Filtrering

Tillämpning

Det finns en rad olika filtreringstekniker för att behandla förorenat grundvatten och pumpat länsvatten från saneringsschakter. Här beskrivs följande vanligt förekommande filtreringstekniker:

• Filtrering via aktivt kol (”kolfiltrering”)
• Omvänd osmos
• Nanofiltrering
• Markfilter

Filtrering via kolfilter och nanofiltrering används i huvudsak för vattenrening med avseende på organiska föroreningsämnen. Både kolfilter och nanofilter har emellertid dokumenterad reningseffekt på metaller som t.ex. arsenik och kvicksilver. Markfilter och omvänd osmos tillämpas oftast på ”blandföroreningar” där det förekommer såväl organiska som oorganiska föroreningar.

 

Behandlingsprinciper

Filtrering innebär att både lösta föroreningsämnen och föroreningar bundna till kolloider och andra partiklar, binds till eller fördröjs i en filtermatris. I nästan alla typer av vattenfilter förekommer en eller flera av nedan redovisade mekanismer:

•          Elektrostatisk interaktion
•          Kemisk substitution
•          Intermolekylära krafter
•          Fördröjningsmekanismer

Elektrostatisk interaktion innebär att positiva joner binds till negativa joner och vice-versa, liksom att joner med liknande polaritet/laddning repellerar varandra. Kemisk substitution innebär att atomer ersätter varandra i ett molekylgitter, som t.ex. då bly ersätter kalcium och bildar bly-karbonat i ett markfilter med kalciumkarbonat som aktiv sorbent. Intermolekylära krafter (van der Waals-krafter m.fl.) är svaga krafter som förekommer mellan nästan alla former av molekyler oberoende av elektrisk laddning och som bl.a. binder vissa ämnen till kolloider i en vätska. Fördröjningsmekanismer är ett samlingsnamn för den uppbromsning som uppstår då det förorenade vattnet måste passera via filtrets porsystem.  I flera av filterteknikerna så ackumuleras föroreningar som är lösta i vattnet eller kolloidbundna till dess att filtret är mättat och filtermatrisen sin helhet måste bytas ut eller regenereras. Undantaget är filter för omvänd osmos och nanofilter där ett koncentrat av föroreningarna kontinuerligt följer med ett separat spolvatten ut ur filtret, dock har även dessa filter en begränsad livslängd och kan med tiden behöva bytas ut.

 

Tekniskt utförande

Nedan beskrivs kortfattat de olika filtreringsmetoderna, exempel på behandlingsbara föroreningar samt vilka reduktionsgrader som kan förväntas:

Kolfiltrering

Förenklat kan ett kolfilter betraktas som ett nätverk av porer där varje enskild por är kopplad till övriga porer. Sorptionen sker i huvudsak genom fördröjningsmekanismer och fastläggning till följd av van der Waals-krafter. Kolfiltret fördröjer transporten av vattenlösliga organiska ämnen till dess kolfiltrets adsorptionskapacitet är uppfylld och filtret uppnått sin mättnadsgrad. (1)

Kolfiltertekniken är relativt enkel och väl beprövad och bygger på att det förorenade vattnet får infiltrera genom kolonner som vanligtvis är fyllda med granulärt aktiverat kol (GAC). I allmänhet leds det förorenade vattnet in ovanifrån även om uppåtriktade (trycksatta) system också förekommer. Vid höga halter av järn, mangan och suspenderat material kan förfiltrering krävas för att inte kolfiltrets porer ska blockeras.

Granulärt aktivt kol (GAC) finns i en rad olika kommersiella kvaliteter/sorter. För större volymer vatten som behöver renas i efterbehandlingsprojekt byggs ofta kolfilteranläggningar ihop för varje projekt genom att kolonner packas med GAC av vald kvalitet.  Det går inte att generellt säga att den ena GAC-sorten är mer effektiv än en annan.  Filterförsök i laboratorieskala, s.k. batchförsök, behöver i allmänhet utföras för att klarlägga vilken typ av GAC som är optimal för aktuell föroreningssituation. (2)

Kolfiltrets reningskapacitet är i regel mycket hög (85–99 % reduktionsgrad) för flertalet vanligt förekommande organiska föroreningsämnen såsom klorerade alifater, monoaromater, pesticider och även för vissa PFAS. Reduktionsgraden påverkas av naturligt förekommande organogent material som t.ex. humusämnen och mikroorganismer, vilka gemensamt medverkar till att filtermatrisen uppnår sin mättnadsgrad långt tidigare än vad fallet skulle vara om vattnet hade ett lågt innehåll av organiskt material. I reningsanläggningar baserade på GAC tillsätts ibland syror för att lösa ut och ”tvätta bort” organogent material som ackumulerats inuti filtret. Utlakning med syra benämns även regenerering. Vanligare är dock att hela filtermatrisen byts ut och kasseras då mättnadsgraden uppnåtts. Många kolfilter har även en backspolningsfunktion som aktiveras regelbundet för att förhindra kanalbildning. (3)

Figur 1. Kolfilter, där det förorenade vattnet leds ner genom kolet, genom en grusbädd och sedan ut. Grusbädden (som även kan bestå av sand eller annat partikelfiltrerande material) hindrar kolpartiklar att följa med vattnet ut ur filtret. Illustration av Nina Fries.

Omvänd osmos

Osmos är en transport som sker på grund av skillnaden i koncentration i två behållare av vätska åtskilda av ett semipermeabelt membran.  Om membranet är genomträngligt för vätskan men inte för de lösta ämnen som finns i vätskan kommer vätskan att strömma genom membranet till dess att osmotisk jämnvikt uppstått. För att rörelsen ska ske i motsatt riktning behöver det förorenade vattnet därför trycksättas, och då uppstår omvänd osmos (RO). Omvänd osmos innebär att ett semipermeabelt membran filtrerar bort oönskade ämnen i en vattenlösning. Vattenmolekyler och andra molekyler och atomer med liknande storlek kan passera membranet medan föroreningarna blir kvar på andra sidan. Föroreningarna koncentreras och leds ofta bort tillsammans med en mindre mängd vatten för att filtret ej ska sättas igen. Detta vatten måste omhändertas på lämpligt sätt beroende på föroreningstyp.

Effektiviteten med vilken föroreningar avskiljs i RO-membranet beror på membranets sammansättning. Vid fullskaleanläggningar baserade på omvänd osmos där det semipermeabla membranet utgörs av kompositmaterial (polyamid) tillverkat med hjälp av tunnfilmsteknologi uppges reningsgraden för både organiska och oorganiska föroreningsämnen överstiga 99 %. Beträffande organiska föroreningsämnen så är det generella intrycket att omvänd osmos är mer effektivt än kolfiltrering med GAC vid höga föroreningskoncentrationer (>0,5–1 mg/l), men uppvisar lägre reduktionsgrad än aktiv kolfiltrering med GAC vid lägre föroreningshalter (<0,5–1 mg/l). (4)

Figur 2. Principen för ett filter för omvänd osmos med genomströmmande vatten. Trycksatt förorenat vatten leds in, vattnet passerar membranet medan föroreningar stannar kvar och renat vatten leds ut. Föroreningarna blir på detta sätt koncentrerade i ett så kallat retentat, som leds ut och behöver omhändertas. Illustration av Nina Fries.

Nanofiltrering

Nanofiltrering (NF) har sin grund i tekniken kring omvänd osmos. NF-membran uppvisar en högre permeabilitet och har en sämre fastläggningsgrad för lösta föroreningsämnen än RO-membran. NF–membran används därför i huvudsak för selektiv rening, t.ex. när enbart organiska lösningsmedel ska renas från en lösning med andra lågmolekylära ämnen och joner, eller när bräckt havsvatten enbart ska renas från divalenta joner som kalcium och sulfat. Avskiljning vid nanofiltrering sker enligt två principer, dels genom att oladdade föreningar beroende av molekylstorlek fastnar eller hålls tillbaka av NF-membranet och dels genom att joner fastnar i NF-membranet till följd av elektrostatisk interaktion och därefter bidrar till att andra joner repelleras eller attraheras. Nanofiltrering måste alltså anpassas till den grupp av föroreningsämnen som man avser att avskilja i det enskilda fallet och är således en betydligt mer komplex filtreringsprocess än både kolfilter och omvänd osmos (5).

I de fall där NF-membranets selektivitet för en viss ämnesgrupp, t.ex. divalenta joner i bräckt havsvatten, nyttjas är reningsgraden i det närmaste 100 %. I den vetenskapliga litteraturen rapporteras dock varierande reningsgrad för både organiska och oorganiska ämnen vid generell användning av NF-membran.  T.ex. anges reningsgraden för PFAS i grundvatten till mellan 50 % och ”något över 95 %” (3). Beträffande fluorid och organiska samlingsparametrar som t.ex. TOC och COD uppges nanofilter vid små vattenflöden (25–100 m3/dygn) uppvisa en reningsgrad överstigande 95 % (4).

 

Figur 3. Nanomembran som avskiljer oönskade ämnen från vattnet. Själva konstruktionen ser ofta ut som filtren för omvänd osmos, se figur 2. Illustration av Nina Fries.

Jonbytarfilter

Jonbytesteknik har använts sedan slutet av 1930-talet inom vanliga vattenbehandlingsprocesser och för avskiljning av föroreningar. Jonbytarfilter består av en syntetisk opolär polymer som kan preparerasmed laddade grupper för både katjon- och anjonbyte och kan användas för avskiljning av flera typer av föroreningar från vatten såsom nitrat, perklorat, och arsenik mm (ITRC, 2022). Specifika jonbytarfilter finns också för avskiljning av PFAS. En skillnad mellan syntetiska sorbent och exempelvis GAC är att porstorleken, partikelstorleken och avståndet mellan funktionella grupper hos syntetiska jonbytarmassor kan kontrolleras på ett enklare sätt och är mer homogen (SVU 2017).

Jonbyte sker mellan en fast fas, jonbytarmassan, och den vattenfas som ska renas. På den fasta fasens yta finns funktionella grupper med en bestämd laddning. Bundet till de funktionella grupperna sitter joner av motsatt laddning. Lösta joner i vattnet attraheras till de laddade grupperna på jonbytarmassan. Om jonerna i vattnet har större affinitet till jonbytarmassan än de joner som redan sitter där kommer de att byta plats, dvs de lösta jonerna fastnar på jonbytarmassan och avlägsnas ur vattenfasen. Det finns olika typer av jonbytarmassor inriktade mot föroreningar med olika laddningar.

Utveckling och användning av selektiva jonbytarmassor för avskiljning av PFAS har skett relativt nyligen, men tekniken är redan väl etablerad. Några PFAS-specifika material på marknaden erbjuds av till exempel Purolite, DuPont och Calgon Carbon Corporation. De finns av olika typer, som exempel, av svagbastyp, starkbastyp, geltyp eller mesoporös typ. De olika typerna har för- och nackdelar, där kapacitet och hållbarhet samt regenererbar kontra icke regenererbar, ofta ställs emot varandra (för mer information se till exempel Dixit et al. 2020. En vanlig typ av massa som används för PFAS, består av anjonbytarmassa med funktionella grupper i form av positivt laddade aminer, en icke regenerativ starkbastyp, som attraherar de (vid normalt pH) negativt laddade grupperna på PFAS-molekylerna såsom till exempel sulfon- och karboxylsyrahuvudena (Dixit et al. 2021). Samtidigt kan den hydrofoba änden av PFAS (kolkedjan) adsorberas till de opolära och således hydrofoba ytorna av sorbenten. Denna dubbla mekanism gör att jonbytarfilter kan uppvisa högre selektivitet för PFAS jämfört med andra sorbentmaterial som till stor del fungerar enbart genom en mekanism (SVU, 2017).

Jonbytarfilter finns både som engångssorbent och som regenererbar sorbent. Kapaciteten för engångssorbenter är i allmänhet högre än för regenererbara sorbenter. Engångssorbenter används liksom kolfilter tills sorbenten är mättad. Därefter behöver sorbenten destrueras via högtemperaturförbränning eller deponering (beroende på lagstiftning och typ av förorening). Regenererbara sorbenter kan regenereras på plats, för att återställa utbyteskapaciteten till sorbenten. Vid regenerering av en jonbytarmassa som använts för att avskilja PFAS används ett eluat i form av lösningsmedel-saltlösning, där saltlösningen lossar PFAS-molekylens laddade del, och lösningsmedlet desorberar den fluorerade kolkedjan från sorbentet (ITRC, 2022, och referenser däri). Det lösningsmedel som använts vid regenereringen innehåller den avskilda föroreningen som sedan måste destrueras eller omhändertas på annat sätt. Det kan också vara möjligt att destillera lösningsmedlet efter regenerering och återanvända en delmängd av det.

Effektiviteten hos jonbytarfilter beror på föroreningstyp, koncentration av föroreningen samt närvaron av andra föroreningar och joner i vattnet. Liksom för kolfilter är förbehandling av ingående vatten ofta nödvändigt. Med avseende på PFAS så fungerar jonbytarfilter bättre för PFAS med långa kolkedjor, och PFSA avskiljs mer effektivt än PFCA (ITRC, 2022). Försök i laboratorieskala, s.k. batchförsök, behöver i allmänhet utföras för att klarlägga vilken typ av sorbent som är optimal för aktuell föroreningssituation.

Jonbytarfilter med engångssorbenter är ofta väl lämpade för behandling av PFAS med låg koncentration, (exempelvis i dricksvattenreningssystem), där byte av sorbent kan ske sällan. Regenererbara sorbenter är bättre lämpade för avlägsnande av PFAS med högre koncentration, där kostnaden för regenerering vägs upp av besparingen som uppnås genom återanvändning av sorbenten och den minskade volymen avfall. ITRC anger att vid en koncentration på 10 ug PFAS/l kan regenererbara sorbenter övervägas (ITRC 2022). Regenererbara sorbenter kan återanvändas i många år om det skyddas från kontakt med starka oxidationsmedel och kemiska / mekaniska påfrestningar.

Reningsanläggningar för jonbytarfilter designas och sköts på samma sätt som reningsanläggningar för kolfilter och andra filter.

Fördelar med jonbytarfilter inkluderar:

• hög selektivitet – jonbytarfilter kan användas för att selektivt rikta in sig på mer rörliga PFAS (till exempel PFAS med kortare kedja), även om resultaten beror på vattenkemin.
• större kapacitet, snabbare kinetik dvs lägre behov av kontakttid jämfört med GAC, vilket resulterar i mindre storlek på anläggning, högre flöde och potentiellt mindre frekvent mediebyte.
• För regenererbara jonbytarsorbent finns möjlighet till minskade drift- och avfallskostnader jämfört med engångssorbent, men hantering av lösningsmedel och koncentrat till kommer

Mineraler

Mineralbaserade sorbenter har ofta tagits fram för att användas för stabilisering eller immobilisering av föroreningar i exempelvis mark och sediment. De har dock i vissa fall visat sig fungera även som filtermaterial för rening av förorenat vatten med avseende på andra ämnen, som exempelvis PFAS.

Mineralbaserade sorbenter innefattar exempelvis zeoliter (naturligt förekommande aluminiumsilikater med porös struktur), och lermineral (SVU 2017). Lermineral som används som sorbenter, förekommer både som naturliga och ytmodifierade material. Ytmodifierade leror framställs genom en tillsats i leran som har hög affinitet för specifika grupper av föroreningar (ITRC, 2022). Dessa har rapporterats ha bra adsorptionsförmåga för en mängd olika organiska och oorganiska beståndsdelar, för exempelvis PFAS (ITRC, 2022).

Filtermaterialet kan även bestå av blandningar av material där mineral kan utgöra en del. Till exempel amorf aluminium-hydroxid, aktivt kol, organiskt material och mineralet kaolinit (Concave 2020). Där orsakas adsorbtion av PFAS av elektrostatiska interaktioner, orsakade av ytladdningen hos mineralkomponenten, med det laddade huvudet på PFAS samt interaktion mellan den aktiva kolkomponenten i produkten och de opolära per- och polyfluorerade kolkedjorna.

Det finns även filter med ytbehandlade bentonitbaserade mineral. Behandlingen gör att ytarean per gram ökar, samt att ytbehandlingen gör ytan hydrofob vilket attraherar PFAS-molekylerna. I Concave, (2021) finns en sammanställning av sorptionskoefficienter för olika PFAS. Sorptionen av sulfonsyror (exempelvis PFOS) är starkare än den för karboxylsyror (exmpelvis PFOA). Testerna visa att det ytbehandlade mineralet fungerar bra på längre PFAS och på kortare sulfonsyror, dock med lägre affinitet för kortare karboxylsyror. Förbehandling innan mineralfilter kan behövas, liknande den som behövs för kolfilter eller jonbytarfilter. Enligt leverantörerna krävs liknande förbehandling som för GAC (Concave. 2021).

En fördel med mineralbaserade filter är att de kan påverkas mindre av TOC och DOC jämfört med exempelvis filter baserade på aktivt kol (Concave. 2021, ITCR 2022).

Precis som för andra adsorbtionsbaserade filter beror reningsgraden och filtrens livslängd på platsspecifika förhållanden, som tex vattnets turbiditet och förekomst av konkurrerande ämnen. Dessa är unika beroende på produkt och bör kontrolleras med aktuella leverantörer.

Markfilter

Ett markfilter byggs upp av en grovkornig och vattengenomsläpplig matris (ofta av sand- eller grusfraktion), en aktiv sorbent och i allmänhet också ett förfilter med i huvudsak partikelavskiljande funktion. Matrisen är det material som upprätthåller filtrets permeabilitet och stabilitet. Sorbenten är den aktiva substans som medverkar i de sorptionsmekanismer som förekommer i filtret. Exempel på vanligt förekommande sorptionsmaterial i filteranläggningar är aktivt kolgranulat, bentonit, kalciumkarbonat, kalciumhydroxid, höghumifierad torv och rostjord/järn. Den aktiva sorbenten utgör i allmänhet bara 2,5–5 vikt-% av filtermaterialet. För optimal filtereffekt måste sorbenten blandas in så att den fördelas homogent i filtret. Dominerande sorptionsmekanismer i ett markfilter är elektrostatisk interaktion, fysikalisk adsorption och kemisk substitution.

Ett markfilter kan t.ex. anläggas i ett utvidgat dikessystem nedströms ett förorenat område så att ytvatten eller ytligt grundvatten med ”självfall” passerar via filtret.  Ett utjämningsmagasin lokaliserat omedelbart uppströms filtret kan behöva anläggas för att utjämna flödestoppar i samband med t.ex. snösmältning och/eller kraftig nederbörd. Ett markfilter som anläggs enligt denna strategi brukar benämnas passivt markfilter d.v.s. någon pumpning av vatten till filtret erfordras inte. Markfiltret kan också anläggas med aktiv pumpning i de fall det inte finns en naturlig gradient och får då mer karaktären av en markbädd eller infiltrationsbädd, se Figur 4.

Figur 4. Markfilter där det förorenade vattnet leds genom filtermatrisen. Om det finns en höjdgradient som kan användas så kan det förorenade vattnet ledas in och passera filtret genom självfall vilket betyder att behovet av pumpar kan elimineras.   Illustration av Nina Fries.

Erfarenheter från markfilter anlagda för att rena bly- respektive arsenikförorenat vatten från skjutfältsområden respektive impregneringsplatser visar på en reningsgrad mellan 65–90 %. Markfilter har även anlagts för passiv behandling av lakvatten från avslutade avfallsupplag. I laboratorieskala har filter bestående av en blandning av sand, aktiverat kol (i granulatform) och höghumifierad torv visat sig ge god reningseffekt för COD, metaller och andra ”avfallsrelaterade” föroreningar, i allmänhet med en reduktionsgrad inom intervallet 75–95 %. Effekterna i full skala är dock mer tveksamma, även om det finns exempel på goda behandlingsresultat. (6)

 

Foto 1:  Markfilter för rening av blyförorenat ytvatten från skjutfältsområde. Filteranläggningen är baserad på självfall. Filtermaterialet utgörs av kalciumkarbonat inblandat i sand. (Foto: Johan Helldén, Helldén Environmental Engineering AB)

 

Vanliga metodkombinationer

Exempel på vanligt förekommande metodkombinationer är sedimentering med kolfilterrening eller luftinjektering med kolfilterrening. Markfilter kan ibland kombineras med sedimentationsdammar som det förorenade vattnet passerar innan det leds in i markfiltret. Kombinationen sedimentering/kolfilterrening tillämpas främst för tyngre organiska ämnen såsom PAH, PCB och klorerade pesticider, där sedimentationsprocessen främst syftar till att avskilja partikelbundna organiska ämnen. Kombinationen luftstripping/kolfilterrening är vanligt förekommande då föroreningen utgörs av en hög andel lätt flyktiga organiska ämnen (VOC) vilka avdrivs innan det förorenade vattnet filtreras.

Foto 2. Kombinerad sedimentations- och kolfilteranläggning för rening av petroleumförorenat länsvatten i samband med schaktsanering vid f.d. bensinstation (Foto: Jonny Bergman, RGS 90)

 

Projekteringsaspekter och dimensionering

Generella projekteringsaspekter att beakta inför dimensionering och projektering av en vatten-reningsanläggning baserad på filtreringsteknik är bl.a.:

• Föroreningens fördelning mellan fri fas, vattenlöslig fas och partikelfas
• Förväntat vattenflöde och förväntad uppehållstid i reningsfiltret
• Behov av förbehandling (t.ex. avskiljning av järn och mangan vid kolfiltrering)
• Behov av värme/isolering, el och tillgång till VA-anslutning (dagvattennät mm)

I många fall erfordras tester i laboratorieskala, ibland benämnda batch- eller filterförsök, för att utprova det tilltänkta filtermaterialet på aktuell förorening, och för att beräkna åtgången av filtermaterial, filtrets dimensioner, lakvattnets uppehållstid m.m. Vid försöket leds det förorenade vattnet via en kolonn i vilket filtermaterialet packats in. Vattenprov för analys tas regelbundet ut på både in- och utgående vatten. Med hjälp av laboratorieförsök kan en s.k. genombrottskurva erhållas ur vilken filtrets fastläggningskapacitet och tidsåtgången för att uppnå mättnadsgrad beräknas. Vid ett laboratorieförsök kan även reversibla fastläggningsprocesser påvisas, d.v.s. sekundär utlakning av ämnen som inledningsvis fastlagts i filtermaterialet men som därefter desorberats.

 

Drift, kontroll och uppföljning

Filteranläggningar erfordrar i allmänhet regelbunden tillsyn och underhåll. Detta gäller även s.k. passiva markfilter via vilka det förorenade vattnet leds via självfall. Generellt för alla typer av filteranläggningar bör följande beaktas:

• Regelbunden provtagning av inkommande och utgående vatten från filteranläggningen.
• Regelbunden kontroll för att utesluta/påvisa igensättning.
• Regelbunden kontroll för att utesluta/påvisa kanalbildning (gäller ej RO och NF).
• Beredskap för att byta eller regenerera filtret innan filtreringskapacitet blir undermålig.
• För markfilter krävs regelbunden röjning av växtlighet/sly för att motverka rotpenetration

För att ovanstående uppföljning/kontroll ska fungera erfordras att en drift- och kontrollplan upprättas och följs. Detta har visat sig problematiskt i praktiken då tillsynsansvaret för filteranläggningar kopplade till långsiktig rening av förorenat grund- eller ytvatten från förorenade områden ofta visat sig vara oklart. Bäst fungerar filterlösningar i de fall en aktiv verksamhet förekommer i anslutning till det förorenade området, t.ex. en industri- eller avfallsanläggning med anställd drift- och underhållspersonal som inom ramen för sina ordinarie arbetsuppgifter kan svara för drift- och underhållsverksamheten av filtret.

Eftersom filter ofta förväntas vara i drift under relativt långa tidsperioder och även vintertid be-höver filteranläggningar, oavsett vilka filtermaterial som nyttjas, ofta ”byggas in” i en värmeisolerad byggnad (kolfilter, nanofilter och omvänd osmos-filter), för markfilter kan täckning med frostskyddande material krävas.

 

Miljö- och hälsoaspekter

Om filtermaterial inte byts ut eller regenereras när reningsgraden sjunkit kan det förorenade vattnet passera filtret orenat och spridas till recipient. Det är därför av stor vikt att kontrollera reningsgraden med regelbundna intervall. Vid nanofiltrering och omvänd osmos behöver vattnet med den koncentrerade föroreningen omhändertas på ett korrekt sätt för att inte följa med spolvattnet ut i avloppet.  Det är även viktigt att förorenad filtermassa behandlas korrekt med avseende på aktuella föroreningar.  Beroende av föroreningsinnehåll och lakbarhet kommer det kasserade filtermaterialet att klassificeras som farligt eller icke-farligt avfall. Ofta krävs både lakförsök och fastfasanalys av filtermassan för att klarlägga hur det kasserade materialet ska hanteras. Klassificering av avfall regleras i miljöbalkens avfallsförordning samt utifrån Naturvårdsverkets mottagningskriterier för omhändertagande av avfall (NFS 2004:10).

Om filtrets syfte är att rena vatten som ska nyttjas som dricksvatten kan igensättning av filtret få hälsokonsekvenser, som t.ex. att berörda konsumenter exponeras för hälsofarliga ämnen i dricksvattnet.

Beträffande behov av skyddsutrustning och arbetsmiljöfrågor i samband med efterbehandling av förorenade områden hänvisas läsaren till SGF rapport 1:2022 – Marksanering – Om hälsa och säkerhet vid arbete i förorenade områden.

Kostnadsaspekter

Generella kostnadspåverkande faktorer vid tillämpning av filtreringsteknik för vattenrening är bl.a.:

• Föroreningsgrad. Höga halter leder till snabb mättnad och behov av mer frekventa filterbyten.
• Vattenflöde. Ett högt flöde med måttliga halter kan medföra att filtret snabbt mättas.
• Vattnets innehåll av suspenderat material, organiskt material och/eller järn och mangan, höga halter av dessa kan leda till igensättning.
• Behov av att ”bygga in” eller täcka/isolera filtret för att klara kyla, frostvittring, erosion m.m.
• Krav på reningsgrad. Ju högre reningsgrad som eftersträvas desto högre kostnad.
• Krav på provtagningsfrekvens och analysomfattning.

 

För- och nackdelar

Fördelar

• Ofta beprövad teknik med relativt hög kommersiell tillgänglighet
• Enkelt att klarlägga reningsgraden genom att jämföra ingående och utgående halter
• Har i allmänhet effekt både på partikelbundna och vattenlösta föroreningsämnen
• Flertalet filtreringsmetoder har effekt både på organiska och oorganiska ämnen

Nackdelar

• Erfordrar regelbunden drift och skötsel under operationstiden. Anläggningar tenderar att glömmas bort och förfalla, därför viktigt med skötselplan och tillsynsansvar.
• Höga föroreningshalter och/eller höga vattenflöden kan innebära behov av frekventa filterbyten.

 

Referenser

(1) Klaugsen, Kagstrup m.fl., 2003: Rensning av grundvand med aktivt kul for BAM och atrazin. Miljöprojekt nr 859 2003. Miljöstyrelsen/Miljöministeriet.

(2) Berglind R, Helldén J, Johansson N m.fl., 2014: Perfluorerade ämnen i jord, grundvatten och ytvatten. Riskbild och åtgärdsstrategier. FOI rapport nr FOI-R-3705. FOI avd. för CBRN-skydd och säkerhet.

(3) Mudiyanselage & Senevirathna, 2010: Development of effective removal methods of PFCs (perfluorinated compounds) in water by adsorption and coagulation. Thesis. Dept of Urban and Environmental Engineering. Graduate School of Engineering, Kyoto University, Japan.

(4) Heinicke, G & Persson, F. (2006): Dricksvattenberedning av ytvatten: aktuella frågeställningar. Tidskriften Vatten 62: 65–75. Lund 2006

(5) Persson, K och Billqvist, S., 2004: Pilotförsök med nanofiltrering av fluoridhaltigt vatten. VA-forsk rapport nr 2004–13.

(6) Helldén, J & Juvonen, B m.fl., 2006: Åtgärdslösningar-Erfarenheter och tillgängliga metoder. Hållbar sanering. Naturvårdsverket rapport nr 5637. December 2006.

Fuhar Dixit, Rahul Dutta, Benoit Barbeau, Pierre Berube, Madjid Mohseni. PFAS removal by ion exchange resins: A review, Chemosphere, Volume 272, 2021,129777, ISSN 0045-6535, https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2021.129777.

Concave, 2021. Performance of water treatment systems for PFAS removal. Concave Environmental Science for European Refining Report no. 5/21. https://www.concawe.eu/wp-content/uploads/Rpt_21-5.pdf

Concave (2020). Review of water treatment systems for PFAS removal; Concave: Brussels, Belgium, August 2020. Concave Environmental Science for European Refining, report no. 14/20. Rapporten är tillgänglig på www.concawe.eu. https://www.concawe.eu/publication/review-of-water-treatment-systems-for-pfas-removal/

Svenskt Vatten Utveckling. (2017). Hur kan PFAS-ämnen avlägsnas i vattenverken? En granskning av nya och befintliga vattenreningstekniker. Bromma: Svenskt Vatten Utveckling Nr 2017-20.

Interstate Technology & Regulatory Council (ITRC) 2022: PFAS — Per and Polyfluoroalkyl Substances. Hämtat från https://pfas-1.itrcweb.org/12-treatment-technologies/#12_2  [läst den 01 10 2022]