Avfallsanläggning A

Genombrottskurvor för de två GAK-sorterna och jonbytaren visar att jonbytaren kunde rena ca 10 gånger mer vattnet per liter av material vid ungefär samma reningsgrader (Figur 4-1). Det var ursprungligen planerat att fortsätta försöken fram till att rening av alla undersökta PFAS gått ner till nära 0%. Försöken med jonbytare behövde dock avslutas innan reduktion av PFOS minskat helt för att hinna med försök på de andra referensanläggningarna. De kontinuerliga försöken

planerades pågå 8 veckor men förlängdes till 7 månader av kontinuerlig drift. Ytterligare en förlängning var inte möjlig.

Som förväntat, skedde genombrott av olika PFAS och DOC efter rening av olika volymer av vatten:

rening av PFOS fungerade fortfarande bra halvvägs i försöken med alla material medan PFOA och speciellt de kortare PFAS återfanns redan i renat lakvatten i betydligt högre halter (Figur 4-1). Alla genombrottskurvor återfinns i Bilaga D. Det är dock lättare att få en överblick över reduktion av alla PFAS och DOC från Tabell 3 där automatisk färgmarkering tillämpas. Det är värt att notera att redovisade värden i tabellen visar vid vilken provtagning reduktionen var lägre än 20% och inte vid vilken exakt volym av vatten reduktionsgraden minskade till 20%. Som exempel var reduktion av PFBA med Filtrasorb 400 och GPP-20 nära 100% vid 290 BV av behandlat vatten och vid

1 010 BV var reduktionen redan negativ (högre halter ut än in). Det senare värdet används i tabellen men reduktionen kunde ha minskat till <20% mycket tidigare.

Tabell 3. Behandlad vattenvolym (i BV) som ger minskning av reduktionsgraden till <20% i försök på avfallsanläggning B. Automatisk färgmarkering tillämpas där grön = högsta värdet, gul = medelvärde och röd = lägsta värdet.

DOC PFBA PFPeA PFHxA PFHpA PFOA PFNA PFDA PFBS PFHxS PFOS 6:2 FTS PFAS11 Filtrasorb 400 1 970 1 010 1 490 1 970 2 690 2 690 2 690 3 220 2 210 2 690 2 690 3 500 2 690 GPP-20 1 300 1 010 1 010 1 970 1 970 2 210 2 210 2 210 1 970 2 210 2 690 3 500 1 970 Purolite PFA694E 2 000 3 000 4 500 10 900 10 500 18 900 25 600 28 400 >34 400 >34 400 >34 400 16 100 16 100

Det är tydligt från resultat i Tabell 3 att effektivitet av reningen som regel är högre för större PFAS.

För båda GAK-sorter kan ett linjärt samband mellan data i Tabell 1 och molekylvikt av de specifika PFAS observeras (Figur 4-2). För Purolite kan ett liknande samband ses förutom för avskiljning av PFBS, PFHxS och PFOS, som fungerar bättre än vad som skulle förväntats av ett linjärt samband.

Dessa tre ämnen tillhör gruppen perfluorerade sulfonsyror (PFSA), vilket betyder att den fluorerade kolkedjan avslutas med sulfonsyragruppen (-SO²OH). De flesta andra analyserade PFAS tillhör gruppen perfluorerade alkylsyror (PFCA), vilket betyder att kolkedjan avslutas med karboxylgrupp (-COOH). 6:2 FTS avslutas också med sulfonsyragrupp men tillhör gruppen fluorotelomer sulfonater. Att PFSA beter sig annorlunda från PFCA har även rapporterats tidigare av bl.a. Franke et al. (2019a) och Franke et al (2019b) i försök med GAK, jonbytare och ozonering.

Korrelation mot längd av kolkedja eller längd av fluorerad kolkedja ger liknande men sämre korrelation för alla material. Det är även intressant att de flesta PFAS reduceras bättre än DOC. De två testade sorterna av kol ger liknande reduktion av PFOS men Filtrasorb 400 är bättre på att avskilja andra PFAS än GPP-20.

Figur 4-1. Genombrott av PFAS och DOC i kolonnförsök på avfallsanläggning A: a – Filtrasorb 400; b – GPP-20; c – Purolite PFA694E

a

b

c

Figur 4-2. Samband mellan storlek av PFAS-molekyl och volym av vatten som ger minskning av reduktionsgrad till <20% i försök vid avfallsanläggning A. Observera att för PFBS, PFHxS och PFOS har behandlad volym i jonbytaren använts; reduktionsgraden minskade inte under 20%.

För vissa ämnen kunde en negativ reduktion observeras efter att kapaciteten av materialen var förbrukad. Det kunde till viss del förklarats av osäkerheten av analysmetoden men den viktigaste bidragande orsak till detta är desorption från materialen. Som förklarats tidigare är sorption en dubbelriktad process – systemet strävar till att nå jämviktsförhållanden mellan halten i vatten och i material. Om materialet helt förbrukar sin kapacitet och halten i inkommande vatten minskar skulle det teoretiskt leda till att ämnet sorberas ut ur materialet och utgående halt blir högre än inkommande. Samma gäller även innehåll av andra komponenter i vatten som påverkar jämvikten.

Om ett material är mer selektiv för ett specifikt ämne än det som finns sorberad på materialet kommer materialet släppa det sorberade ämnet och ta upp det andra, vilket också ger en negativ reduktionsgrad. Det finns inte mycket forskning på läckage av sorberade PFAS från

GAK/jonbytare. Det finns två möjliga teorier om mekanismen för desorptionen: (1) När alla sorptionsplatser är upptagna av en blandning av PFAS kommer vidare belastning med förorenat vatten leda till att de PFAS som materialet är mer selektiv mot (exempelvis PFOS) tränga ut de mindre PFAS (exempelvis PFBA, PFPeA); (2) sorptionsjämvikten för de olika PFAS påverkas av halter av andra ämnen som tränger ut sorberade PFAS från materialet.

För att bättre förstå mekanismen kan man titta på utveckling av total sorberad mängd av PFAS på de tre materialen (Figur 4-3). Det är tydligt från figurerna att desorption av de flesta PFAS är mycket begränsad. Endast PFBA och till vis mån PFHxA desorberas från materialen i stor omfattning. De andra PFAS sorberas till någon maximal sorptionskapacitet är nått och sedan förblir sorberade mängden oförändrat. Att total sorberad mängd PFAS sjunker efter rening av ca 2000 BV för GPP-20 tyder också på att det är andra ämnen och inte PFAS som orsakar

desorptionen.

Figurerna visar även vikten av rätt strategi för byte av filtermaterial. Om ett mål för reduktion av PFOS och PFOA med minst 80% tillämpades och man bytte material när reduktion av PFOS eller PFOA understeg 80% skulle man behöva byta jonbytare efter ca 10 000 BV (se Figur 4-1c).

Materialet skulle då ha sorberat ca 10 mg/l material av PFAS. Om man använder två kolonner i serie i stället kan man belasta materialet med mer än 20 000 BV och öka sorberad mängd på materialet till ca 13 mg/l.

Figur 4-3. Sorberad mängd PFAS på tre material vid försök på avfallsanläggning A.

Förutom regelbundna PFAS och DOC analyser har det även gjorts en kampanj där andra miljögifter analyserades. Dessa prover togs den 17:e juni 2019. Vid den tidpunkten hade GAK-filtren behandlat ca 1 500 BV vatten och jonbytarfiltret behandlat 4 460 BV vatten. De flesta organiska föroreningar (4-tertiär-oktylfenol, 4-iso-nonylfenol, 15 olika PAH och 7 olika PBDE) var redan under detektionsnivån i inkommande vatten. För de ftalater och organofosfater som låg över detektionsgränsen var reduktionsgraden mycket bättre med GAK än jonbytaren (Figur 4-4). Även reduktion av metaller var bättre i GAK-filtren (Tabell 4). Proverna togs när kapaciteten av GAK nästan var förbrukad och jonbytare hade mycket av sin kapacitet för sorption av PFAS kvar. Dessa resultat visar att om inte bara rening från PFAS utan även andra föroreningar behövs kan GAK vara ett mer intressant alternativ än jonbytare. Det är dock värt att notera att halterna av ftalater och organofosfater samt de metaller som avskildes med GAK redan var väldigt låga så i fallet med avfallsanläggning A är det ingen fördel med användning av GAK. Trots att halten nickel var hög i inkommande vatten så avskildes det inte med GAK.

Figur 4-4. Reduktionsgrad av ftalater och organofosfater med GAK och jonbytare.

Tabell 4. Halter av metaller i inkommande lakvatten och renat med GAK och jonbytare.

Cr Mn Co Ni Cu Zn As Cd Pb

µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l

Inkommande 3,5 200 15 130 14 70 1,2 0,16 0,17

Filtrasorb 400 2,7 170 16 110 4,3 36 0,72 0,10 <0,06

GPP-20 3,0 180 15 130 8,4 59 0,81 0,089 <0,06

Purolite PFA694E 3,1 180 15 130 14 110 0,79 0,17 0,26