Biologisk avskiljning av järn och mangan vid dricksvattenproduktion
Reningskapacitet i pilotfilter med HUFO-diskar och kalcedonmassa
Alan Saleh
Huvudområde: Kemiteknik Högskolepoäng: 30 hp Termin, år: 10 VT, 2020
Handledare: Håkan Edlund, Hakan.Edlund@miun.se Examinator: Birgitta Engberg, Birgitta.Engberg@miun.se Kurskod: KT027A
Utbildningsprogram: Civilingenjör, teknisk kemi, 300 hp
i
Förord
Jag vill rikta ett stort tack till företaget och de anställda på MittSverige Vatten & Avfall, framförallt min handledare Oskar Jakobsson som varit ett stöd under arbetets gång. Jag vill också tacka Mats Andersson som var med och hjälpte till med konstruktionen av
pilotanläggningen samt följde ofta med på resorna till Hassela. Jag vill även tacka Karin Lind och Uno Schön som hjälpt till med framtagandet av rapporten. Ett tack vill jag också rikta till min handledare Håkan Edlund och examinator Birgitta Engberg vid Mittuniversitetet.
ii
Sammanfattning
Människan har påverkat klimatet på ett negativt sätt genom olika sorters aktiveter vilket lett till att en global uppvärmning är på gång. Temperaturen på jorden kommer därmed att förändras vilket i sin tur kommer leda till en förändring i vattnets kretslopp. Råvatten- kvaliteten förväntas försämras och leda till stora anpassningskostnader. Klimatförändring- arna kommer att innebära ökade mängder av organiskt material i både ytvatten och
grundvatten vilket i sin tur kommer leda till ökade halter av järn och mangan. Luftning och abiotisk/biotisk oxidation används idag för att avskilja järn och mangan från råvattnet.
Biologisk oxidation anses idag vara den snabbaste och mest energi- och kostnadseffektiva metoden för avskiljning av både järn och mangan. Biologisk oxidation kan tillämpas även om järnet är komplexbundet till organiskt material eller om vattnet inte har ett optimalt pH.
Två typer av pilotfilter för biologisk oxidation testades och utvärderades i detta arbete, ett med kalcedonmassa och ett med HUFO-diskar. Pilotfiltret med kalcedonmassa fungerade bra och avlägsnade ungefär 85% av järnet och cirka 30% av manganet i råvattnet. Pilotfiltret kunde redan första driftveckan filtrera järn och mognadstiden för den biologiska oxidationen av mangan var ungefär 50 dagar. Pilotfiltret med HUFO-diskar lyckades inte avlägsna utfällt järn som inte adsorberat på HUFO-diskarna vilket med stor sannolikhet berodde på att den metod vi valt för pilotförsöket (störttappning) inte fungerat optimalt för denna typ av filter.
Analysresultaten blev till följd av detta svårtolkade då de visade en förhöjd halt av järn på utgående vatten. Även mognadstiden för den biologiska oxidationen av mangan blev svår- bestämd för pilotfiltret med HUFO-diskar p.g.a. ovan nämnda orsaker. Det finns därmed en stor förbättringspotential vad gäller genomförandet av HUFO-försöket. En annan metod än störttappning som t.ex. backspolning skulle troligtvis göra det möjligt att avskilja även de järn- och manganpartiklar som inte lyckats få fäste på HUFO-diskarna. Sammanfattningsvis så visar resultaten från pilotfilterförsöken att det är möjligt att avskilja järn och mangan på ett bra sätt med hjälp av kalcedonmassa, utan tillsatser av kemikalier eller behov av kraftig luftning.
iii
Summary
Humans have affected the climate negative through various types of activities which have led to global warming. This will lead to a change in temperature which in turn will change the hydrological cycle. The quality of raw water is expected to deteriorate and lead to large adjustment costs. Climate change will also lead to increased amounts of organic matter in both surface water and groundwater, which in turn will lead to increased levels of iron and manganese. Aeration and abiotic/biotic oxidation are used today to separate iron and manganese from the raw water. The biological oxidation is considered to be the fastest method for the separation of both iron and manganese. Not only is it the fastest but also more energy- and cost efficient. Biological oxidation is also applicable if the iron is complex bound to organic material or if the water does not have optimal pH.
Two types of pilot filter for biotic oxidation were tested and evaluated in this work, one with chalcedony sand and the other one with HUFO-discs. The pilot filter with chalcedony sand worked well and removed 85% of the iron and about 30% of the manganese in the raw water.
The pilot filter could already during the first week of operation filtrate iron, and the ripening time for the biotic oxidation of manganese was approximately 50 days. The pilot filter with HUFO-discs did not manage to remove precipitated iron, which probably depended on the pouring method chosen for the trials, which did not turn out to be optimal for this type of filter. This is also why the results were difficult to interpret since the content of iron in the water was actually higher after the filtration compared to the raw water. Even the ripening time was difficult to determine for the biotic oxidation of manganese because of the non- effective pouring method for removing precipitated elements. This is also why there is a great potential for improvement considering the pilot filter with HUFO-discs. Another method such as backwashing would probably make it possible to wash out the precipitated iron- and manganese particles that had not adsorbed onto the HUFO-discs. In summary, the results from the pilot filter experiments show that it is possible to separate iron and
manganese from water with the help of chalcedony sand without addition of chemicals or the need for a more vigorous aeration.
iv
Innehåll
1 Inledning ... 1
1.1 Syfte ... 2
2 Bakgrund ... 3
2.1 Dricksvatten ... 3
2.1.1 Grundvatten ... 3
2.1.2 Ytvatten ... 4
2.2 Markens egna reningsprocess ... 5
2.2.1 Bassänginfiltration ... 6
2.2.2 Snabbfiltrering ... 7
2.2.3 Återinfiltration ... 8
2.3 Klimatförändringar ... 8
2.3.1 Grundvattenbildning i olika regioner ... 8
2.3.2 Klimatens påverkan på grundvatten ... 9
2.3.3 Klimatens påverkan på ytvatten ... 11
2.4 Syror och basers egenskaper i vatten ... 11
2.4.1 Syra-basjämvikter ... 11
2.4.2 Ett kolsyrasystem bestående av flera syra-basjämvikter ... 12
2.4.3 Alkalinitets funktioner ... 12
2.4.4 Komplexbundna metaller ... 13
2.5 Redoxprocesser ... 13
2.6 Järn ... 13
2.6.1 Risker som kan uppstå vid hög halt av järn i vatten ... 17
2.7 Mangan ... 17
2.7.1 Risker som kan uppstå vid hög halt av mangan i vatten ... 20
2.8 Luftning ... 20
2.9 Ammonium ... 20
2.10 Kalcedon ... 21
2.11 HUFO-disk ... 22
2.12 Tidigare studier i Hassela ... 23
3 Material och metod ... 24
3.1 Hasselas dricksvattenanläggning ... 24
3.2 Konstruktion av pilotanläggning ... 24
v
3.3 Försöksuppställning ... 26
3.4 Försöksgenomförande ... 26
3.4.1 Provtagning ... 27
3.4.2 Analys ... 27
4 Resultat ... 28
4.1 Järn ... 28
4.2 Mangan ... 29
4.3 Turbiditet ... 30
4.4 Färgtal ... 31
4.5 pH ... 31
4.6 Ammonium ... 32
4.7 Temperatur ... 33
5 Diskussion ... 34
5.1 Pilotförsök... 34
5.1.1 Filtrering av järn och mangan ... 34
5.1.2 Effekten av inkommande och utgående vattenegenskaper ... 35
5.1.3 Implementering i fullskala ... 35
5.2 En grönare framtid? ... 36
6 Slutsatser ... 37
Referenser ... 38
1
1 Inledning
Vatten anses vara ett av våra viktigaste om inte det viktigaste livsmedlet i världen. Det är källan till allt liv och tillgången till vatten är en självklarhet. Så har det varit sedan urminnes tider och så kommer det att fortsätta vara [1].
Ett förändrat klimat kan innebära att råvattenkvaliteten för dricksvattnet förändras. Det bedöms att klimatförändringarna generellt kommer att försämra kvaliteten hos vatten och det har visat sig kosta flera miljarder kronor att anpassa dagens verksamhet för att kunna uppnå en bra kvalitet hos vattnet [2].
De senaste tio åren har de temperaturer som registrerats av Sveriges meteorologiska institut förändrats märkvärt under de olika årstiderna. Vintern 2019/2020 var exempelvis varmare än normalt och många temperaturrekord slogs. Det var ovanligt lite snö i den södra delen av Sverige men vintern var ändå nederbördsrik med rekord i både Växjö och Ljungby.
Stockholms vintermedeltemperatur som registrerats varje år sedan 1756 har haft ett rekord från 2008 på 2,4°C blev slagen med ungefär en grad. I Oskarshamn uppmättes en av de högsta temperaturerna någonsin, 12,1°C. Även under våren 2020 blev det varmare än normalt över hela landet. Tre områden Landsort, Öland och Falsterbo fick sin fjärde varmaste vår någonsin som noterats [3].
För att kunna hantera de klimatförändringar som förväntas uppstå behövs med stor
sannolikhet mer behandling av råvattnet som ska bli dricksvatten. En metod att göra detta är att bygga upp filter med olika material för att förbättra råvattenkvaliteten. Det kan göras i råvattentäkten eller inne i vattenverken [4]. Detta arbete kommer att redovisa försök med några olika filtermaterial.
Här i Sverige klassas vatten som ett livsmedel och Livsmedelsverket ställer krav på hanteringen och kvaliteten hos vattnet. De bestämmer exempelvis vilka halter av järn och mangan som får förekomma i dricksvattnet både för privat och offentlig verksamhet. Dessa så kallade kemiska parametrar kan orsaka tekniska problem som igensättningar av ledningar eller armaturer. Järnhalten får max ligga på 0,1 mg/l medan manganhalten inte får
överskrida 0,05 mg/l i dricksvattnet (Livsmedelsverket, 2019). Järn och mangan färgar även vattnet och ger det en tydlig smak. En vanlig behandlingsmetod som används för att avlägsna dessa grundämnen är återinfiltration [4]. I Sverige sker den vanligaste typen av filtreringen av mangan och järn med hjälp av kemisk oxidation. Det finns ett antal olika oxidationsmedel som används som syre, väteperoxid, kaliumpermanganat, ozon, klor i olika former som t.ex. Cl2, ClOH och ClO-. Dessa oxidationsmedel hjälper järnet och manganet att bilda en fast förening som fälls ut. En metod som använts tidigare för utfällning av järn och mangan är abiotisk oxidation men på senare tid har det visats sig att biotisk oxidation fungerat bättre då det är en konstadseffektiv metod eftersom att kemikalier behövs sällan användas [1]. Dessutom är den biotiska metoden en mer effektiv metod vid situationer som t.ex. när järn är bunden till organiskt material [5].
2
1.1 Syfte
Det finns många vattentäkter som idag tar sitt råvatten från grundvatten. Grundvatten kan ha stor problematik med höga järn- och manganhalter. Den globala uppvärmningen som pågår idag är ännu en faktor som driver utvecklingen mot att problematiken med järn- och manganhalter ökar. I Hasselas vattentäkt, där denna studie utförs, har råvattnet för höga järn- och manganhalter vilket har lett till att en infiltrationsanläggning har byggts upp vars syfte är att minska halterna av järn och mangan. Problemet som uppstått är att underhållet av infiltrationsanläggningen kräver för mycket resurser. Underhållet består av avskrapning av filterytan på infiltrationsbassängerna. Dessutom efter att sandbäddarna blivit mättade måste det bytas ut och sedan fyllas på med ny filtersand. Sandbäddarna består av kalkmassa och filtersand.
Syftet med det här arbetet är att föreslå en lösning för att förlänga infiltrationsanläggningens livslängd och minska driftkostnaderna för Hasselas vattenverk genom att halvera halterna av järn och mangan innan råvattnet når infiltrationsanläggningen.
Mer specifikt:
Hitta en metod för att kunna halvera järn- och manganhalten i råvattnet.
Föreslå en lösning för att kunna förlänga intervallerna av underhållsåtgärder på infiltrationsanläggningen.
Minska driftkostnaderna för Hasselas vattenverk.
Arbetet innefattar en litteraturstudie och uppbyggnad av ett eget småskaligt försöksfilter för ett delflöde från den aktuella brunnen. De filtermaterial som används är referensmaterialet HUFO-diskar och kalcedonmassa.
3
2 Bakgrund
2.1 Dricksvatten
Dricksvatten är precis som det låter vatten som kan drickas och det bereds från råvatten innan det är redo att användas och konsumeras. För att råvattnet ska kunna användas som dricksvatten krävs ofta beredningssteg där olika kemiska, fysikaliska eller biologiska processer verkar var för sig eller tillsammans. Genom att utnyttja dessa processer blir det möjligt att avlägsna föroreningar, skapa barriärer mot smitta och kontrollera dricksvattnets kvalitet. Råvattnets kvalitet är olika runt om i landet och en viktig aspekt till en framgångsrik beredning är att känna till råvattnets egenskaper för att kunna skräddarsy berednings- processen.
Vatten som bereds i Sverige kommer endera från sjöar, vattendrag eller grundvatten. I Sverige bereds 50% av dricksvattnet från ytvatten. Det är framförallt de större svenska städerna som har ytvatten som råvatten [6]. De resterande 50% av dricksvattnet står
grundvatten för. Genom konstgjord infiltration är det möjligt att höja grundvattenbildningen genom att tillföra ytvatten. För 25% av grundvattentäkterna utförs konstgjord infiltration [2].
2.1.1 Grundvatten
Kvaliteten hos grundvatten brukar oftast vara stabil eftersom marken har egna processer som ”renar” vattnet både mikrobiologiskt och kemiskt [6]. Grundvattenbildningen bestäms av faktorer som nederbörd, avdunstning och geologi. Grundvattenkvaliteten beror på hur mycket och hur länge vattnet har transporterats i markmaterialet. Den kan vara olika i olika delar av landet beroende på vilka jordmaterial som förekommer. Grundvatten som har transporterats i kalkrika jord- eller bergarter gör vattnet hårt och ger en hög halt av lösta salter. Vatten där berggrunden är svårvittrad gör vattnet mjukt och ger en låg halt av löst salt. Grundvatten med hög järnhalt kan bero på mängden mossar och myrar som finns i området. Grundvattnets fysikaliska och kemiska egenskaper kan variera kraftigt även vid intilliggande platser [1].
I jämförelse med ytvatten har grundvatten låg koncentration av naturligt organiskt material.
Nackdelarna är dock att vattnet kan innehålla högre halter av salter men även radioaktiva ämnen eller höga halter av metaller. Några element som kan vara löst i vattnet är järn och mangan. Järn och mangan är ingen fara för hälsan vid ett litet intag av grundämnena däremot kan det orsaka tekniska och estetiska komplikationer.
Grundvattnets kvalitet kan plötsligt förändras av faktorer som inläckande ytvatten, dagvatten eller avloppsvatten som kan innehålla föroreningar. Dessa föroreningar kan ha kommit från industrier eller jordbruk [6]. Ur en mikrobiologisk synpunkt är de mest ofördelaktiga föroreningarna bräddning av orenat avloppsvatten, djurhållning och gödsel som också klassas som de allvarligaste hoten. Från en kemisk synvinkel kan diesel och bensin antas vara ett av de mer allvarligare hoten speciellt för lukt- och smakkvaliteten hos vattnet. För 300 000 liter vatten behövs endast en liter diesel för att göra dricksvattnet obrukbart p.g.a. lukten [2].
4 Eftersom omsättningen av grundvattnet oftast tar längre tid jämfört med omsättningen av ytvattnet kommer föroreningar att stanna kvar längre i grundvattnet [2]. Om grundvattnet helt plötsligt visar en förekomst av kväveföreningar eller fosforföreningar kan det betyda att faktorerna som tidigare nämnts kan ha påverkat grundvattnet. Kväveföreningar är
ammoniumjoner, nitritjoner och nitratjoner. Beroende på om grundvattnet har syrefattiga förhållanden eller syrerika förhållanden kan olika typer av kväveföreningar dominera. Om förhållandena är syrefattiga kommer ammoniumjoner dominera och om det är syrerikt ökar innehållet av nitratjoner. Innehåll av nitritjoner indikerar att syreinnehållet varken är hög eller låg. Fosforföreningar är fosfatjoner eller organiskt bunden fosfor. Vid syrefattigt grundvatten kommer även järn och mangan att lösas upp [6].
2.1.2 Ytvatten
Ytvatten som används som råvatten består ofta av en blandning av grundvatten och ytvatten [2]. Ytvattnets karaktär kan beskrivas med hjälp av fyra olika faktorer: färg, humus,
grumlighet och bakterier. Dessa fyra faktorer kan orsaka både smak- och luktproblem vilket gör att ytvattnet måste renas innan det levereras som dricksvatten till brukarna. Precis som grundvattnet bestäms även ytvattnets sammansättning av nederbörd, avdunstning, geologi och hur länge kontakten mellan vattnet och markmaterialet är. Majoriteten av all nederbörd har en kort kontakttid med marklager och kommer snabbt nå rännilar och bäckar där det bildas ytvatten. Industrier, gödslad mark och liknande kan påverka salthalten hos ytvattnet så att denna ökar. Ytvattnets kvalitet kan variera beroende på vilken plats uttaget sker. I en sjö brukar kvaliteten vara bättre än i ett vattendrag p.g.a. vattenhastigheten i en sjö är lägre än hastigheten i exempelvis en älv. En låg hastighet kommer leda till sedimentation av partiklar vilket inte sker lika lätt vid en hög vattenhastighet. Ytvattnets mikrobiologiska samt fysikalisk-kemiska tillstånd påverkas av avrinningsområdet. Om avrinningsområdet består av sand, grus, morän och bergspartier utan sumpmarker kommer det leda till att ytvattnet får en kvalitet som är lik grundvattnets. Om avrinningsområdet istället består av myr- och kärrmarker kommer vattnet istället bli humusrikt och inte så likt grundvattnet [6].
Ytvatten är jämfört med grundvatten är mycket mer utsatt för samhällets påverkan som från lokala utsläpp och nedfall. Även jordbruk kan påverka ytvatten på grund av exempelvis bekämpningsmedel som används [6]. Sammansättningen hos ytvatten kan variera från år till år men även efter årstider. Faktorer som typ och art av jordarter inom tillrinningsområden påverkar också. Är nederbörden stor under höst, vinter och vår blir det en ökning av ämnestransporten vilket gör att vattenkvaliteten blir försämrad. Försämringen hos vattenkvaliteten yttrar sig som grumlighet, färg och högre halter av närsalter [2].
5
2.2 Markens egen reningsprocess
Marken fungerar som en reningsprocess som kan filtrera bort t.ex. organiskt material.
Grundvattnet som bildas på en naturlig väg sker via nederbördsvatten och från sjöar samt vattendrag. Markens uppgift blir att ta hand om föroreningar och naturligt förekommande ämnen som kan ha följt med ytvattnet. En vanlig typ av svensk skogsmark innehåller förna, humuslager, blekjord, rostjord. Dessa typer går att hitta ovanför marklager som inte har blivit påverkade och marklagret kallas för C-horisonten, se Figur 1. Det översta lagret kallas för förna och humuslager som består till stor del av förmultnade växter. Förmultningen som sker i marklagret förbrukar syre vilket gör att humussyror och kolsyra bildas.
Figur 1: En illustration över de olika lagren samt C-horisonten och grundvattenzonen [4].
Under humuslagret hittas blekjordslagret vars mineralpartiklar kommer att påverkas av humussyrorna samt kolsyran. Detta leder till att blekjordslagret urvattnas genom
6 vittringsprocesser, se Ekvation 1. Anortit förekommer rikligt i blekjordslagret vars kemiska sammansättning består av kalcium, aluminium, kisel och syre.
𝐶𝑎𝐴𝑙 𝑆𝑖 𝑂 (𝑎𝑛𝑜𝑟𝑡𝑖𝑡) + 2𝐻 𝐶𝑂 (𝑘𝑜𝑙𝑠𝑦𝑟𝑎) + 𝐻 𝑂 = 𝐶𝑎 + 2𝐻𝐶𝑂 + 𝐴𝑙 𝑆𝑖 𝑂 (𝑂𝐻) (1) Som Ekvation 1 visar kommer vittringsprocessen att ta upp sura joner från vattnet och på samma gång avge joner av markmineral som kalcium, magnesium och kalium. I dessa jonbytesprocesser kommer vattnets pH, alkalinitet och hårdhet att öka. Alkaliniteten beror av vätekarbonathalten (2HCO3-) och det som förändrar vattnets hårdhet är kalcium-(Ca2+) och magnesiumhalten. När pH-värdet ökas blir det möjligt för järn, aluminium och humusämnen att friläggas. Marklagret under blekjordslagret har en röd färg och kallas för rostjordslagret. Anledningen till den röda färgen är dess innehåll av järnoxider och
järnhydroxider. C-horisonten, som nämndes tidigare, återfinns under rostjordslagret och är mindre påverkad av markprocesserna [4].
2.2.1 Bassänginfiltration
Vid bassängsinfiltration bildas det grundvatten på konstgjord väg. Genom att utnyttja den här typen av infiltration finns det en risk att markens förmåga försämras då den blir mättad vilket leder till att den slutar forma ytvatten till grundvatten. När marken blir mättad innebär det att alla markporer är fyllda med vatten och leder snabbt till syrgasbrist. Detta beror på att mängden vatten är tusen gånger större jämfört med vid naturlig infiltration.
Med hjälp av en bassängsinfiltrationsprocess går det att filtrera bort ämnen som mangan, järn eller andra oönskade ämnen och föroreningar som Figur 2 illustrerar. Dessa brukar finnas i ytvattnet som kan separeras bort. Oftast innehåller ytvattnet som ska till bassängsinfiltrationen en mängd organiskt material som kan ha kommit från växt- och djurplankton. Dessa organiska material brukar vara lättare att bryta ned jämfört med humusämnena som kan hittas i den naturliga skogsmarken som beskrevs i markens naturliga infiltration ovan. Vid nedbrytning av det organiska materialet som kan hittas i ytvattnet bildas koldioxid och därför blir vattnet surt efter att ha tagit sig igenom biozonen.
Vattnet färdas först igenom bassängens biohud, som kommer att bildas efter en viss tid i drift. Vid biohuden sker filtreringen av järn och mangan där mangan oftast kan hittas en bit ner i filterbädden och det är även här den största delen av vattenkvalitetsförändringarna sker. Även mängden bakterier och virus minskar. Bassänginfiltrationen filtrerar också bort partikulärt organiskt material, vilket kan ske vid låga vattenhalter i en markprofil. När markprofilen har låga vattenhalter kommer vattnet även att infiltrera jordarnas fina porsystem vilket gör det möjligt att adsorbera humusämnen och filtration av partikulärt organiskt material. När vattnet flödar igenom den omättade zonen sker även jonbyten där vätejoner i infiltrationsvattnet byts ut och vattnet tillförs andra positiva joner från lättvittrade mineraler. Mineralerna innehåller t.ex. kalcium och magnesium. Genom jonbytet kommer infiltrationsvattnet att neutraliseras vilket leder till att pH-värdet samt alkaliniteten ökar. Till slut når vattnet den mättade zonen som kallas grundvattenzonen där ytvattnet omvandlas till grundvatten. Förutom att omvandlas avskiljs även organiskt material. Har syret tagit slut under den här processen kommer grundvattnet även innehålla järn samt mangan.
7
Figur 2: En illustration över marklagren under en bassängsinfiltration [4]
I vissa anläggningar är inte poängen med bassängsinfiltrationen att öka
grundvattenbildningen utan istället att blanda ytvatten och grundvatten. Om grundvattnet är hårt går det att göra det mjukare med en blandning av mjukt ytvatten samt hårt
grundvatten, vilket resulterar i ett blandvatten med godkänd hårdhet [4].
2.2.2 Snabbfiltrering
En teknik som används vid flera infiltrationsanläggningar och är pålitlig kallas för snabbfiltrering. Snabbfiltret är ett filter som belastas mycket högre än långsamfilter och filterbäddar vid t.ex. infiltrationsbassänger. Ett snabbfilter brukar normalt belastas med 5–10 m/h vid öppna filter och 10–15 m/h för tryckfilter. I ett snabbfilter filtreras det grövre
partikulära materialet bort medan finpartiklar kan passera. Snabbfiltrering brukar användas som ett förfiltreringssteg för filtrering av t.ex. järn och mangan [4].
8 2.2.3 Återinfiltration
Om vattnet inte når kraven som ställs, t.ex. innehåller för höga halter av mangan, järn och organiskt material går det att efterbehandla det genom t.ex. återinfiltration. Grunden i ett återinfiltrationssteg är i princip likadan som bassängsinfiltration förutom att i ett åter- infiltrationssteg filtreras grundvatten istället för ytvatten. Återinfiltration innebär alltså att grundvatten tas upp och återinfiltreras i marken. Återinfiltrationssteg har använts i Sverige sedan 1950-talet och är en teknik där vattnet luftas innan den når t.ex. en infiltrationsbädd [4].
2.3 Klimatförändringar
2.3.1 Grundvattenbildning i olika regioner
Grundvattenbildningen varierar i olika regioner i Sverige. I norra Norrland sker den största mängden grundvattenbildning under våren eftersom snön smälter. Detta gör att grund- vattennivåerna stiger snabbt och på detta vis når sitt maximum. Efter att grundvatten- nivåerna nått sitt maximum kommer dessa att minska konstant till sitt minimum som är strax innan snösmältningen. Norrlands kustland, södra Norrlands inland och norra Svealand har två maximum som sker under snösmältningen vid våren samt under hösten eftersom växternas upptag av vatten är liten då. De lägsta nivåerna blir under slutet av vintern. Södra Sveriges inland samt nordöstra delar av Svealand har sin högsta nivå vid snösmältningen.
Den lägsta nivån återfinns under slutet av sommaren. Redan under hösten kommer grund- vattenbildningen att öka innan den åter går ner innan vårsmältningen. I Svealand och Götalands kustområden snöar det inte mycket vilket leder till att grundvattennivåerna påverkas eftersom nederbörden oftast faller som regn och inte som snö. Den lägsta nivån som uppstår är under tidig höst och efter att ha uppnått sitt minimum kommer grund- vattennivåerna att konstant öka tills att den når sitt maximum under våren.
I framtiden, när klimatet blir annorlunda kommer troligtvis vattennivåerna i dessa regioner att förändras vilket kan bero på t.ex. en höjning av temperaturen vilket gör att vintern kortas ner. Med en kortvarig vinter kommer regionen inte ha samma mängd nederbörd i form av snö. Med mindre mängd snö kommer grundvattennivåerna inte att nå samma maximum.
Grundvattennivåns minimum kommer också att påverkas eftersom grundvattnet inte når samma maximum vilket leder till att regionen troligtvis når ett lägre minimum än med lägre temperaturer. Temperaturen kommer också påverka avdunstningen samt respirationen hos växter vilket leder till att en mindre mängd vatten kommer nå marken vilket också kommer påverka grundvattennivåerna. En förändring i temperatur kan alltså leda till en kedje- reaktion som kommer att påverka många egenskaper hos vattnet som bildas.
Ett högre maximum och ett lägre minimum vad gäller grundvattennivån kan påverka regionerna negativt. Saltvatteninträngning till grundvattnet kan ske när lägre grundvatten- nivåer uppstår. Högre grundvattennivåer kan orsaka att grundvattnet inte blir lika rent som tidigare då höga grundvattennivåer leder till att marken får större vattenmättade zoner.
Mättad mark har inte samma förmåga att rena vatten [7].
9 SMHI har registrerat värden för landets lägsta och högsta grundvattennivåer sedan 1975. För att kunna evaluera de modeller som används för att förutse framtida svensk dricksvatten- försörjning använde sig Lagergren [8] av SMHI:s grundvattennivå data för åren 1975–2014 som visat sig att lägstanivåerna för Norrlands kustland, Södra Norrlands inland och Norra Svealand har ökat med upp till 20 centimeter under alla månadsperioder. Den största ökningen för denna region har varit under våren. För norra Norrland har maximumnivån ökat med 21 centimeter. Regionen som påverkats mest under de 40 åren som mätts upp har varit södra Götaland och södra Svealand. Maximumnivån samt minimumnivån har
påverkats i region fyra. Minimumnivån har ökat och ligger mellan 20 och 30 centimeter under alla månadsperioder och ökningen i maximumnivån har varit mellan 15 och 20 centimeter för alla månadsperioder. För regionen södra Sveriges inland och nordöstra delen av Svealand har deras största ökning av maximumnivån och minimumnivån inträffat under sommaren som ligger runt 20 centimeter.
För att se en effekt av globala klimatförändringar krävs det uppmätta värden i långa tidsserier och 40 år anses vara en kort period för detta ändamål. Men för de trender som beräknats med hjälp av modeller för grundvattennivåer i ett framtida klimat har det visat sig överensstämma ungefär med de uppmätta värdena under dessa 40 år. Med hjälp av
modellen har det beräknats att grundvattennivåer i t.ex. östra Götaland ska bli lägre i framtida klimat men med de uppmätta värdena från SMHI visar det sig att
grundvattennivån hos östra Götaland ökat i vissa områden. De senaste 40 åren påvisar att grundvattennivån generellt ökat för södra Sverige även om klimatscenarierna påstår att norra Sverige borde få den högsta ökningen vid nästa sekelskifte [8].
2.3.2 Klimatens påverkan på grundvatten
Människan har påverkat klimatet på ett negativt sätt genom olika sorters aktiviteter vilket lett till att en global uppvärmning är på gång. Detta leder till klimatförändringar som kommer påverka temperaturen på jorden som i sin tur kommer leda till förändringar i avdunstningsmönster och nederbördsmönster. Detta leder till att vattnets kretslopp
påverkas. Om vattnets kretslopp influeras kommer vår tillgång till grundvatten att påverkas eftersom att grundvatten är en del av vattnets kretslopp. Det är även grundvatten som bildar ytvatten genom att strömma ut från marken. Alltså är även ytvatten en del av vattnets kretslopp och kan påverkas. Grundvatten är starkt beroende av klimatet.
Landområden får sitt vatten genom att det regnar eller snöar och lagras i marken som både markvatten och grundvatten. All nederbörd kommer inte att lagras i marken utan en del av nederbörden kommer avgå till atmosfären genom avdunstning och genom transpiration från växter.
Grundvatten som lagrats i marken kommer sedan att förse vattendrag, sjöar och hav.
Eftersom att nederbörd, avdunstning och avrinning kan variera med årstider eller p.g.a.
klimatförändringar kommer även den totala mängden som finns i grundvattenmagasinet att variera. Vid årstider där växter, lövverk och grenverk är som mest aktiva kommer
grundvattenbildningen att påverkas då vattnet hamnar på exempelvis växtens blad vilket i
10 sin tur leder till att vattnet avdunstas innan den når marken. Dessa faktorer används även för att kunna beräkna hur mycket grundvattenbildning som bildas.
Allt grundvatten som bildas är inte drickbart och begreppet grundvattentillgång innebär inte att vattnet är av dricksvattenkvalitet. En del mark har sämre förmåga att magasinera vattnet som områden bestående av berg eller områden med tunna jordtäcken. Detta gör att
tillgången på vatten kommer bero på markens förmåga att magasinera vattnet istället för förmågan hos grundvattenbildningen. Det finns olika typer av grundvattenmagasin, dessa kallas antingen för små eller stora grundvattenmagasin [9]. Ett grundvattenmagasin
innehåller grundvatten som finns i sprickor eller i porer som är sammanbundna. Genom att vara sammanbundna blir det möjligt för vattnet att kunna tillföras, lagras, röra sig och lämna magasinet via en brunn eller läckage till ytvattnet. De små grundvattenmagasinen brukar kallas för snabbreagerande magasin och de stora grundvattenmagasinen kallas för
långsamreagerande magasin. Anledningen till namnen är två faktorer, hur snabb responstid grundvattenmagasinet har samt grundvattenmagasinets årliga nivåamplitud [10].
Små grundvattenmagasin kan tömmas snabbt och de är även känsliga för perioder utan grundvattenbildning. Detta gör det extra viktigt med höga grundvattennivåer under våren eftersom det inte bör uppstå en period med vattenbrist under sommaren. Det här betyder att små grundvattenmagasin har en kort responstid och en stor årlig nivåamplitud. Stora grundvattenmagasin är inte känsliga för enstaka torrår eftersom de rymmer mer vatten än det som kan bildas under ett normalt år. Däremot om det uppstår torrår flera år i rad kan vattenbrist uppstå även i stora grundvattenmagasin. Risken för vattenbrist beror alltså av hur mycket vatten som tas ut ur magasinet, magasinets volym och hur stor
grundvattenbildningen är.
I framtiden förväntas Sverige ha en högre nederbördsmängd p.g.a. en ökning i temperatur vilket kommer leda till en ökad avdunstning. Även perioden då växter växer kommer att förlängas och det här kommer leda till en förkortad period av grundvattenbildning [9]. Då vattenförsörjningen består av flera funktioner som t.ex. tillrinningsområde, vattentäkt, vattenverk och vattenreservoarer kommer kedjan att påverkas när klimatet förändras. Hur den lokala vattenförsörjningen påverkas är olika beroende på var försörjningen är samt en mängd andra faktorer. Det finns en möjlighet att klimatet kan påverka vissa områden mindre än andra beroende på dessa faktorer.
Extrema vädersituationer kommer att vara den faktor som påverkar kedjan mest eftersom mobiliteten av föroreningar ökar på grund av ras och skred samt avspolning av markytor med föroreningar. Dessa situationer kan uppstå vid exempelvis. översvämningar vilket gör att förorenat vatten når ut till tillrinningsområdet. Översvämningsvatten får med sig olika föreningar från förorenade markområden, trafikerade vägar eller betesmark.
Översvämningsvattnet kan innehålla miljögifter vilket kan skada en vattentäkt. En vattentäkt som har långsamma flöden som t.ex. en grundvattentäkt kan skadas permanent av
miljögifter. En annan faktor är föroreningar i marken som kan bli upplösta av
översvämningsvattnet vilket kan leda till permanenta skador [2]. Översvämning kan även leda till skred vilket uppstår då översvämningsvattnet tar sig in i jorden och höjer
11 grundvattennivån. Det här leder till att portrycket i jorden ökar och orsakar en försämrad fasthet i jorden. Risken för skred kommer att öka inom kustområden i Sverige då
översvämningar kan uppstå mer frekvent och då medeltemperaturen i jorden ökar [11].
Ett annat problem som kan uppstå med temperaturhöjning i marken är den mikrobiologiska risken. Det finns många mikroorganismer som kan förorsaka sjukdomar vilket leder till att dricksvattnet inte längre är säkert att dricka om de förekommer där. Det måste alltså finnas en plan till försvar mot denda mikrobiologiska risken som kan uppstå. Vissa virus, som t.ex.
vinterkräksjukan, kan behålla sin förmåga att infektera människor länge i vatten. Dessa virus kan dessutom vara okänsliga mot klor. Bakterier som Legionella trivs bra i varmt vatten och har då även bättre möjlighet att kunna föröka sig vilket kan innebära en risk om medel- temperaturen höjs i Sverige. Om råvattentemperaturen ökar med 10°C kommer tillväxt- hastigheten hos bakterier att fördubblas. Svenska dricksvattenföreskrifter har ett gränsvärde på 20°C för dricksvatten [2].
2.3.3 Klimatens påverkan på ytvatten
Ytvattnets kvalitet påverkas vid ökning av temperaturen eftersom nederbörden påverkas.
Nederbörden beräknas öka fram till år 2100 speciellt under årstiderna vår, höst och vinter.
Den ökade nederbörden kommer att påverka tillrinningen som i sin tur är kopplad till ämnestransporten till vattendragen. Egenskaper som färg kan förändras eftersom humushalten i ytvattnet ökar. Redan idag är det här tydligt inom södra och mellersta Skandinavien. Temperaturökning kommer även påverka ytvattnets temperatur. Precis som det tidigare nämnts kommer ytvattnet att påverkas negativt då risken för tillväxt av bakterier ökar. Förutom bakterier kommer även syrehalten i ytvattnet att minska vilket kommer leda till en utlösning av järn och mangan. Vid översvämning kommer ytvattnets kvalitet att påverkas p.g.a. både mikrobiella och kemiska föroreningar. Kemiska föroreningar kan vara olja och lösningsmedel från industrimark.
I Skandinavien finns det redan nu höga halter av humusämnen, som utgör majoriteten av det organiska innehållet, i vattnet vilket kan öka risken för tillväxt av mikroorganismer.
Vattentäkter som har en kort uppehållstid i vattendrag kommer att påverkas negativt men även vattentäkter med lång uppehållstid kan påverkas negativt då humusen haft tillräckligt med tid för att brytas ner till mindre och mer svårbehandlade former.
2.4 Syror och basers egenskaper i vatten
2.4.1 Syra-basjämvikter
Det finns olika definitioner av vad som är en syra och vad som är en bas. Den vanligaste definitionen har förklarats av Atkins & Jones [12] som utbytet av protoner och vars lösning kan mätas i pH. Definitionen förklarar att en bas är det som tar emot en eller flera protoner (H+) medan en syra donerar en eller flera protoner. Mätningen som utförs mäter aktiviteten av protoner i lösningen. Som ett exempel kan vi titta lite närmare på den svaga lösningen vatten, där H3O+ mäts istället för protoner p.g.a. reaktionen, se Ekvation 2.
12
𝐻 + 𝐻 𝑂 = 𝐻 𝑂 (2)
Atkins & Jones [12] förklarar också att pH är en mycket viktig parameter eftersom lösta ämnen som ingår i syra-basjämvikter kan bestämma vilken riktning reaktionen kommer att gå. Exempel på en vanlig syra-basjämvikt, se Ekvation 3.
𝐻𝐴( ) ⇄ 𝐻( )+ 𝐴( ) (3)
Här står HA för syran och A- för basen som stannar i vattnet eftersom HA löses upp.
𝐾 = ( ()() ) (4)
Genom att utnyttja Ekvation 4 går det att bestämma den relativa styrkan hos baser och syror.
Konstanten K har också en relation till pH och kan beräknas genom minuslogaritmen för Ka som då kallas för pKa. pKa räknas ut med hjälp av Ekvation 5.
𝑝𝐾 = 𝑝𝐻 + log(𝐻𝐴) − log (𝐴 ) (5)
Autoprotolys är en egenskap som innebär att ett rent amfolytiskt ämne kan protolyseras även om det inte finns någon syra eller bas närvarande - som vatten. I vatten finns det alltså H+ vilket gör att vattnet både är en syra och en bas, se Ekvation 6 [12].
𝐻 𝑂 ⇄ 𝐻 + 𝑂𝐻 (6)
2.4.2 Ett kolsyrasystem bestående av flera syra-basjämvikter
Kolsyrasystemet består av flera syra-basjämvikter och inkluderar kolsyra (H2CO3), bikarbonat (HCO3-), karbonat (CO32-) och löst koldioxid (CO2) i vatten. Ifall systemet är ett öppet system innebär det att koldioxiden som är löst i vatten är i förhållande till koldioxiden som finns i atmosfären. Koldioxiden som finns i luften bedöms vara konstant vilket också innebär att koldioxiden som är löst i vattnet är konstant [13].
2.4.3 Alkalinitets funktioner
Alkalinitet beskrivs som ett mått på vattnets buffertkapacitet. Det betyder hur mycket tillskott av H+ och OH- som kan blandas i, utan att pH förändras. Även alkalinitet har en definition, se Ekvation 7.
𝐴𝑙𝑘𝑎𝑙𝑖𝑛𝑖𝑡𝑒𝑡 = [𝐻𝐶𝑂 ] + 2 [𝐶𝑂 ] + [𝑂𝐻 ] − [𝐻 ] (7)
Ifall alkaliniteten är positiv innebär det att vattnet reagerar med sin omgivning. Ett ofta använt exempel är hur kalciumkarbonat (CaCO3) reagerar med vattnet. En viss
koncentration av vattnets H+ kommer att ersättas med Ca2+ vilket beskrivs i Ekvation 8.
2𝐻 + 𝐶𝑎𝐶𝑂 ( )→ 𝐶𝑎( )+ 𝐶𝑂 + 𝐻 𝑂 (8)
Livsmedelsverket har satt en nedre gräns för alkalinitet som ska ligga på minst 60 mg HCO3- /l, eftersom vattnets pH är mer stabilt vid den koncentrationen. När vattnets alkalinitet mäts är det därför i själva verket ett mått på [HCO3-] [14].
13 2.4.4 Komplexbundna metaller
De flesta metaller som är upplösta i vatten är katjoner, positivt laddade joner. Katjoniska metaller binder sig med negativt laddade molekyler. När detta uppstår kommer det att ske en hydrolys vilket innebär att komplexen utvecklar kovalenta bindningar med
vattenmolekyler. Det här leder till att vätejoner bildas vilket ger sura egenskaper till vattnet.
Ett exempel på det är när järn reagerar med vatten, se Ekvation 9.
𝐹𝑒( )+ 2𝐻 𝑂 ⇄ 𝐹𝑒𝑂𝑂𝐻( )+ 3𝐻( ) (9)
Järnkomplexen som bildas är svåra att filtrera bort då de knappt deltar i adsorption- och utfällningsprocesser [13].
2.5 Redoxprocesser
Redoxprocesser liknar syra-basreaktioner. Redoxprocesser innefattar reduktions- och oxidationsprocesser där en reduktant ger bort elektroner medan en oxidant tar emot elektroner. Varje redoxprocess består av en oxidationsprocess samt en reduktionsprocess p.g.a. att det inte finns fria elektroner. Exempel på oxidation kan ses i Ekvationerna 10, 11 och 12 där Ekvation 10 är ett reduktionssteg, Ekvation 11 är ett oxidationssteg och Ekvation 12 är den totala reaktionen.
𝑂 + 4𝐻 + 4 𝑒 = 2𝐻 𝑂 (10)
4 𝐹𝑒 = 4 𝐹𝑒 + 4𝑒 (11)
𝑂 + 4𝐻 + 4 𝐹𝑒 = 4 𝐹𝑒 + 2𝐻 𝑂 (12)
Vid dricksvattenberedning rengörs vatten med hjälp av redoxprocesser för både organiska och oorganiska föreningar. För oorganiska föreningar som järn och mangan är målet att göra dessa ämnen olösliga vilket leder till att ämnena fälls ut och kan fångas av filtret.
Redoxreaktionen innebär alltså en förlust eller en vinst av elektroner och definieras utifrån standardelektrodpotential. Standardelektrodpotentialen mäts i volt och anger hur lätt ett elektronbyte inträffas [15].
2.6 Järn
Gränsvärdet för järn i utgående dricksvatten är 0,10 mg/l i Sverige [16]. Järn kan finnas i lösta former som joner som Fe2+ och Fe3+ eller i olösta former som Fe(OH)3. Järn kan bindas till humus och bilda komplexa former. Järn kan anta olika former beroende på
syrekoncentrationen i vattnet, pH, redoxpotential, vattentemperatur och närvaro av oorganiska samt organiska substanser [17].
Processen ”oxidation- flock formation” är en fysikalisk-kemisk järnborttagning metod, se Figur 3. Metoden består av en oxidation av det upplösta Fe2+ med hjälp av syre vilket kommer att leda till en formation av flockar som bl.a. består av Fe(OH)3, se Ekvation 13 [18].
14
𝑂 + 4𝐹𝑒 + 10𝐻 𝑂 ⇄ 8𝐻 + 4𝐹𝑒(𝑂𝐻) (13)
Figur 3: Fysikalisk-kemisk järnfiltrering med metoden oxidation-flock formation. [18]
Det finns också en annan metod där Fe2+ adsorberas på ytan av filtermediat genom oxidation av Fe2+ till Fe(OH)3 och den metoden kallas för adsorptiv filtrering, se Figur 4[19]. Även här sker oxidationen med hjälp av syre vilket kommer att forma ett nytt lager av järnoxid. Det här lagret kommer att intensifiera både adsorptionen och oxidationen av Fe2+. Fördelarna med adsorptionsoxidation är möjligheten för längre filterkörningar [18].
Figur 4: Fysikaliskkemisk järnfiltrering med metoden adsorptiv filtrering [19].
Båda beskrivna metoder inträffar samtidigt och den dominanta mekanismen kommer att bero på förhållandet mellan vattenkvaliteten och koncentrationen av syre. Om pH-värdet är högt kommer hastigheten av oxidationen av Fe2+ vara högre vilket gynnar metoden
”oxidation-flock formation” [18].
Förutom den fysikaliskkemiska järnfiltreringen finns det även biologisk järnfiltration. Den biologiska filtrationen görs med hjälp av järnoxiderande bakterier vars uppgift är precis som det låter att oxidera järnet och vilket ger bakterien energi. Järnoxiderande bakterier växer som bäst när pH ligger mellan 5–9. Det är också mellan dessa pH-värden då Fe2+ oxideras till Fe3+ genom fysikalisk-kemisk oxidation [19].
Bakterierna förlitar sig på Fe2+ oxidation som sin energikälla. Bakterieantalet växer inte till under starka reducerande eller oxiderande förhållanden. Istället utökas de när de har tillgång till både järnjoner och syre. Genom luftning av vattnet och ökning av
koncentrationen av syre kommer det att ske en ökning av pH som är en fördel för den biologiska järnoxidationen [18].
De järnoxiderande bakterierna (FeOB) får ut energi genom oxidation av järn (Fe). FeOB har alltså en oorganisk källa som energikälla. Möjligheten för FeOB att växa i storlek och antal kan beskrivas som en fysiologisk utmaning eftersom energin FeOB får ut av att oxidera järn är låg. Produkten, Fe(OH)3, som fås ut av reaktionen kan också leda till bakteriens död
15 eftersom utfällningen av Fe(OH)3 kan fånga in bakteriecellerna vilket leder till att den inte har möjlighet att nå sin energikälla. Dessa två faktorer gör det väldigt svårt för FeOB att föröka sig.
Reaktionen i Ekvation 14 utvinner 29 kJ/mol.
𝐹𝑒 + 0.25 𝑂 + 𝐻 → 𝐹𝑒 + 0.5 𝐻 𝑂 (14)
Om Fe3+ fälls ut som Fe(OH)3 resulterar det istället i två gånger mer energi och detta sker vid ett pH-värde omkring 7.
𝐹𝑒 + 0.25 𝑂 + 2.5𝐻 𝑂 → 𝐹𝑒(𝑂𝐻) + 2𝐻 (15)
Ekvation 15 vars process beskrevs tidigare som en ”oxidation- flock formation” brukar också skrivas som Ekvation 16.
2𝐹𝑒 + ½ 𝑂 + 5𝐻 𝑂 → 2𝐹𝑒(𝑂𝐻) + 4𝐻 (16)
Fe(OH)3 som bildas kommer att filtreras bort av det filter som används. Sedan FeOB upptäcktes har de använts flitigt av vatteningenjörer. Än idag finns det kontroverser om själva processen är biologisk eller om FeOB endast spelar en kompletterande roll i den fysikaliskkemiska filtreringen av järn [5]. Kinetiken hos järnoxidation vid neutralt pH är ännu en utmaning då abiotisk oxidation av Fe2+ har en halveringstid på <1 minut. Detta gör att FeOB måste växa under mikroaeroba förhållanden där halveringstiden för Fe2+ kommer vara upp till 300 gånger längre. FeOB gör det även möjligt att öka hastigheten av järnoxidation genom att sänka halveringstiden hos Fe2+ från 30,4 ± 12,2 minuter till 8,72 ± 1,5 minuter.
Den första bakterien som undersöktes var Gallionella ferruginea eftersom bakterien var foglig nog att odlas i laboratorium. Gallionella ferruginea är mikroaerofil och behöver Fe2+ för att föröka sig [20]. Det finns fortfarande lite information kring FeOB och hur bakterien kan ta tillvara energi från oxidationen av järn i ett pH-värde omkring 7, vilket beror på att det är svårt att odla bakterien och erhålla högt cellutbyte av FeOB. Anledningen till att det är svårt att erhålla ett högt cellutbyte av FeOB är att en elektron frigörs vid oxidationen av Fe2+ till Fe3+ vilket gör att Fe3+ omedelbart kommer att hydrolysera H2O och utfälla en fast Fe(OH)3 [20].
I Tabell 1 kan vi se de tre viktigaste bakterierna som oxiderar järn och deras egenskaper enligt Ankrah & Søgaard [5]. Den vridna cellformen hos Gallionella gör den lätt att identifiera med hjälp av ett mikroskop. En av de viktigaste faktorerna för att lyckas få en bakterietillväxt är just pH-gränserna. Bakterierna utvecklas varken under starka reducerande förhållanden eller i starka oxiderande förhållanden [5].
16
Tabell 1: Information om olika FeOB [5].
Gallionella Leptrothrix Sphaerotilus
Chemolithoautotrophic Chemoheterotrophic Chemoorganotroughs
Cellform Njurformad och vriden Stavformad Stavformad Typ av järn
producerad Fe(OH)3 Fe(OH)3 Fe(OH)3
Temperatur 8 – 16 °C 10 – 40 °C 10 – 40 °C
pH 6 – 7,6 7,5 5,4 – 9
Redoxpotential -300mV och ökande Icke specificerad Icke specificerad Fe2+ halt 2 – 25mg/l Icke specificerad Icke nödvändig Syrehalt 0,1 – 3 mg/l och ökande 1 mg/l <0,1 mg/l
I Tabell 1 är det möjligt att se hur tillväxten av t.ex. Gallionella kommer att hämmas av alkaliska pH-värden över 7,6 samt under 6. Detta innebär att det krävs luftning av vattnet för att kunna uppnå den bästa potentiella tillväxten [5]. Søgaard, et al [21] beskriver FeOB som en gradientorganism vilket innebär att de har en unik egenskap där FeOB både orsakar oxidation samt utfällning av löslig Fe2+ vid förhållanden som sträcker sig mellan fältet för Fe2+ löslighet och bildningen av Fe3+. Detta definieras enligt Figur 5.
Figur 5: Pourboix diagram för järn [22].
17 2.6.1 Risker som kan uppstå vid hög halt av järn i vatten
Som nämnts ovan kan järn alltså finnas i vatten och förekommer då som Fe2+ men i kontakt med syre kan järnet oxideras Fe2+→ Fe3+. Till följd av denna oxidation bildas det rostiga rödfärgade avlagringar på t.ex. badkar och kläder vid användning av vattnet, se Figur 6 [23].
Järn i dricksvatten innebär inte någon risk för hälsan, utan skapar främst problem med missfärgning av kläder och inredning.
Figur 6: Hur det kan se ut efter att järnrikt vatten bildat avlagringar [23].
2.7 Mangan
Den mest reducerade formen av mangan går att hitta i naturligt vatten som Mg2+ och MnO2(pyrolusite) som också är även den mest lösliga formen som finns av mangan. Om det inte sker en oxidering av manganet kommer det fortsätta vara i löslig form och strömma igenom vattenbehandlingsprocesserna utan att filtreras. Om detta sker kan stora problem uppstå eftersom vattnet då färgas svart vilket kan leda till missfärgning av kläder, ge en metallisk smak, dofta annorlunda och leda till korrosion [24].
En anledning till varför olöst mangan (och järn) kan finnas i sjöar kan bero på att en anaerobisk miljö har bildats i botten av sjön samt att manganet och järnet kan ha blivit upplösta från markavlagringar [25]. Koncentrationen hos upplöst mangan som hittas i anaerobiskt grundvatten kan nå upp till flera mg/l men vanliga koncentrationer brukar ligga mellan 0,1 – 1 mg/l [26]. Europakommissionen har bestämt att koncentrationsgränsen för mangan ska vara max 50µg/l [27].
Den vanligaste metoden för filtrering av mangan är oxidation, utfällning och slutligen filtrering. Oxidationen kan utföras via luftning eller med hjälp av starka oxidationsmedel som t.ex. kaliumpermanganat eller klordioxid. Det mest ekonomiska oxidationsmedlet är klor för just manganfiltrering men kloret kan reagera med naturligt organiskt material. Däremot om oxidationsmedlet kaliumpermanganat används kommer det inte ske någon reaktion med det naturliga organiska materialet. Även en ökning av pH från 6,84 till 8.5 rapporterades ge en
18 bättre filtrering av manganet vilket kan förklaras med Pourbaixdiagrammet nedan, se Figur 7.
Används metoden luftning-filtrering kommer det att innebära en lång mognadstid innan några resultat kan observeras, men mognadstiden kan reduceras genom att höja pH [24].
Mognadstiden för ett biologiskt filter anses vanligen uppgå till flertalet månader innan en lyckad filtrering av mangan går att utföra [28].
Med hjälp av bakterier går det att oxidera manganet, se Ekvation 17.
𝑀𝑛 + ½ 𝑂 + 𝐻 𝑂 → 𝑀𝑛𝑂 + 2𝐻 (17)
Även för bakterierna som oxiderar manganet finns en energiutvinning. Reaktionen ger hela 16,3 kcal/mol vilket kan vara tillräcklig som energi för vissa MnOB. De resterande MnOB kommer att ha möjligheten att katalysera oxidationen av mangan men reaktionen kommer ej att ge någon energiutvinning för bakterierna. Produkten mangandioxid som bildas av reaktionen är i fast form och kommer att fällas ut på filtermaterialet som används [29].
Mangandioxiden som bildas och som kan hittas på ytan av filtret kommer i sin tur oxidera manganet. Den här absorptionsförmågan kan också utnyttjas genom att höja pH vilket resulterar i en högre hastighet av oxidation [30].
För en abiotisk homogen manganoxidation med hjälp av luftning anses pH under 9 vara för låg för att kunna oxidera manganet. Katsoyiannis och Zouboulis [26] anser också att mangan inte kan avlägsnas med hjälp av oxidation och utfällning om inte pH höjs till värdet 9. En annan metod som används kallas för biologisk oxidation av mangan vilket görs med hjälp av bakterier för behandling av grundvatten. Problemet med den biologiska oxidationen av mangan är att det inte finns tillräckligt mycket information p.g.a. processerna är mycket mer komplexa jämfört med t.ex. järnoxidation som förklarats tidigare. Den forskning som utförts baseras främst på experiment [26].
De bakterier som identifierats är Crenothrix, Hyphomicrobium, Leptrothrix, Metallogenium, Siderocasa och Sideocystis. Den mest undersökta bakterien är Leptrothrix. Tidigare har det funnits en uppfattning om att Leptothrix bakterien måste finnas i det biologiska filtret för att lyckas oxidera manganet men enligt Burger, et al. [31] har undersökningar utförts och resultatet visade sig att Leptothrix inte behöver vara närvarande från början i biologiska filter för att manganreduktionen ska fungera. De rapporterar också att pH är den faktor som kan påverka effektiviteten mest hos den biologiska filtreringen men att även luftning kan påverka effektiviteten avsevärt. Enligt Burger, et al. [31] bör pH ligga mellan 7,4 – 7,5 och redoxpotentialen bör vara mellan 300 – 400. Forskarna kunde visa att det är många fler mikroorganismer som hjälper till med oxidationen av mangan i biologiska filter. Oxidationen av mangan kan uppnås enzymatiskt eller icke-enzymatiskt. Bakterien Leptothrix är då en enzymatisk MnOB som är kapabel till oxidation av Mn2+ med hjälp av O2 (syrgas) som en terminal elektronacceptor. Oftast får MnOB energi utav dessa reaktioner men Leptothrix är en av bakterierna som inte får ut någon energi [31].
Den fysisk-kemiska oxidationen av mangan utförs med hjälp av t.ex. luftning, filtrering, kemisk oxidation och adsorption. Mangan är som nämnts ovan svårare att oxidera jämfört med järn vilket oftast betyder att användning av enbart luftning inte är tillräcklig effektiv om
19 inte pH ligger över 8,5 vilket det normalt inte gör för grundvatten och ytvatten som oftast ligger mellan 5.5 – 8,5 i pH. Även Tekerlekopoulou, et al. [32] rapporterar att de huvudsakliga faktorerna är redoxpotentialen samt pH som kommer besluta huruvida utfällning kommer att ske biotiskt eller abiotiskt.
Filtersystem som enbart använder luftning brukar ha två sektioner. Den första för järn och den andra för mangan samt resterande järn som inte fällts ut i sektion ett. Används metoden adsorption med hjälp av granulärt aktivt kol kan resultaten bli mycket goda och nå upp till 94 – 98% filtrering av mangan. Däremot är inte granulärt aktiverat kol kostnadseffektivt. Det har visat sig att behandling av grund- eller ytvatten med hjälp av biologisk filtrering uppnår en hög avlägsning av mangan utan användning av kemikalier, vilket även reducerar kostnaderna samt är mer miljövänligt. Den biologiska aktiviteten ger också en minimering av återväxt hos sjukdomsalstrande mikroorganismer vilket gör att behandling av dessa mikroorganismer inte heller behövs i samma utsträckning [32].
Den mikrobiella manganoxidationen utförs antingen genom indirekta eller direkta mekanismer. Den indirekta katalysen av manganoxidationen sker när organismen modifierar pH och/eller redox förhållanden hos den lokala vattenmiljön. Den indirekta mekanismen kan också ske när organismer släpper ut metaboliska produkter som kan kemiskt oxidera Mn2+. Den direkta mekanismen involverar mikrobiell produktion av specifika makromolekyler som polysackarider eller proteiner och dessa kommer då att katalysera processen [32].
Figur 7: Pourbax diagram av mangan [33].
Figur 7 ovan illustrerar hur olika värden på pH och redoxpotentialen påverkar oxidationen av mangan. Järnoxiderande bakterier är antingen fullständig aerob eller mikroaerofil beroende på pH-värdet. Manganoxiderande bakterier kräver dock en fullkomlig aerob miljö [32].
20 2.7.1 Risker som kan uppstå vid hög halt av mangan i vatten
En daglig konsumtion av mangan utan hälsorisker uppskattas vara mellan 2–5 mg/dag.
Manganförgiftning sker vid för hög konsumtion av mangan och symptomen är
hallucinationer och våldsamt beteende. Mangankoncentration hos vatten beror oftast på pH värdet samt syrekoncentrationen. Oftast förekommer mangan tillsammans med järn. Vid användning av vatten med koncentrationer högre än 0,1 mg/l kommer kläder att bli förorenade av svartaktiga avlagringar. Om koncentrationen når upp till 0,6 mg/l kan
nervsystemet komma att påverkas negativt [23]. Förutom symtomen som hallucinationer kan en hög intag av mangan också orsaka problem i andningskanalen. Ett högt intag av mangan kan orsaka psykos [34].
2.8 Luftning
Vid luftning överförs syre till vätska. Detta kan ske på flera sätt som skjuvning då ytan av vätskan mixas med luft, eller genom att luften har direkt kontakt med en stor del av vätskans yta. Det går också att utnyttja fallande droppar vars yta kommer i kontakt med luften eller genom att skapa stigande stora luftbubblor från botten mot vattenytan, vilket ger både en stor kontaktyta som i sin tur kommer syresätta vattnet [35].
Med hjälp av luftning går det även att få bort doftämnen och gaser som koldioxid. En metod som effektivt avlägsnar doftämnen är när vattendroppar exponeras för luften. Detta beror på att doftämnena som består av flyktiga material eller föreningar förångas lätt. Det går däremot inte att avlägsna doft med hjälp av luftning ifall doftämnena kommer från industriavfall eller fenoler.
Ifall gaser som koldioxid ska avlägsnas bör fler faktorer som kan påverka resultatet av luftningen beaktas. En faktor är att borttagning av en gas från vattnet är som mest effektiv om koncentrationen av gasen är hög i vattnet och låg i atmosfären. En annan faktor är att kontrollera koncentrationen av syre i både luften och i vattnet som ska behandlas. En tredje faktor är att effektivare luftning går att åstadkomma genom att ha en så hög vattenyta som möjligt t.ex. genom att sprida flödet till enskilda droppar. Även temperaturen kan vara en faktor att beakta då effekten av luftning vid lägre temperaturer blir sämre jämfört med vid högre temperaturer [36]. Luftning anses vara en effektiv metod i vattenbehandlingsprocesser när det finns höga halter av järn eller mangan. Däremot kräver mangan mer syre än vad järn behöver för att oxideras vilket innebär att det behövs en längre uppehållstid under luftningen vid hög manganhalt [37].
2.9 Ammonium
Förutom järn och mangan som löses upp vid syrefattiga förhållanden är ammonium också ett ämne som förekommer under samma förhållanden. Vid höga halter av järn och mangan är det därför naturligt att även se höga halter av ammonium. Några problem som kan uppstå
21 med ammonium är slambildning i distributionsanläggningar och om halten är över
riktvärdet 0,50 mg/l kan risker för vattenburen smitta också öka. Nitrit som kan utvecklas vid höga halter ammonium kan ge negativ inverkan på hälsan vid värden över 1,5 mg/l [38].
Även lukt kan då uppstå.
2.10 Kalcedon
Kalcedon är ett mineral som består av kryptokristallin kiseldioxid, se Figur 8. Kalcedon har porer som kan ta upp mellan 5–25% av volymen vilket ger den bra egenskaper för filtrering av både järn och mangan då ytarean blir större [39].
Figur 8: Scanning electron microscope (SEM) av kalcedonmassa [40].
Eftersom kalcedon har en porös struktur är det lätt för mangan att adsorbera på materialet jämfört med kiseldioxid där det inte finns några mikroporer. Porstrukturen ger en högre ytarea vilket är bra för bakterietillväxten då bakterier har lättare att ”sätta” sig på materialet i detta fall kalcedon. Det här anses vara anledningen till varför mognadstiden är nästan hälften så kort som för kiseldioxid [40]. Den kemiska sammansättningen hos kalcedon visas i Tabell 2 nedan.
Tabell 2: Kemisk sammansättningen hos kalcedon [41]
SiO2 Al2O3 CaO Fe2O3 MgO Na2O K2O övrigt
90 5 0,5 2 0,25 0,15 0,3 1,8
Användning av kalcedon för filtrering av mangan fungerar även vid lågt pH mellan 7,3–7,6.
och kan användas i långa filtrationscykler [42]. I Polen har forskning utförts där kalcedon jämförs med kiseldioxid som normalt sett används vid filtration av järn och mangan.
Mognadstiden för kalcedon hade uppnåtts redan efter 27 dagar jämfört med kiseldioxid där det tog 57 dagar innan den mognat. Det kan tilläggas att även ammoniumkoncentrationen
22 minskade där kalcedonet hade lyckats filtrera bort 95–100% av ammonium efter 30 dagar.
Vid filtration av järn behövdes det ingen mognadstid då det redan från första dagen filtrerat bort mellan 90–100% av järnet [40].
2.11 HUFO-disk
HUFO-diskar är fyllkroppar som använts av flera kommunala samt industriella
reningsanläggningar [43]. Redan 1987 installerade en reningsverksanläggning med 1445 m3 HUFO-diskar, se Figur 9 [44].
Figur 9: Reningsanläggningen i Gislaved med 1445m3 HUFO-diskar.
Materialet består av polypropylen med tillsatser av grafit samt talk som har tillförts för att ge en bättre resistans mot ultraviolett strålning och för att öka styrkan. Dessutom kan diskarna utstå temperaturer upp till 100°C och har en oerhört bra kemisk resistans. Diskarnas
konstruktion har gjort det möjligt att få en hög specifik ytarea, se Figur 10 [45].
23
Figur 10: Utseendet hos en HUFO-disk.
Förutom fördelarna med stor ytarea är HUFO-diskarna även återanvändningsbara samt återvinningsbara. En annan fördel med filtermaterialet HUFO-diskar är möjligheten att det med lätthet kan flyttas och återanvändas i en annan reningsprocess. Biohudens
mikroorganismer som bildas under reningsprocessen har en hög kontakt med HUFO- diskarna vilket gör det ännu lättare för mikroorganismerna att nå ut till vattnet och fälla ut grundämnen som järn samt mangan. [45]
2.12 Tidigare studier i Hassela
Nuvarande råvattenbrunnar (2 st) i Hassela vattentäkt var tidigare produktionsbrunnar innan behandlingssteget med infiltrationsbäddar lades till. Efter att brunnarna varit i produktion några år hade halterna av järn- och mangan ökat men även färg och grumlighet.
Därför bestämdes det 2013 att lufta råvattnet och infiltrera vattnet genom sandbäddar för vidare infiltration ned till grundvattenmagasinet som vattentäkten är belägen i. Efter att brunn 1 och brunn 2 visat för höga halter av järn och mangan borrades en tredje brunn men som också den börjat visa för höga värden efter några år. Problematiken synes vara att ett syrerikt vatten från Hasselasjön (inducering) möter ett äldre syrefattigare grundvatten. När dessa två typer av vatten möts sker en oxidation vilket i sin tur ger utfällning av järn och mangan därav har brunn 1, 2 och 3 vatten med för höga halter av järn och mangan. Därför togs beslutet att borra tre nya brunnar med olika djup som ska fungera som
produktionsbrunnar istället för de första tre brunnarna. Grundvatten från de nyare
brunnarna (brunn 2 och 3) pumpas upp på infiltrationsbäddarna där råvattnet luftas innan det infiltreras i sandbädden där utfällningen av järn och mangan ska ske.
24
3 Material och metod
I den här studien byggdes ett pilotfilter bredvid den befintliga infiltrationsanläggningen i Hassela.
3.1 Hasselas dricksvattenanläggning
Processen i Hassela består av två brunnar där den ena brunnen (GVP 2) är en reservbrunn och den andra (GVP 3) pumpar ut grundvatten ur en råvattenbrunn och leds vidare till en infiltrationsanläggning. Infiltrationsanläggningen består av två infiltrationsbäddar som används växelvist där vattnet luftas innan infiltrationen påbörjas. Infiltrationsbäddarna är uppbyggda av filterkalk och filtersand vars syfte är att avskilja järn, mangan samt att förbättra färg och turbiditet. Processen som används här heter återinfiltration och förklaras i avsnitt 2.2.3. Infiltrationsbäddarna är 90 m2 stora och är uppbyggda i tre fraktioner. Orsaken till varför vattnet infiltreras igen är att lufta grundvattnet för att enklare kunna oxidera järnet och manganet. När vattnet har infiltrerats genom bäddarna ner till grundvattenmagasinet kommer det att pumpas upp med hjälp av två andra brunnar (GVP 4 och GVP 5). Vattnet pumpas till vattenverket genom en lång vattenledning på cirka 1 km. När vattnet är framme i vattenverket kommer det att först luftas i en droppluftare för att sedan passera genom ett sandfilter innan det når lågreservoaren som är placerad under vattenverket.
Huvudproblemet i Hasselas dricksvattenanläggning är att infiltrationsbäddarna är för dyra att underhålla. När infiltrationsbäddarna blivit mättade och igensatta måste sandlagret bytas ut vilket även det leder till stora kostnader. Ett förslag på lösning av problemet är att lägga till en förfiltrering vars syfte är att reducera järn- och manganinnehållet innan vattnet infiltreras på infiltrationsbäddarna.
3.2 Konstruktion av pilotanläggning
Pilotanläggningen består av två 200-liters plastfat, se Figur 11a. Översta delen av plastfaten sågades av eftersom att råvattnet skulle ha möjligheten att luftas innan vattnet når filtret i plastfaten. En ledning monterades ovanför plastfaten och användes för inkommande råvatten. Små hål borrades i ledningen för att åstadkomma en större kontaktyta för luftning av vattnet, se Figur 11b.
25
Figur 11: a) Plastfat 220L [46]. b) Foto taget ovanifrån av plastfatet med HUFO-diskar.
Vid botten av plastfaten sågades det ut en öppning där vattnet skulle ledas ut, se Figur 12a.
Även en ventil och ett vattenlås monterades fast vid öppningen. Ventilen användes för störttappning som genomfördes för att få ut järn- och manganpartiklar som inte adsorberats fast på filtermaterialet och istället fastnat vid botten av plastfaten.
Det filtrerade vattnet leddes vidare genom vattenlåset till infiltrationsanläggningen, se Figur 12b. Figur 13a och 13b visar skisser av de båda pilotfiltren.
Figur 12: a) Foto på pilotanläggningen tagen från sidan. b) Foto på vattenledningen till infiltrationsanläggningen.
26
Figur 13: a) Skiss av kalcedonfiltret. b) Skiss av HUFO-filtret.
3.3 Försöksuppställning
Pilotanläggningen innefattade alltså två pilotfilter, varav det ena filtret innehöll HUFO- diskar och det andra kalcedonmassa. I Hassela installerades pilotfiltren intill
infiltrationsanläggningen genom att leda en råvattenledning till var och ett av filtren.
Råvattenledningen till pilotanläggningen var ett delflöde av samma råvatten som pumpades direkt till infiltrationsanläggningen. Genom att använda den här metoden kunde
pilotanläggningen ha samma dygnsvariationer som infiltrationsanläggningen. Råvattnet som filtrerats genom pilotanläggningen leddes sedan vidare till infiltrationsanläggningen.
3.4 Försöksgenomförande
De två plastfaten fylldes upp med råvatten och filtermaterial. Mikroorganismer inympades från infiltrationsbädden till båda plastfaten, detta för att påskynda etableringen av
mikroorganismer i pilotfiltren vilket i sin tur skulle leda till en förkortad uppstartsfas.
Provtagning genomfördes en gång per vecka. Störttappning utfördes initialt också en gång per vecka, samma dag som provtagningen. Det tog ungefär 25 minuter att genomföra störttappning av filtret med kalcedonmassan medan samma procedur endast tog ca 2 minuter för filtret med HUFO-diskar. Datum för driftstart var 2020-04-21. Vid driftstarten utfördes endast en störttappning per vecka men efter två veckor av regelbunden
igensättning bestämdes det att utföra störttappning två gånger per vecka istället. Dvs, från 2020-05-05 utfördes det en provtagning samt två störttappningar varje vecka.
27 3.4.1 Provtagning
Provtagningen utfördes en gång i veckan under hela försökstiden. Tre prover togs, ett råvattenprov och ett prov från respektive filterförsök. Proverna förpackades i provflaskor med volymen 500 ml. Vattentemperatur uppmättes på plats både för råvattnet och det filtrerade vattnet. De vattenegenskaper som sedan analyserades vidare var järnhalt, manganhalt, turbiditet, pH och temperatur.
3.4.2 Analys
Proverna skickades till Synlab i Umeå som utförde analyserna. Synlab är ackrediterat av SWEDAC vilket innebär att deras laboratorier följer laboratoriestandarden. Synlabs grundämnesanalys utförs med standarden ”ISO 11885:2007” som är en metod där
bestämning av upplösta grundämnen, grundämnen lösta till partiklar och totala innehållet av grundämnen i olika typer av vatten mäts. Standarden användes i detta fall för att analysera mängden järn och mangan som fanns i vattnet. Analysen utfördes med hjälp av atomemissionsspektrometri med induktivt kopplad plasma (ICP-AES).
Andra egenskaper som mättes av Synlab var turbiditet, pH och färgtal vilka mättes enligt standarderna ”ISO 7027–1:2016”, ”ISO 10523:2012” och ”ISO 7887:2012”.
