Høytrafikkerte tunneler vaskes regelmessig (6-8 ganger per år). Noen oftere og noen mer sjelden avhengig av lokalitet. Vaskevannet har et høyt innhold av forurensningsstoffer fra trafikken i tillegg til vaskemidler som benyttes under vaskingen. Vaskevannet er akutt giftig for organismer i vann.
Vaskevannet må samles opp i lukkede bassenger og renses før utslipp til vassdrag, til kommunalt nett eller til marint miljø. Det er ikke ønskelig å lagre vaskevannet i åpne basseng grunnet vannets giftighet. Det har i årenes løp vært bygget mange åpne rensebassenger utenfor tunneler og erfaringen er at smådyr alltid finner veien dit og frosker og andre pattedyr observeres døde i bassenget og i området utenfor.
Kun sluk og sandfang
De fleste tunneler i Norge har ingen annen behandling av vaskevannet enn et sluk med sandfang, som i hovedsak fjerner større partikler og grovt materiale før utslipp. I Norge i dag er sedimentering den løsningen som benyttes for vaskevann fra tunneler slik det også gjøres med avrenning av overvann fra vei. Det har vært gjennomført en rekke studier av rensing av vaskevann fra tunneler (Byman, 2012; Hallberg, 2014, Meland og Roseth, 2011). De aller fleste studiene har vært gjennomført i laboratorieskala og typiske teknologier som har vært studert er kjemisk felling (koagulering/ flokkulering etterfulgt av sedimentering, membranfiltrering, adsorpsjon med organiske og uorganiske adsorbenter, samt direkte eller indirekte påslipp til eksisterende avløpsrenseanlegg (Hallberg et al., 2014; Paruch and Roseth, 2008; Stotz and Holldorb, 2008).
Hindrer effektiv rensing
Hallberg et al, 2014 viser hvordan bruk av vaskemidler hindrer effektiv rensing med kjemisk felling. Siden partikulært materiale oftest fjernes med sedimentering vil olje kunne gi problemer fordi den flyter på overflaten. Ofte kan denne fjernes med en oljeavskiller i forbindelse med sedimenteringsprosessen. I Sverige lagres ofte vannet i 36 timer før det slippes til resipient og ofte passerer det en sandfelle før utslipp.
Høyt nivå av tungmetaller
Stotz and Holldorb (2008) skriver videre at selv om vaskevannet har hatt lang oppholdstid i sedimentasjonsbasseng (1-3 måneder), så kan fortsatt nivåene av tungmetaller i enkelte tilfeller være høyere enn det enkelte lokale resipienter tåler. Direkte påslipp til nærmeste avløpsrenseanlegg avhenger av anleggets kapasitet og lokale utslippskrav (Stotz and Holldorb, 2008).
Tabell 1. Vannkvalitet i tunnelvaskevann fra Nordbytunnelen etter to vaskinger i 2014/2015 sammenlignet med “God kvalitet” i ferskvannsresipient (SFT, 1997, Weideborg et al., 2012) og kystfarvann (Bakke et al., 2007) samt krav til kvalitet ved påslipp til kommunalt ledningsnett i Oslo (Miljøkomune, 2015).
Fra tester gjennomført i laboratorieskala (Garshol et al., 2015) er det dokumentert at selv om vann lagret under anaerobe betingelser etter 30 dager hadde det høyeste innholdet av tungmetaller (Zn 3200 μg/l og Cu 65 mg/l), oppnådde man best resultat etter kjemisk felling (PIX pH-justert; Zn 12 μg/l og Cu 6,6 mg/l) (se trinn 1 i Figur 4 og Figur 5). Biologisk nedbryting under anaerobe forhold gav mest fjerning av tungmetaller, årsaker er at fellingsgraden av tungmetaller er høyere ved dannelsen av metallsulfider (anaerob) enn metallhydroksider (aerob) (US EPA. 1983). Svært effektiv fjerning av tungmetallene oppnås også ved felling med høy pH, men hvis behandlet vann har høy pH, er det viktig å justere pH før utslipp til resipienten.
Figur 1 – Effektivitet oppnådd ved sedimentering.
Sedimentering
Figur 1 oppsummerer oppnådde resultater med sedimentering i 1-5 uker ved høy og lav temperatur, hhv. 25 og 4 °C.
Sedimentering viser effektiv fjerning av miljøgifter ved 25 °C. Etter 1 uker er fjerning av Zn og Cu på 58 og 72 %, mens oppnådd fjerning er 95 % (Zn) og 97 % (Cu) etter 5 uker. Dette skyldes høyst sannsynligvis såpemiddelet benyttet under vask. Såpemidler er kjent for å ha surfaktanter som danner komplekser med tungmetaller osv. Dette fører til at en stor andel av tungmetallene forblir i løsning og dermed ikke vil felles ut ved sedimentering.
Ved å la sedimenteringen foregå over lengre tid vil det startes en biologisk nedbrytning av såpemiddelet, kompleksbindingen opphører, og tungmetallene felles ut. Det ble derfor utført forsøk for å studere effekten av biologisk nedbrytning ved lang tids sedimentering.
Figur 2 – Renseeffektivitet oppnådd ved aerob behandling med aktiv lufttilførsel etterfulgt av kjemisk felling.
Biologisk behandling av vaskevann
Aerob behandling – luftet tank
Figur 2 viser oppnådde resultater ved aerob behandling i luftet tank etterfulgt av kjemisk felling. Trinn 1; biologisk nedbrytning, trinn 2; kjemisk felling. Fellingen er utført ved bruk av Na-Al og derved ved høy pH.
Rensingen er svært effektiv, men innholdet av rest-metall er svært høyt. Løsningen anbefales derfor ikke.
Figur 3 – Renseeffektivitet oppnådd med semi-aerob behandling (overflate åpen til luft) etterfulgt av kjemisk felling.
Semi-aerob behandling – åpen/ventilert tank
Figur 3 viser renseeffektiviteten ved semi-aerob nedbrytning ved 4 og 15 °C av vaskevann før rensing med kjemisk felling med PIX. Trinn 1; biologisk nedbryting, trinn 2; kjemisk felling.
Gode resultater oppnås. Ved pH justering oppnås enda bedre resultater.
Figur 4 – Renseeffektivitet oppnådd med forbehandling med anaerob nedbrytning etterfulgt av kjemisk felling.
Anaerob behandling – lukket tank
Anaerob nedbrytning etterfulgt av kjemisk felling
Figur 4 viser renseeffektivitet oppnådd med anaerob behandling etterfulgt av kjemisk felling.
Trinn 1; biologisk nedbryting, trinn 2; kjemisk felling. Prosesskombinasjonen gir svært godt resultat.
Prosessen har en stor lagringstank som skal fungeres som en bioreaktor. Bioreaktoren med vaskevann gjøres anaerob, dvs. gi anaerob nedbrytning for å hjelpe bakterieveksten. Bioreaktoren skal kjøres i en bestemt tidsperiode og etterfølges av kjemisk felling. pH-justering kan bli nødvending, men kan muligens unngås avhengig av vaskevannet til enhver tid.
Laboratorieforsøkene har vist at kjemisk felling kan om ønskelig designeres med tanke på direkte tilsats i samme lagringstank, men med bruk av luft/nitrogen for innblanding.
Figur 5 – Renseeffektivitet oppnådd med anaerob nedbrytning etterfulgt av filtrering.
Anaerob nedbrytning etterfulgt av filtrering
Figur 5 viser renseeffektiviteten oppnådd ved anaerob nedbrytning etterfulgt av filtrering.
Trinn 1; biologisk nedbryting, trinn 2; filtrering (pH-justering etterfulgt av 1,2 µm filter og sekvensiell filtrering).
Svært goderesultater oppnås. Ved å benytte sekvensiell filtrering (11-0,2 µm filter), vil man unngå bruk av kjemikalier i anlegget.
Referanser: Byman, L. (2012). Treatment of wash water from road tunnels. TRITA-LWR Degree Project 12:42, for the Mater’s program, Royal institute of Technology. | EC (2003): Technical Guidance Document (TGD Part II) on Risk assessment. European Chemical Bureau. Joint Research Centre EUR 20418 EN/2. | Hallberg M., Renman G., Byman L., Svenstam G. and M. Norling (2014): Treatment of tunnel wash water and implication for its disposal, Water Science and Technology 69(10):2029-2035. | Meland, S. og Roseth, R. (2011): Organophosphoros Compounds in Road Runoff. Sedimentation and filtration as a mitiga-tion. 978-1-61284-365-0/11 IEEE | Paruch, A. M and Roseth, R. (2008): Treatment of tunnel wash waters – removal of toxic metals. J. Environ. Sci. 20: 964-969. | SFT (2000): Økotoksikologiske undersøkelser av industriavløp. SFT veileder 1750/2000. | Statens vegvesen (1997): Renhold i tunneler. Rapport 97-3615, Oslo, Driftsteknisk avdeling, Vegdirektoratet | Stotz G. and Ch. Holldorb, (2008): Highway tunnel washing and its effect on water quality, 11th International Conference on Urban Drainage, Edinburgh, Scotland, UK