
efter beredning.
4
Tabell 2. Beskrivning av dagvatten från Skräppekärr vid ankomst till miljölab
Insamlingsdatum
15 juli 2008
22 juli 2008
30 juli 2008
5 augusti 2008
13 augusti 2008
Beskrivning
Klart, svarta partiklar på botten
Mer partiklar som rörs upp , skummar lite
Klart, lite partiklar
Brunfärgat, partiklar, skummar lite
Brunfärgat, partiklar, skummar lite
3.2 Haltbestämningar
Analyser av totala halter och lösliga halter metaller, analys av suspenderat material, totalt organisk kol
(TOC) och löst organiskt kol (DOC), utfördes av ALS Scandinavia AB som är ett ackrediterat laboratorium
(SWEDAC).
Halterna av lösta metaller i vatten analyserades efter filtrering genom 0,45µm filter. Löst halt Ca, Fe, K,
Mg, Na och S analyserades med ICP-AES (enligt EPA 200.7), löst halt Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni,
Pb, V och Zn med ICP-SFMS (enligt EPA 200.8) samt löst halt Hg och Se med AFS (enligt SS-EN ISO
17852:2008).
Totalhalten av olika metaller i vatten analyserades enligt ovan efter uppslutning i värme med HNO3.
Totalt organiskt kol (TOC) och löst organiskt kol (DOC) analyserades enligt CSN EN 1484. Halten
suspenderat material bestämdes enligt SS EN 872:2005.
3.3 Bestämning av vattenkvot i filtermaterialen
Vattenkvoten, Wn för varje enskilt filtermaterial bestämdes i enlighet med SS-ISO 11 465 genom
invägning av filtermaterialen före och efter torkning vid 105±5˚C i 16-24 timmar. Beroende på
materialets beskaffenhet vägdes 15-30 g in av respektive filtermaterial. Då materialet var relativt
finkornigt skedde ingen krossning eller malning. Materialet delades ner i lämpliga fraktioner med
spaltdelare. Vattenkvoten, W, beräknades enligt:
W =
n
Mvåt - Mtorr
Mtorr
(1)
där Mvåt respektive Mtorr är vikten av materialet före respektive efter torkning.
5
3.4 Fastläggningstest i kolonn enligt modifierad SIS-CEN/TS 14405:2004
Syftet med kolonntestet var att undersöka fastläggningen av metaller i de båda filtermaterialen. En
fullskalig teknisk lösning för behandling av dagvatten med masugnsslagg eller nollvärt järn kommer
sannolikt att vara ett genomflödessystem och det är därför relevant att utvärdera filtermaterialen i ett
kolonntest. I ett kolonntest kan filtrets mättnadsnivå bestämmas och eventuella igensättningsproblem
kan studeras.
Fastläggningskapaciteten, Fp (mg/kg), av respektive analyserat element till filtermaterialen i kolonntestet
beräknades enligt
(C – Cut samlingsprov ) × Vut Fp = in
Ms
(2)
där Fp är fastlagd mängd i perkolationstest (mg/kg), Vut är den totala volymen av eluat (l), Cin är
föroreningskoncentrationen i det obehandlade vattnet (mg/l), Cut,samlingsprov är föroreningskoncentrationen
i ett viktat samlingsprov av det behandlade vattnet (mg/l), Vut är totala volymen eluat (l), Ms är invägd
mängd torrt material i kolonnen (kg).
A
B
Figur 1. Experimentell uppställning av kolonnförsök.
3.4.1 Metodbeskrivning - masugnsslagg
Två parallella kolonner med en innerdiameter på 2,5 cm packades med masugnsslagg till cirka 6 cm
höjd. Totala torrvikten av filtermaterialet var då 39 g. Obehandlat dagvatten Högsbo A respektive
Skräppekärr A pumpades sedan underifrån igenom var sin kolonn med en flödeshastighet på ca 15 ml/h
under 45 dagar för kolonnen med Högsbo A och 52 dagar för kolonnen med Skräppekärr A (figur 1).
Det behandlade vattnet samlades i 500 ml fraktioner med hjälp av en fraktionssamlare (Akademiska
verkstaden, Lund) och förvarades i kylrum vid 8°C innan analys. Invägningsdata för kolonntestet
redovisas i tabell 4.
6
Fem av de samlade fraktionerna från respektive kolonn analyserades map löst halt metall. Ett viktat
samlingsprov av det behandlade vattnet skapades genom att blanda proportionella delvolymer från
varje fraktion. Detta samlingsprov samt obehandlat vatten vid start och slut analyserades map totalhalt
metall, löst halt metall, DOC, TOC och suspenderat material.
Tabell 4. Invägningsdata kolonntest
Masugnsslagg
Nollvärt järn
Högsbo A Skräppekärr A Högsbo B Skräppekärr B
Invägd mängd torrt filtermaterial (g)
39,2
39,2
75,6
75,6
Vattenkvot, Wn (%)
2,01
2,01
0,01
0,01
Total volym vatten genom kolonnen (ml)
16567
20539
20353
18528
L/S (ml/g)
423
525
269
245
3.4.2 Metodbeskrivning - nollvärt järn
Under studiens gång framkom det att en stor andel av de aktuella metallerna var partikelbundna i de
båda dagvattnen. För att undvika igensättning av filtermaterialen i kolonnförsöket med nollvärt järn
sandfiltrerades därför de båda dagvattnen Högsbo B och Skräppekärr B innan de användes i kolonntestet.
3.4.2.1 Sandfiltrering
Vid sandfiltreringen användes en kolonn med en innerdiameter på 10 cm packad med Rådasand®
(kornstorlek 1,2-2 mm) till cirka 10 cm höjd. Sanden sköljdes tre gånger med Milli-Q vatten för att få
bort eventuella partiklar. Ungefär 40 liter dagvatten pumpades nedifrån och upp igenom sandkolonnen
med ett flöde på cirka 100 ml/min och användes därefter till kolonnförsöket med nollvärt järn.
I samband med sandfiltreringen analyserades det obehandlade och det sandfiltrerade dagvattnet med
avseende på löst halt och totalt halt metaller, DOC, TOC, samt suspenderat material enligt beskrivning
i 4.2 ovan. Andelen partikelbundet ämne Rp beräknades som differensen mellan total halt och löst halt
dividerat med total halt.
R =
p
Ctot - Clöst
Ctot (3)
3.4.2.2Behandling med nollvärt järn
Två parallella kolonner med en innerdiameter på 2,5 cm packades med nollvärt järn till 6 cm höjd.
Totala torrvikten av filtermaterialet var då 75 g. Sandfiltrerat dagvatten Högsbo B och Skräppekärr B
pumpades sedan underifrån igenom varsin kolonn med en flödeshastighet på ca 15 ml/h under 52 dagar.
Det behandlade vattnet samlades i 500 ml fraktioner med hjälp av en fraktionssamlare (Akademiska
verkstaden, Lund) och förvarades i kylrum vid 4 °C innan analys. Invägningsdata för kolonntestet
redovisas i tabell 4. Fem av de samlade fraktionerna analyserades med avseende på löst halt metall. Ett
viktat samlingsprov av det behandlade vattnet skapades genom att blanda proportionella delvolymer
från varje fraktion. Samlingsprovet analyserades med avseende på totalhalt metall, löst halt metall,
DOC, TOC och suspenderat material. Även det sandfiltrerade vattnet vid start och slut av kolonnförsöket
analyserades på motsvarande sätt.
7
4 RESULTAT
Många sorteringsanläggningar och deponier har utsläppsvillkor till recipienten som fastställts av
tillståndsmyndighet eller domstol. Spårämnen som typiskt är omgärdade av utsläppsvillkor är arsenik,
bly, kadmium, koppar, krom, nickel, zink och kvicksilver. Dessa ägnas därför särskild uppmärksamhet
i resultatdelen.
4.1 Haltbestämning i obehandlat vatten
Haltbestämningar av element i obehandlat dagvatten från Högsbo och Skräppekärr visar att Högsbo A
och B var mer koncentrerade (2-1000 ggr) med avseende på flertalet lösta makroämnen (Ca, Fe, K, Na,
Mn, Si, Mg och Al) och spårämnen (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb och Zn) jämfört med Skräppekärr A och B (se
Appendix A, obehandlat vatten i tabell A1, A2, A3 och A4).
4.2 Fastläggningskapacitet
I tabell 8 redovisas beräknad fastläggningskapacitet, Fp, för lösta element till de olika filtermaterialen i
kolonnförsöken vid angivna L/S-förhållanden. Beräkningarna gjordes enligt ekvation 2 och baserades
på lösta halter i obehandlat vatten vid dag 1 (Cin)dag 1 och i viktat samlingsprov av behandlat vatten (Cut)
. Bakgrundsdata till beräkningarna återfinns i tabell A1, A2, A3 och A4).
samlingsprov
För flera av de undersökta elementen låg de lösta halterna i det obehandlade dagvattnet under eller
på detektionsgränsen och fastläggningskapaciteten, Fp, hos filtermaterialen map dessa element kunde
inte bestämmas. I vissa fall låg de lösta halterna i samlingsprovet av det behandlade vattnet under
detektionsnivån och detektionsgränsvärdet användes då för att uppskatta fastläggningskapaciteten hos
filtermaterialet.
8
Tabell 8. Fastläggningskapacitet, Fp , (mg/kg) hos masugnsslagg och nollvärt järn map lösta element
i dagvatten från Högsbo och Skräppekärr framtaget i kolonntest. Spårämnen som typiskt omgärdas
av utsläppsvillkor har färgkodats. Grön = fastläggning, Röd = utlakning
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
Högsbo A
Masugnsslagg
(L/S=423 l/kg)
2535,12
-51,67
-971,80
-963,35
-2957,64
-15210,71
31,31
0,10
-0,42
-**
0,72
1,01
-**
-*
52,39
5,03
-*
-**
Högsbo B
Nollvärt järn
(L/S=269 l/kg)
11308,72
64,94
-619,29
-271,95
-269,26
269,26
4,21
0,69*
12,22
-*
3,11
0,51
-*
-*
191,17
18,98
0,01*
29,31
Skräppekärr A
Masugnsslagg
(L/S=525 l/kg)
-3200,20
82,26
-514,13
-524,62
-2203,42
-2098,49
-6,30
0,28*
2,47
0,04*
0,36
0,56
-0,24
-*
45,00
0,50
1,67*
102,83*
Skräppekärr B
Nollvärt järn
(L/S=245 l/kg)
-514,73
14,83
-200,99
-151,97
-245,11
-514,73
5,28
-*
1,08
-0,02
0,12*
0,14*
3,11*
-*
15,25
0,43*
0,12
3,39
-* < värden både på testlösningen och behandlat vatten. Fp kan ej bestämmas.
* Räknat på < värde för behandlat vatten.
-** < värde för obehandlat vatten. Fp kan ej bestämmas.
4.2.1 Fastläggning i masugnsslagg
Fastläggning i masugnsslagg i kolonner utfördes med de båda dagvattnen Högsbo A och Skräppekärr
A utan någon förfiltrering i sand. I figur 2 redovisas andelen av totalhalten av de olika analyserade
elementen som förelåg partikelbundna i de obehandlade dagvattnen. I figur 3 redovisas för ett urval
av metaller andelen av totalhalten av de olika metallerna i Högsbo A som fastlades i masugnsslagg vid
kolonntestet, samt hur denna fördelades mellan fastläggning av löst metall respektive partikelbunden
metall. I figur 4 plottas lösta halter av ett urval metaller i Högsbo A dagvatten över tid, dvs mot volymen
lakvatten som passerat filtermaterialet i kolonnen. I figur 5 redovisas för Skräppekärr A andelen av
totalhalten av de olika metallerna i löst och partikelbunden form som fastlades i masugnsslagg. Figur 6
visar lösta metaller i Skräppekärr A över tid. Ursprungsdata återfinns i tabell A1 och tabell A2.
9
Figur 2. Andelen av totalhalten av de olika analyserade elementen som föreligger partikelbundet i
obehandlat dagvatten från Högsbo och Skräppekärr sorteringsanläggning. Högsbo A och Skräppekärr
A har använts i kolonnförsöken med masugnsslagg, Högsbo B och Skräppekärr B har använts i
kolonnförsöket med nollvärt järn.
4.2.1.1 Högsbo A dagvatten
Den totala fastläggningen i masugnsslagg av respektive metall som ingick i urvalet (As, Cd, Cr, Cu, Hg,
Ni, Pb och Zn) i Högsbo A dagvatten var närmre 100 % (figur 3). Samtliga metaller var till nästan 100 %
partikelbundna i obehandlat Högsbo A dagvatten (figur 2). Procentuellt sett var det följaktligen nästan
bara partikelbunden metall som fastlades i masugnsslaggen (figur 3).
Väldigt lite av de lösta metallerna i Högsbos dagvatten fastlades i masugnsslaggen över tid (figur
4). De lösta halterna av Cr, Ni och As visade på en något lägre halt i det behandlade vattnet jämfört
med det obehandlade vattnet under försökets gång, men de lösta halterna av Cd, Cu, Hg och Pb var
ungefär desamma i det obehandlade dagvattnet som i det behandlade (figur 4). Halten löst Zn i det
behandlade vattnet var initialt mycket högre än i det obehandlade vid kolonntestet med masugnsslagg
vilket indikerar att masugnsslaggen lakade Zn eller att partikulärt Zn i vattnet löstes upp. Vid försökets
fortskridande sjönk dock den lösta halten Zn i det behandlade vattnet och var slutligen lägre än i det
obehandlade vattnet.
10
Figur 3. Procentuell fastläggning av metaller i Högsbo A dagvatten till masugnsslagg i kolonntest.
Staplarna visar för respektive metall hur stor andel av den totala halten som fastläggs i
filtermaterialet och hur stora bidragen till den totala fastläggningen som kommer från löst metall
respektive partikelbunden metall. Partikelbunden fastläggning är beräknad som skillnaden i halten
partikelbunden metall i obehandlat vatten (dag 1) och i viktat samlingsprov av vatten som behandlats
med masugnsslagg i kolonn, dividerat med totalhalten metall i det obehandlade vattnet (dag 1). Löst
metalls fastläggning har beräknats på motsvarande sätt. Negativ fastläggning innebär att elementet
lakats ur filtermaterialet. * Anger netto-fastläggningen, dvs fastläggning minus lakning.
11
Figur 4. Lösta halter av metaller i Högsbo A dagvatten över tid (dvs volym) före ( ) och efter ( )
behandling med masugnsslagg i kolonntest. Detektionsgränsen för de olika elementen anges med (×)
i diagrammen. Flödet genom kolonnen var ungefär 15 ml/min. Försöket avlutades efter 16,6 l vilket
motsvarade ett L/S = 423 kg/l. Observera att Y-axeln har olika skalor i de olika diagrammen.
12
4.2.1.2Skräppekärr A dagvatten
Behandlingen av dagvatten Skräppekärr A med masugnsslagg sänkte totalhalterna hos alla metaller
som ingick i urvalet, och den procentuella fastläggningen varierade mellan 37 % för As och 98 % för
Zn (figur 5). Andelen partikelbunden metall i Skräppekärr A var betydligt lägre än i Högsbos dagvatten
och varierade mellan 3 % för As och 50 % för Cu (figur 2). Med undantag av Cu och Cd i Skräppekärr
A dagvatten var det för samtliga metaller främst löst metall som fastlades i masugnsslaggen (figur 5).
Exempelvis bidrog partikelbunden Cr med endast 2 % till den totala fastläggningen som var 55 %,
och partikelbunden Zn bidrog med 17 % till den totala andelen fastlagd Zn på 98 % (figur 5). För Cu
var fördelningen annorlunda och endast partikelbunden Cu i Skräppekärr A dagvatten fastlades i
masugnsslagg (44 %, figur 5). Den lösta halten Cu var till och med högre i vattnet som behandlats med
masugnsslagg än i det obehandlade Skräppekärr A och netto-fastläggningen var 41 %.
Figur 6 visar att med undantag av Hg så fastläggs samtliga lösta metaller väl över tid.
Figur 5. Procentuell fastläggning av metaller i Skräppekärr A dagvatten till masugnsslagg i kolonntest.
Staplarna visar för respektive metall hur stor andel av den totala halten som fastläggs i filtermaterialet
och hur stora bidragen till den totala fastläggningen som kommer från löst metall respektive
partikelbunden metall. Negativ fastläggning innebär att elementet lakats ur filtermaterialet. * Anger
netto-fastläggningen, dvs fastläggning minus lakning.
** i.d. = icke detekterbar, dvs halt under detektionsgränsen
13
Figur 6. Lösta halter av metaller i Skräppekärr A dagvatten över tid (volym) före ( ) och efter ( )
behandling med masugnsslagg i kolonntest. Detektionsgränsen för de olika elementen anges med
(×) i diagrammen. Flödet genom kolonnen var ungefär 15 ml/min. Försöket avlutades efter 20,5 l.
Observera att Y-axeln har olika skalor i de olika diagrammen.
14
4.2.2 Fastläggning i sand och nollvärt järn
4.2.2.1 Högsbo B dagvatten
Ett sammanfattande diagram över den totala procentuella fastläggningen i sand och nollvärt järn
fördelat mellan löst respektive partikelbunden metalls fastläggning ges i figur 7 och diskuteras initialt.
Därefter följer en mer detaljerad resultatbeskrivning av sandfiltreringen (5.2.2.1.1) och av behandlingen
med nollvärt järn (5.2.2.1.2) separat.
Figur 7 visar att den totala fastläggningen då Högsbo B först sandfiltrerades och därefter behandlades
med nollvärt järn varierade mellan 83 % (Hg) och 99 % (Zn). Med undantag av Ni var det främst
partikelbunden metall som avskiljdes vid den kombinerade behandlingen med sand och nollvärt
järn. För både Cd (total fastläggning 93 %) och Hg (total fastläggning 83 %) var det uteslutande
partikelbunden metall som fastlades. För både Cu och Pb var den totala procentuella fastläggningen 98 %
och bidraget från fastläggning av partikelbunden metall var 95 %. Både löst och partikelbunden Zn, Cr
och Ni fastlades både i sanden och i nollvärt järn. För Zn var den procentuella totala fastläggningen i
sand + nollvärt järn 99 % och bidraget från partikelbunden Zn till den totala fastläggningen var 70 %. Cr
fastlades till 92 % varav 48 % partikelbundet. Största bidraget till den totala fastläggningen av Ni bestod
av löst metall. Totalt fastlades 90 % Ni varav endast 16 % var partikelbunden. Den totala procentuella
fastläggningen av As var 84 % med största bidraget från partikelbunden As till sand. Löst halt As var
högre efter sandfiltreringen jämfört med före denna. På samma sätt var halten partikelbunden As i det
behandlade vattnet efter behandling med nollvärt järn högre än halten i det obehandlade vattnet. Detta
genererade negativa bidrag till den totala fastläggningen.
15
Figur 7. Procentuell fastläggning av ett urval metaller i Högsbo B dagvatten till sand respektive
nollvärt järn i kolonntest. Staplarna anger total fastläggning fördelat mellan de två filtermaterialen
(sand och nollvärt järn) och hur stor andel av den totala fastläggningen som utgörs av partikelbunden
respektive löst metalls fastläggning. Löst metalls fastläggning i sand är beräknad som skillnaden i
halten löst metall i obehandlat vatten och sandfiltrerat vatten, dividerat med totalhalten metall i det
obehandlade vattnet. Partikelbunden metalls fastläggning är beräknad på motsvarande sätt där
partikelbunden halt är skillnaden mellan totalhalt och löst halt metall. Löst metalls fastläggning i
nollvärt järn är beräknad som skillnaden i halten löst metall i sandfiltrerat vatten (dag 1) och i viktat
samlingsprov av vatten som behandlats med nollvärt järn i kolonn, dividerat med totalhalten metall
i det obehandlade vattnet (dag 1). Partikelbunden metalls fastläggning är beräknad på motsvarande
sätt. Ursprungsdata för beräkningarna återfinns i tabell A3.
* Siffran anger netto-fastläggning i procent. Negativ fastläggning innebär att elementet lakats ur
filtermaterialet.
4.2.2.1.1 Sandfiltrering
Flera av de analyserade elementen i dagvatten Högsbo B förelåg till största del partikelbundet (figur
2). Ungefär 95 % av mängden Pb, Cu och Cd som fanns i obehandlat Högsbo B förelåg partikelbundet.
Endast genom sandfiltreringen avskiljdes ungefär 84 % av den totala halten Pb, 86 % av totalhalten Cu,
samt 89 % av all Cd (figur 8). Totalhalten Pb i det obehandlade lakvattnet minskade då från cirka 30 till
5 µg/l vid sandfiltreringen (tabell A3). På motsvarande sätt minskade totalhalten Cu från 57 till 8 µg/l
och totalhalten Cd från 0,8 till 0,09 µg/l.
Även andra element förelåg till större del partikelbundet i det obehandlade lakvattnet. För Zn respektive
Hg var andelen partikelbundet av den totala mängden 72 % respektive 83 % (figur 2). Andelen av totala
halterna Zn och Hg som avskiljdes i sandfiltret var 60 % respektive 81 % (figur 8). Detta motsvarade en
reducering av totalhalten över sandfiltret för Zn från 1870 till 760 µg/l och för Hg från 0,12 till 0,02 µg/l
(tabell A3).
16
Figur 8. Andelen av totalhalten av elementen som avskiljdes vid sandfiltrering av Högsbo B och
Skräppekärr B dagvatten. Andelen som avskiljts i sandfiltret är beräknat som skillnaden mellan totala
halter före och efter sandfiltrering dividerat med totala halten före filtreringen. Ursprungsdata för
beräkningar återfinns i tabell A3 och A4. Negativt värde innebär att halten av elementet varit högre
efter sandfiltreringen än före denna.
Även krom förelåg delvis partikelbundet (49 %) och avskiljdes i motsvarande något lägre grad vid
sandfiltreringen (57 %, figur 2 och 8). Totalhalten Cr i det obehandlade lakvattnet minskade då från cirka
11 till 5 µg/l vid sandfiltreringen (tabell A3). Totalhalten krom låg under tillåten utsläppshalt (<25 µg/l).
Nickel förelåg till mindre andel partikelbundet i det obehandlade lakvattnet (17 %, figur 2) och endast
28 % avskiljdes i sandfiltret (figur 8). Totalhalten Ni i det obehandlade dagvattnet minskade från cirka
130 till 93 µg/l vid sandfiltreringen (tabell A3)..
TOC och DOC i dagvattnet ökade något vid sandfiltreringen (tabell A3). Enligt producentens specifikation
innehåller Rådasand <1 g humus/l. Det kan inte uteslutas att den observerade ökningen i organisk halt
härrör från sanden.
4.2.2.1.2 Behandling med nollvärt järn
Vid behandling av sandfiltrerat Högsbo B vatten med nollvärt järn kunde ytterligare mängder metall
fastläggas (figur 9). Av totala mängden av respektive metall i det sandfiltrerade vattnet Högsbo B
fastlades 81 % Cr, 87 % Cu, 86 % Ni, 87 % Pb samt 96 % Zn i nollvärt järn. Totalhalten Ni minskade
då från 93 µg/l till 13 µg/l (i samlingsprov) och totalhalten Zn minskade från 760 µg/l till 28 µg/l (i
samlingsprov, tabell A3). Totalhalterna i sandfiltrerat Högsbo B av Cr (5 µg/l), Cu (8 µg/l) och Pb (5
µg/l) minskade ytterligare ned till under detektionsgränsen som var <0,9 µg/l för Cr, <1 µg/l för Cu,
<0,6 µg/l för Pb (tabell A3).
17
Figur 9. Andelen av totalhalten av elementen som fastlades vid behandling av Högsbo B och
Skräppekärr B med nollvärt järn. Procentuell fastläggning är beräknat som skillnaden mellan totala
halter i sandfiltrerat vatten före och efter behandling med nollvärt järn dividerat med totala halten
i sandfiltrerat vatten före behandling med nollvärt järn. Ursprungsdata för beräkningar återfinns i
tabell A3 och A4. Negativt värde innebär att halten av elementet varit högre efter sandfiltreringen än
före denna.
* staplarna anger minsta-värden (eller ≤ ). Halterna i vattnet ut ur kolonnerna låg under
detektionsnivån.
** halterna i både invatten och utvatten låg under detektionsnivå och fastläggningen kunde inte
bestämmas.
18
Figur 10. Lösta halter av metaller i Högsbo B dagvatten över tid (volym) efter sandfiltering och före
( ) respektive efter ( ) behandling med nollvärt järn i kolonntest. Detektionsgränsen för de olika
elementen anges med (×) i diagrammen. Flödet genom kolonnen var ungefär 15 ml/min. Försöket
avlutades efter 20,4 l. Observera att Y-axeln har olika skalor i de olika diagrammen.
19
Fastläggningen i nollvärt järn av lösta metaller i sandfiltrerat Högsbo B dagvatten varierade i omfattning
(figur 10). Både As, Cr, Ni och Zn fastlades väl i nollvärt järn över tid. Halten löst Zn i det sandfiltrerade
vattnet minskade vid behandlingen från ungefär 120 µg/l till 6 µg/l och löst Ni minskade från 83 µg/l till
12 µg/l. Halten löst As minskade från 4 µg/l till under detektionsgränsen på 1 µg/l (i samlingsprovet) och
Cr minskade från 3 µg/l till 0,8 µg/l. De lösta halterna av Cd, Cu, Hg i sandfiltrerat Högsbo B låg under
detektionsgränsen både före och efter behandling med nollvärt järn. Pb minskade från drygt 0,2 µg/l till
under detektionsgränsen på 0,2 µg/l vid behandlingen.
4.2.2.2 Skräppekärr B dagvatten
Ett sammanfattande diagram över den totala procentuella fastläggningen av ett urval av metaller i sand
och nollvärt järn fördelat mellan löst respektive partikelbunden metalls fastläggning ges i figur 11 och
diskuteras initialt. Därefter följer en mer detaljerad resultatbeskrivning av sandfiltreringen (5.2.2.2.1)
och av behandlingen med nollvärt järn (5.2.2.2.2) separat.
Figur 11. Procentuell fastläggning av ett urval metaller i Skräppekärr B dagvatten till sand respektive
nollvärt järn i kolonntest. Staplarna anger total fastläggning fördelat mellan de två filtermaterialen
(sand och nollvärt järn) och hur stor andel av den totala fastläggningen som utgörs av partikelbunden
respektive löst metalls fastläggning. Löst metalls fastläggning i sand är beräknad som skillnaden i
halten löst metall i obehandlat vatten och sandfiltrerat vatten, dividerat med totalhalten metall i det
obehandlade vattnet. Partikelbunden metalls fastläggning är beräknad på motsvarande sätt där
partikelbunden halt är skillnaden mellan totalhalt och löst halt metall. Löst metalls fastläggning i
nollvärt järn är beräknad som skillnaden i halten löst metall i sandfiltrerat vatten (dag 1) och i viktat
samlingsprov av vatten som behandlats med nollvärt järn i kolonn, dividerat med totalhalten metall
i det obehandlade vattnet (dag 1). Partikelbunden metalls fastläggning är beräknad på motsvarande
sätt. Ursprungsdata för beräkningarna återfinns i tabell A4.
* Siffran anger netto-fastläggning i procent. Negativ fastläggning innebär att elementet lakats ur
filtermaterialet.
20
Figur 11 visar att den totala fastläggningen då Skräppekärr B först sandfiltrerades och därefter behandlades
med nollvärt järn varierade mellan 45 % (As) och 99 % (Zn). För samtliga metaller fastlades den största
andelen redan vid sandfiltreringen, och med undantag av Zn och Cd var det främst partikelbunden metall
som fastlades i sanden. För både Cu, Pb och Zn var den totala procentuella fastläggningen 98-99 %,
men bidragen från löst respektive partikelbunden metall varierade. Pb fastlades nästan uteslutande
partikelbundet (91 %), Zn till mindre andel partikelbundet (18 %) och partikelbunden Cu bidrog med 58
% till den totala fastläggningen. Både löst och partikelbunden Ni fastlades både i sanden och i nollvärt
järn. Den totala fastläggningen av Ni var 81 % och partikelbunden Ni bidrog med 39 %. As, Cd och Cr hade
en netto-fastläggning på 45 %, 90 % respektive 85 %. Bidraget från partikelbunden metall var 39 %, 55
% och 60 %. Den totala fastläggningen av Hg var 73 % och skedde endast i sand med partikelbundet Hg.
4.2.2.2.1 Sandfiltrering
Sandfiltrering av samlingsvatten Skräppekärr B gav en god avskiljning med avseende på flera metaller.
Ungefär 92 % av totala halten Pb i det obehandlade dagvattnet Skräppekärr B förelåg partikelbundet
(figur 2). Genom sandfiltreringen avskiljdes ungefär 96 % av denna (figur 8). Totalhalten Pb i det
obehandlade lakvattnet minskade då från cirka 26 till 0,9 µg/l (tabell A4) vid sandfiltreringen..
Även andra element förelåg till större del partikelbundet i det obehandlade dagvattnet. För Hg, Cr och
Cu var andelen partikelbundet av den totala mängden 73 %, 67 %, respektive 58 % (figur 2). Andelen av
totala halterna Hg, Cr och Cu som avskiljdes i sandfiltret var 73 %, 85 %, respektive 72 % (figur 8). Detta
motsvarade en reducering av totalhalten över sandfiltret för Hg från 0,07 till 0,02 µg/l, för Cr från 6 till
0,9 µg/l, och för Cu från 52 till 14 µg/l (tabell A4).
Även andra element förelåg delvis som partiklar. Ni, Cd och Zn förelåg till ungefär 35 %, 27 %, och 18
% som partiklar och avskiljdes vid sandfiltreringen till cirka 46 %, 89 % respektive 94 % (figur 2 och 8).
Totalhalten Ni minskade från cirka 7 till 4 µg/l vid sandfiltreringen, medan Cd minskade från 0,5 till
0,05 µg/l och Zn från 357 till 19 µg/l (tabell A4).
4.2.2.2.2 Nollvärt järn
Vid behandling av sandfiltrerat Skräppekärr B vatten med nollvärt järn kunde vissa metaller fastläggas
ytterligare (figur 9). Av totala mängden (löst och partikelbunden) av respektive metall i det sandfiltrerade
vattnet Skräppekärr B fastlades 8 % Cd, 93 % Cu, 66 % Ni, 37 % Pb samt 80 % Zn i nollvärt järn.
Totalhalterna i sandfiltrerat Skräppekärr B av Cd (drygt 0,05 µg/l), Cu (14 µg/l), Pb (0,9 µg/l) och Zn
(20 µg/l) minskade ytterligare vid behandling med nollvärt järn ned till under detektionsgränsen som
var <0,05 µg/l för Cd, <0,9 µg/l för Cu, <0,6 µg/l för Pb och <4 µg/l för Zn (i samlingsprov, tabell A3).
Totalhalten Ni minskade från 4 µg/l till 1 µg/l vid behandlingen med nollvärt järn. För As, Cr och Hg
kunde ingen fastläggning observeras då halterna i både sandfiltrerat vatten före och efter behandling
med nollvärt järn låg under detektionsgränsen för dessa ämnen.
21
Figur 12. Lösta halter av metaller i Skräppekärr B dagvatten över tid (volym) efter sandfiltering och
före ( ) respektive efter ( ) behandling med nollvärt järn i kolonntest. Detektionsgränsen för de olika
elementen anges med (×) i diagrammen. Flödet genom kolonnen var 15 ml/min. Försöket avlutades
efter 18,5 l. Observera att Y-axeln har olika skalor i de olika diagrammen.
22
Fastläggningen i nollvärt järn av lösta metaller i sandfiltrerat Skräppekärr B dagvatten varierade i
omfattning mellan de olika metallerna (figur 12). Både löst Cu, Ni och Zn fastlades väl i nollvärt järn
över tid. Halten löst Cu i det sandfiltrerade vattnet minskade från 14 µg/l till 1 µg/l, löst Ni minskade
från 3 µg/l till 1,6 µg/l och löst Zn minskade från ungefär 20 µg/l till under detektionsgränsen 2 µg/l vid
behandlingen med nollvärt järn.
De lösta halterna i sandfiltrerat Skräppekärr B av Cd (0,08 µg/l), Cr (1 µg/l) och Pb (0,7 µg/l) minskade
från redan mycket låga nivåer till halter under detektionsgränsen som var <0,05 µg/l för Cd, <0,5 µg/l
för Cr <0,2 µg/l för Pb (figur 12). Halten löst As och löst Hg låg under detektionsgränsen både före och
efter behandling med nollvärt järn (figur 12).
23
5 SAMMANFATTNING
Studien visade att:
• Flertalet metaller i de båda undersökta dagvattnen förelåg till största del som partiklar.
• Sandfiltrering kunde effektivt avskilja flertalet metaller som förelåg partikulärt.
• En kombination av sandfiltrering och behandling med nollvärt järn var tillräckligt för att reducera
halterna av samtliga metaller som ofta omfattas av utsläppsvillkor. Den procentuella fastläggningen
av metaller i Högsbo dagvatten varierade mellan 83 % (Hg) och 99% (Zn) och i Skräppekärr
dagvatten mellan 44% (As) och 99 % (Zn).
• Behandling med masugnsslagg reducerade halterna av samtliga metaller som ofta omfattas av
utsläppsvillkor. Fastläggningen till masugnsslagg av samtliga dessa metaller i Högsbo dagvatten var
närmre 100%, och fastläggningen varierade mellan 37% (As) och 98% (Zn) i Skräppekärr dagvatten.
• Totalhaltsbestämningarna av metaller visade på en stor variation i Högsbos dagvatten vilket
sannolikt var kopplat till variationen i halten metallpartiklar i vattnet. Detta belyser vikten av att
vattenprovtagning på anläggningar utförs med noggrannhet och på samma sätt varje gång för
representativa totalhaltsbestämningar av metaller i dagvattnet.
• Fastläggningskapacitet i ett reaktivt filtermaterial bör göras map lösta metaller. Eftersom halterna
lösta metaller i obehandlat vatten från båda anläggningarna låg under detektionsgränsen för flertalet
metaller kunde inte fastläggningskapacitet
24
6 SLUTSATS OCH FORTSATT FOU
Denna förstudie är tänkt utgöra ett underlag inför ett pilot- eller fullskaligt experiment för att utvärdera
lokal behandling av dagvatten med sorptionsfilterteknik. Studien har visat att båda de undersökta
filtermaterialen (masugnsslagg och nollvärt järn) har potential att fungera som reaktivt filter för att
fastlägga metaller i de undersökta dagvattnen. Vi föreslår därför en utvidgad studie med inriktning mot
behandling av ett dagvatten med ett av de testade filtermaterialen där följande bör utredas:
•
•
Fältskaligt försök ”on-line” med partikelavskiljning och reaktivt filter i kombination. För att
kunna bestämma fastläggningen i större skala och uppskatta det reaktiva filtrets livslängd bör ett
försök utföras i större skala och tillåtas fortgå under lång tid (> 1 år). För att då undvika att vattnet
åldras och får en förändrad komposition under försökets gång bör försöket utföras i anslutning till
anläggningen.
Vidareutveckla metod för partikelavskiljning. Det finns flera olika tekniker för att mekaniskt
avskilja partiklar (t.ex. sedimentation och filtrering). Ett alternativ kan vara att vidareutveckla
partikelavskiljning i sandfilter. Om denna teknik väljs bör fastläggningen optimeras genom pHreglering eftersom jämvikten mellan lösta och partikelbundna metaller beror av pH. Det är också
viktigt att känna till sandfiltrets långtidsegenskaper och att utreda när filtret bör bytas ut eller
regenereras.
25
7 REFERENSER
1. Dimitrova, D. S. (1996). Metal sorption on blast-furnace slag. Wat. Res. Vol. 30, pp. 228-232, 1996.
2. Fjordbage, A.S., Kjeldsen, P., Peterson, P.A., Durant, N., 2007, Oprensing af forureningar på depotet
ved høfde 42 ved hjelp af nul-valent jern. Miljøprojekt Nr 1198 2007, Teknologiudveklingsprogrammet
for jord og grundvandforureningen.
3. Hallberg, M, 2007, Treatment conditions for the removal of contaminants from road runoff. PhD
thesis. KTH Stockholm.
4. Hjelm, V., 2005, Tungmetaller i lakvatten -avskiljning med mineraliska filter. Institutionen för
markvetenskap. Uppsala, Sveriges Lantbruksuniversitet: 1-64.
5. ITRC, 2005, Permeable reactive barriers: Lessons learned/New directions. The Interstate
Technology and Regulatory Council Permeable Reactive Barriers Team, Washington DC
6. Junestedt m fl 2004, Karaktärisering av utsläpp. Jämförelse av olika utsläpp till vatten. Rvs:s
Utvecklingssatsning för deponering Rapport nr 3, 2004
7. Lindquist, A. 2005, Mineraliska material som reaktiva filter för avskiljning av tungmetaller från
dagvatten. Exarbete. SLU. http://www.W-program.nu/filer/exjobb/anna_Lindquist.pdf
8. Miljörapport 2007 för Högsbo sorteringsanläggning. Renova Diarenr 0125/08
9. Miljörapport 2007 för Skräppekärr sorteringsanläggning. Renova Diarenr 0124/08
10. Naturvårdsverket, 2004, Naturvårdsverkets föreskrifter om deponering, kriterier och förfarande
för mottagning av avfall vid anläggning för deponering av avfall, 2004:10, ISSN 1403-8234.
11. Oh, B.T., Lee, J.Y., Yoon, J., 2007, Removal of contaminants in leachate from landfill by waste steel
scrap and converter slag. Environmental Geochemistry and Health 29, 331-336.
12. Poll, K., 2005, Avskiljning av ammoniumkväve och fosfatfosfor i reaktiva filtermaterial.
Institutionen för markvetenskap. Uppsala, Sveriges Lantbruksuniversitet: 1-47.
13. Richardson, J. P., Nicklow, J. W. (2002). In Situ Permeable Reactive Barriers for Groundwater
Contamination. Soil and Sediment Contamination, 11(2), 241-268.
14. Rihm, T. Behovet av nedströmsskydd i ett långtidsperspektiv. Avfall Sverige Utveckling rapport D
2009:02.
15. RVF 2006, Hur sätter man kriterier för utsläpp av lakvatten från deponier? Kartläggning av
nuläget och förslag till arbetsmetodik. RVF:s Utvecklingssatsning Deponering, Rapport nr 4, ISSN
1403-8617
16. RVF 2000, Metoder för lakvattenbehandling, RVF:s Utvecklingssatsning Deponering, Rapport nr
6, ISSN 1403-8617
17. SGI Varia 586, 2007; Lennart Larsson, Jan Rogbeck, Karsten Håkansson, Passiva filterbarriärerVägledning
26
181
mS/m
25 °C
Ledn.
förmåga
Total
322
431
34,2
10,8
133
370
13500
89,3
1140
9,46
388
75,3
790
1,9
1800
2330
361
5,45
276
44500
478
-
6,8
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
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
pH
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Se
V
Zn
DOC
TOC
Susp
-
-
Löst
273
0,0307
27,7
6,42
117
142
117
1,54
43,3
<0,05
2,64
5,5
<1
<0,02
640
33,6
<0,2
0,303
27,5
<2
-
-
-
Total
271
2,19
29,4
6,17
129
172
119
2,69
49,7
<0,05
2,96
4,01
2,79
<0,02
711
32,8
1,61
0,15
11,3
215
26
-
182
7,6
Löst
269
0,311
28
6,06
115
167
41,5
1,99
44,8
<0,06
1,62
3,06
<1
<0,02
682
25,5
<0,2
0,136
5,59
28,8
-
Obehandlat vatten (invatten)
(Cin)dag 1
(Cin)dag 45
-
-
Total
267
0,199
31,1
8,41
125
177
59,6
1,39
46,1
<0,05
0,973
3,07
1,96
<0,02
517
22,8
<0,6
31,7
21,9
<6
-
-
Löst
267
0,153
30
8,7
124
178
42,9
1,3
44,3
0,201
0,943
3,11
1,04
<0,02
516
21,7
<0,2
31,4
25,3
-
(Cut)samlingsprov
184
8,0
Löst
280
0,249
29,7
14,3
124
170
44,4
1,33
76
<0,05
1,66
3,04
1,27
<0,02
869
28
0,227
106
-
(Cut)dag 4
181
8,0
Löst
278
0,147
29,8
7,72
122
172
57,8
1,3
44,6
<0,05
0,893
3,66
1,53
<0,02
718
18,6
<0,2
25,2
-
(Cut)dag 16
179
8,2
Löst
268
0,159
30,6
7,2
129
177
53,5
1,53
37,6
<0,05
0,874
2,83
1,7
<0,02
421
42
<0,2
20,3
-
(Cut)dag 28
177
8,2
Löst
254
0,153
30,6
6,97
128
179
33,5
1,45
34,9
<0,05
0,733
2,36
<1
<0,02
341
20,5
<0,2
32,8
-
(Cut)dag 34
181
8,2
Löst
277
0,0658
30,3
6,76
124
185
16,8
1,32
38,2
<0,05
0,657
1,96
<1
<0,02
453
19
<0,2
7,91
-
(Cut)dag 43
Vatten behandlat med masugnsslagg (utvatten)
Tabell A1. Halter av analyserade element i dagvatten Högsbo A före (Cin) och efter (Cut) behandling med masugnsslagg i kolonn.
-
-
Total
271
0,27
30,6
6,67
134
177
<50
1,66
42,3
<0,05
0,962
2,81
<1
<0,02
624
22,8
<0,6
0,177
9,54
11,6
25
-
(Cut)dag 45
179,4
8,2
Löst
263
0,178
28,1
6,65
120
176
37,7
1,85
42,5
<0,06
0,809
2,61
<1
<0,02
609
22,8
<0,2
0,139
8
7,33
-
APPENDIX A
mS/m
25 °C
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
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
59,5
6,7
51,7
0,442
8,33
7,1
51,8
33,1
249
1,58
36,5
0,215
1,05
2,01
16,6
<0.02
83,4
4,44
5,03
0,974
241
10
-
-
-
49,5
0,181
7,32
6,95
45,8
31,8
47,7
1,53
37,6
0,135
0,834
1,69
8,26
<0,02
86,8
3,47
3,38
0,135
0,705
198
-
-
-
51,3
0,077
8,14
6,82
53,6
33,3
59,5
1,34
32,9
0,132
0,209
1,38
16,4
<0.02
8,15
3,65
1,16
0,823
104
8,6
-
* Provtagning och analys av fraktion dag 52 gjordes två gånger.
Ledningsförmåga
pH
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Se
V
Zn
DOC
TOC
Susp
58,0
7,8
46,5
0,0498
7,94
6,79
48,4
32,8
46,1
1,59
33,6
0,192
0,291
1,46
15,7
<0,02
1,88
4,59
0,655
0,163
0,658
106
8,1
-
Löst
-
-
55
0,036
8,3
7,72
48,7
33,9
79,2
<1
33,3
<0,05
<0,2
<0,9
9,76
<0,02
4,02
2,6
<0,6
<4
8,2
<5
Löst
-
55,6
0,0242
8,3
7,95
50
35,8
59,7
<1
32,9
<0,05
0,147
0,625
8,71
<0,02
1,02
2,51
<0,2
<2
9,76
-
Total
Total
Total
Löst
(Cut)samlingsprov
Obehandlat vatten (invatten)
(Cin)dag 1
(Cin)dag 52
54,7
9,1
-
43,5
0,0121
8,95
9,56
49,2
35,5
38
<1
13,6
<0,05
0,214
0,621
2,77
<0,02
0,221
2,24
<0,2
4,98
Löst
(Cut)dag 2
62,8
8,2
59,6
0,0294
8,1
8,6
49,4
34,3
50
<1
23,3
<0,05
0,142
0,669
7,6
<0,02
<0,2
2,14
0,263
2,91
-
Löst
(Cut)dag 10
61,3
8,0
55
0,0223
8,13
7,73
49
33,5
47,6
<1
34,4
<0,05
0,135
<0,5
8,1
<0,02
<0,2
2,26
<0,2
2,75
-
Löst
(Cut)dag 22
61,2
8,0
54,9
0,0173
8,05
7,51
50,1
34,3
38,6
<1
39,6
<0,05
0,141
0,947
8,68
<0,02
5,67
2,83
<0,2
4,58
-
Löst
(Cut)dag 34
59,7
8,0
52,2
0,0244
7,75
7,12
48,4
33,6
94,1
1,04
36,1
<0,05
0,114
1,05
11,2
<0,02
0,416
2,43
<0,2
2,93
-
Löst
(Cut)dag 52*
Vatten behandlat med masugnsslagg (utvatten)
Tabell A2. Halter av analyserade element i dagvatten Skräppekärr A före (Cin) och efter (Cut) behandling med masugnsslagg i kolonn.
-
-
55,7
0,0495
8,4
7,48
53,3
34,8
111
1,72
38,9
<0.05
<0.2
1,41
11,9
<0.02
13,9
3,21
<0.6
2,48
5,3
8,1
-
Total
Löst
59,7
8,0
50,4
0,0324
8,25
7,17
49,7
33
99,6
1,34
39,1
<0,05
0,271
1,07
11,9
<0,02
6,29
3,28
0,329
0,177
2,38
3,43
8,7
-
(Cut)dag 52*
-
-
182
635
-
Löst
257
14,5
27,9
5,91
123
163
69,7
2,25
61,3
<0,05
14,7
5,69
2,87
<0,02
712
108
1,12
0,191
20,5
528
32
-
Lednings­ mS/m
förmåga
Redox Eh mV
Total
280
23,1
30
6,57
127
188
1410
6,43
111
0,765
18,8
11,2
56,8
0,116
728
130
29,8
0,316
52,7
1870
35
90
7,2
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
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
pH
Ca
Fe
K
Mg
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Se
V
Zn
DOC
TOC
Susp
Obehandlat vatten
C0
-
-
-
Total
264
7,38
29,2
7,55
132
171
96,4
2,33
115
0,0862
14,9
4,79
7,87
0,0219
1130
93,4
4,51
0,284
20,4
757
55,3
25
(Cin)dag 1
-
-
-
Löst
253
0,317
25,9
6,9
120
166
19,1
3,55
97,6
<0,05
11,9
2,68
<1
<0,02
1020
82,5
0,227
0,251
3,07
115
46,4
-
-
178
8,4
Total
272
77,9
33,4
7,68
134
179
723
13,4
180
<0,5
29,8
27,3
49,6
0,15
1310
183
32,8
5320
27,4
370
-
-
-
117
15,5
-
Löst
235
0,0476
29,8
7,38
125
176
5,8
<1
68,2
<0,05
7,96
0,89
3,55
<0,02
521
58
<0,2
(Cin)dag 52
Sandfiltrerat vatten (invatten)
-
-
Total
221
4,33
29,3
8,2
127
168
<50
<1
57,8
<0,05
0,413
<0,9
<1
<0,02
351
13,4
<0,6
28,3
16
12
-
-
Löst
211
0,0758
28,2
7,91
121
165
3,47
<1
52,2
<0,05
0,356
0,782
<1
<0,02
310
12
<0,2
6,16
55,4
-
(Cut)samlingsprov
-
7,8
158
Löst
191
0,04
29,2
15,20
123
167
4,95
<1
56,4
<0,05
0,43
<0,5
<1
<0,02
468
21,1
<0,2
26,7
-
(Cut)dag 1
-
8,1
171
Löst
238
0,18
29,2
8,19
125
174
7,38
1,13
53,7
<0,05
0,30
0,85
<1
<0,02
355
11,7
<0,2
12
-
(Cut)dag 13
-
8,0
170
Löst
244
0,06
28,1
7,43
123
174
<2
1,42
60,4
<0,05
0,42
0,79
<1
<0,02
440
11,2
<0,2
4,07
-
(Cut)dag 28
-
8,0
165
Löst
213
0,06
28,8
7,22
122
176
<2
<1
52,4
<0,05
0,35
0,61
<1
<0,02
217
11,6
<0,2
2,39
-
(Cut)dag 38
-
7,9
156
Löst
199
0,02
29,1
7,18
125
173
<2
<1
44,1
<0,05
0,33
<0,5
<1
<0,02
144
11,7
<0,2
<2
-
(Cut)dag 52
Sandfiltrerat vatten behandlat med nollvärt järn (utvatten)
Tabell A3. Halter av analyserade element i obehandlat vatten Högsbo B, samt i sandfiltrerat vatten Högsbo B före (Cin) och efter (Cut) behandling med nollvärt järn i kolonn.
Observera att invattnet (Cin) var sandfiltrerat före behandling med nollvärt järn.
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
µg/l
µg/l
mg/l
mg/l
mg/l
Na
S
Al
As
Ba
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Mn
Ni
Pb
Se
V
Zn
DOC
TOC
Susp
Lednings- mS/m
förmåga 25 °C
Redox Eh mV
pH
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
Ca
Fe
K
Mg
-
552
-
-
7,0
58,1
51
33
39,4
1,22
38,4
0,354
1,15
1,98
21,8
<0,02
89,7
4,59
1,96
0,099
0,554
294
9,12
-
Löst
48,8
0,129
7,8
6,84
50,2
32,7
1480
3,62
69,9
0,485
1,87
5,96
52,3
0,074
121
7,1
25,6
0,212
5,99
357
9,51
39
Total
49,5
2,42
8,4
7,36
Obehandlat vatten
C0
-
-
-
46,8
33,2
<50
<1
28,6
0,0546
0,605
<0,9
14,4
<0,02
85,1
3,8
0,948
0,209
0,564
19,6
11,9
<4
Total
49,9
0,104
7,31
7,1
-
-
-
48,2
32,3
24,3
<2
26,7
0,0845
0,535
1,06
13,7
<0,02
77,5
3,31
0,707
0,129
0,471
19,1
10,9
-
Löst
46
0,0674
7,08
6,98
(Cin)dag 1
-
57,9
8,1
47,2
32,9
<60
<4
27,4
<0,06
<0,2
1,15
14,7
<0,03
12,2
2,68
<0,7
30,1
15,5
-
Total
48,3
0,0643
8,04
7,33
-
-
-
11,9
10
-
48,7
34
16,6
<1
23,1
<0,05
0,109
0,621
11,6
<0,02
0,658
2,61
<0,2
Löst
51,3
0,0225
7,52
7,48
(Cin)dag 52
Sandfiltrerat vatten (invatten)
-
-
-
46,5
31,7
<50
<2
21,9
<0,05
<0,2
<0,9
<1
<0,02
21,2
1,29
<0,6
<4
5,53
5,8
Total
44,7
1,09
7,84
7,26
-
-
49,2
34,4
2,75
<1
22,3
0,184
<0,05
<0,5
<1
<0,02
15,3
1,55
<0,2
5,26
6,04
-
Löst
48,1
0,0069
7,9
7,6
(Cut)samlingsprov
-
9,6
53,8
36,5
28,3
72,7
<1
21,8
<0,05
0,0523
<0,5
1,41
<0,02
<0,2
0,865
<0,2
<2
-
Löst
43,7
0,0043
6,07
4,42
(Cut)dag 1
-
7,9
58,1
48,1
33,9
<2
<1
19,6
<0,05
<0,05
<0,5
1,55
<0,02
0,277
1,77
<0,2
<2
-
Löst
46,6
0,0076
7,67
7,32
(Cut)dag 13
-
8,0
58,2
-
47
33,5
<2
<1
19,8
<0,05
<0,05
<0,5
1,28
<0,02
19
1,79
<0,2
2,11
Löst
46,3
0,0053
7,53
7,24
(Cut)dag 28
-
7,9
58,5
49
34,6
<2
<1
21
<0,05
<0,05
<0,5
1,28
<0,02
3,6
1,78
<0,2
<2
-
Löst
47,1
0,0061
7,84
7,39
(Cut)dag 38
-
8,0
59,3
51,6
37,2
<2
<1
22,6
<0,05
<0,05
<0,5
1,41
<0,02
0,464
1,55
<0,2
<2
-
Löst
50,3
0,0064
8,38
7,9
(Cut)dag 52
Sandfiltrerat vatten behandlat med nollvärt järn (utvatten)
Tabell A4. Halter av analyserade element i obehandlat vatten Skräppekärr B, samt i sandfiltrerat vatten Skräppekärr B före (Cin) och efter (Cut) behandling med nollvärt järn i
kolonn. Observera att invattnet (Cin) var sandfiltrerat före behandling med nollvärt järn.
Rapporter från Avfall sverige 2010
aVFall SVerigeS utVecklingSSatSning
U2010:01
Import of combustible waste and its impact on emissions of climate gases
U2010:02
Filterteknik för fastläggning av metaller i dagvatten från sorteringsanläggningar
för avfall – Laborativ förstudie
aVFall SVerigeS utVecklingSSatSning, BiologiSk Behandling
aVFall SVerigeS utVecklingSSatSning, dePonering
AVFALL SVERIGES UTVECKLINGSSATSNING, AVFALLSFÖRBRÄNNING
F2010:01
Survey of analysis results from preservation tests on condensation water
F2010:02
Mätning av totalt suspenderat material –
Hur påverkar salthalt och mängden sköljvatten resultatet?
“Vi är Sveriges största miljörörelse. Det är Avfall Sveriges
medlemmar som ser till att svensk avfallshantering
fungerar - allt från renhållning till återvinning. Vi gör det
på samhällets uppdrag: miljösäkert, hållbart och långsiktigt. Vi är 9 000 personer som arbetar tillsammmans med
Sveriges hushåll och företag.”
Avfall Sverige Utveckling U2010:02
ISSN 1103-4092
©Avfall Sverige AB
Adress
Prostgatan 2, 211 25 Malmö
Telefon
040-35 66 00
Fax
040-35 66 26
E-post
[email protected]
Hemsida
www.avfallsverige.se