fulltext - DiVA Portal

Fakulteten för hälsa, natur- och teknikvetenskap
Miljö- och energisystem
Elin Calestam
Biorening i små reningsverk
vid enskilda avlopp
med hög organisk belastning
Utredning och åtgärdsförslag
Biological treatment of wastewater with
high concentrations of organic matter
in decentralized treatment plants
Investigation and proposals for action
Examensarbete 30 hp
Civilingenjörsprogrammet i energi- och miljöteknik
Juni 2015
Handledare: Ola Holby
Examinator: Roger Renström
Karlstads universitet 651 88 Karlstad
Tfn 054-700 10 00 Fax 054-700 14 60
[email protected] www.kau.se
Sammanfattning
Rent vatten är en förutsättning för allt liv på jorden men utsläpp av föroreningar från
mänskliga aktiviteter snedvrider ekosystemen med allvarliga konsekvenser som följd.
Bristfällig rening och utsläpp av obehandlat avloppsvatten till naturen orsakar syrebrist
och övergödning i vattenmiljöer. I svenska städer renas avloppsvatten i kommunala
reningsverk genom mekanisk, biologisk och kemisk rening. Utanför städerna där
kommunal anslutning inte är möjlig finns små anläggningar, så kallade enskilda avlopp,
som renar avloppsvatten från en enskild fastighet eller ett mindre antal hushåll.
Avloppsvatten från bensinstationer renas ofta i enskilda avloppsanläggningar där små
reningsverk blir en allt vanligare reningsmetod. Reningsverken dimensioneras utifrån en
branschgemensam definition av hushållsavlopp, vilken kan avvika starkt från det
avloppsvatten som produceras i fastigheten till följd av avsaknad av bad-, disk- och
tvättvatten. Framförallt är höga halter av organiskt material och kväve orsaker till
skillnaderna. Naturvårdsverkets krav för utsläpp från enskilda avlopp förväntas vara
uppfyllda även för avloppsvattnet från bensinstationer, trots att förutsättningarna i
avloppet skiljer sig avsevärt från de som ligger till grund för kraven.
I utredningen ingår tre små reningsverk som renar avloppsvatten med höga halter
organiskt material från bensinstationer. De två reningsverken med biofilmsprincip har
problem att klara kraven för rening av kväve. Dessutom undersöks inverkan av en
reservoar och hypotesen är att den genomsnittliga reningsgraden ökar då reservoaren
utjämnar de starkt varierande flödena. I reningsverket med aktivt slam uppstår problem
med att det aktiva slammet dör och avger fräna lukter. Prover togs och analyserades vid
samtliga reningsverk. Utredningen syftar till att finna orsakerna bakom de nedsatta
reningsgraderna och föreslå åtgärder. De frågor som ställs är hur kvävereningen
fungerar i biofilmsanläggningarna och hur den kan förbättras samt vad orsakerna är till
varför det aktiva slammet dör och hur det kan undvikas.
Resultaten pekade på fosforbrist i reaktorerna på biofilmsanläggningarna, vilket
hämmade mikroorganismernas aktivitet vid reduktion av organiskt material som
försvårade möjligheterna till kvävereduktion. Storleken på tankarna var sannolikt för
små eller för få i förhållande till den höga organiska belastningen. Reservoaren i
biofilmsanläggningen hade enligt utredningen en utjämnande effekt på reningsgraden av
kväve och fosfor, men hade ingen påverkan på reduktionen av organiskt material. I
aktivslamanläggningen orsakade den höga halten organiskt material syrebrist, vilket
tillsammans med sulfat från fällningskemikalien ledde till bildandet av illaluktande
vätesulfid samt det giftiga och svarta järnsulfid.
För att öka reningsgraden av kväve i biofilmsanläggningarna föreslås att
fosforreduktionen placeras efter den biologiska reningen och tillsats av en annan typ av
flockningsmedel i slamavskiljaren rekommenderas för att underlätta reduktionen av
organiskt material. För att undvika sulfidbildning i aktivslamanläggningen krävs en
ökad syresättning. En kloridbaserad fällningskemikalie förordas framför en
sulfatbaserad, eftersom tillgång till sulfat möjliggör bildandet av sulfider.
I
Abstract
Clean water is essential for all life but emissions of pollutants from human activities are
disturbing the balance in ecosystems leading to severe consequences. Poor treatment of
domestic wastewater can cause anoxic waters and eutrophication in aquatic
environments. In Swedish cities, domestic wastewater is treated in municipal
wastewater treatment plants through mechanical, biological and chemical treatments.
Where connection to the municipal wastewater treatment plants is not available, the
wastewater from a single or a few households are treated in decentralized treatment
plants. Wastewater, mainly from toilets, on gas stations is a typical example of
individual sewage and decentralized treatment plants are becoming more common. The
decentralized treatment plants are dimensioned based on an industry-wide definition of
domestic sewage, which can differ greatly from the sewage produced in gas stations
because of the lack of diluting bathing and washing water. The high concentration of
organic matter and nitrogen is mainly the explanation to the differences. Regulation for
emissions from domestic wastewater that has been made by the Swedish Environmental
Protection Agency applies to this special wastewater even though the preconditions in
the wastewater are significantly different from the ones that form the basis for the
requirements.
This study includes three decentralized treatment plants treating domestic wastewater
with a high organic load having problems to meet the requirements of the authorities.
Two of the treatment plants are based on the principle of fixed biofilm and is
investigated because of their inadequate reduction of nitrogen. The difference between
the two plants is a reservoir and a hypothesis is that it has a positive effect of the total
reduction rate by smoothing of the incoming flow. The third treatment plant is a batch
reactor with activated sludge that now and then has problems with pungent odors and
dead activated sludge colored black. Samples were taken and analyzed at all treatment
plants. The questions posed are how the reduction of nitrogen is working in the biofilm
plants and how it can be improved, as well as the question about the reasons behind the
dead sludge in the batch reactor with activated sludge and how it is prevented. The
effect of the reservoir on the reduction rate is also investigated.
The results revealed a lack of phosphorus in the bioreactors with fixed biofilm, which
inhibited the microbial activity and thus the reduction of organic matter and nitrogen.
The size of the reactors was at the same time probably too small relative to the organic
load. The investigation showed that the reservoir in the biofilm plant had a positive
effect on the reduction rate for total nitrogen and phosphorus. The high concentration of
organic matter caused poor oxygen exchange in the batch reactor with activated sludge,
leading to the formation of toxic hydrogen sulfide and iron sulfide. The sulfides
explained the bad odors and why the activated sludge died. The proposed action for the
biofilm plant is to place the reduction of phosphorus after the biological treatment, for
example filtration. In the batch reactor with activated sludge is increased oxygen
exchange suggested, in combination with a new precipitation chemical that is not based
on iron sulfate, but chloride, because access to sulfate enables the formation of sulfides.
II
Förord
Den här rapporten är ett examensarbete som omfattar 30 högskolepoäng och har
genomförts som en avslutning på utbildningen till civilingenjör i energi- och
miljöteknik vid Karlstads universitet. Arbetet genomfördes i samarbete med ÅF
Infrastructure AB i Borås med handledning av Per Grudén.
Examensarbetet har redovisats muntligt för en i ämnet insatt publik. Arbetet har därefter
diskuterats vid ett särskilt seminarium. Författaren av detta arbete har vid seminariet
deltagit aktivt som opponent till ett annat examensarbete.
Jag vill tacka handledare Ola Holby, examinator Roger Renström samt Karin Granström
på Karlstads universitet för hjälp och stöttning med ämnesfrågor samt rapportskrivning.
Jag vill också tacka leverantörerna till reningsverken som bidragit med information och
fakta. Slutligen vill jag tacka alla som på något sätt hjälpt till med rapporten, och då
framförallt min fästman Simon som stöttat mig i alla väder.
Elin Calestam
Karlstad/Borås juni 2015
III
Begrepp
Aerob
Anaerob
Anox
Batch
BOD7
CODcr
NH4
NO3
SBR
TN
TP
Fritt syre finns tillgängligt i miljön
Varken fritt syre eller kemiskt bundet syre finns tillgängligt i miljön
Inget fritt syre finns tillgängligt i miljön
En sats avloppsvatten
Biokemiskt syrebehov under 7 dagar
Kemiskt syrebehov som bestämts med kaliumdikromat som reagens
Ammonium
Nitrat
Satsvis biologisk reaktor
Totalkväve
Totalfosfor
IV
Innehållsförteckning
Sammanfattning ............................................................................................................................. I
Abstract ......................................................................................................................................... II
Förord .......................................................................................................................................... III
Begrepp ....................................................................................................................................... IV
Innehållsförteckning ......................................................................................................................V
1
Inledning ................................................................................................................................ 1
1.1
2
Syfte och frågeställningar.............................................................................................. 3
Bakgrund ............................................................................................................................... 4
2.1
Lagar och bestämmelser för små reningsverk ............................................................... 4
2.1.1
2.2
Sammansättning i avloppsvatten ................................................................................... 6
2.3
Rening av avloppsvatten ............................................................................................... 7
2.3.1
Reduktion av kväve ................................................................................................ 8
2.3.2
Reduktion av fosfor................................................................................................ 9
2.3.3
Reduktion av organiskt material ......................................................................... 11
2.3.4
Reningstekniker ................................................................................................... 12
2.4
3
4
Certifiering ............................................................................................................ 5
Provtagning ................................................................................................................. 14
Metod................................................................................................................................... 15
3.1
Beskrivning av anläggningarna ................................................................................... 15
3.2
Anläggningarnas reningsprinciper .............................................................................. 16
3.2.1
Biofilmsanläggningarna ...................................................................................... 16
3.2.2
Aktivslamanläggningen ....................................................................................... 17
3.3
Provtagning ................................................................................................................. 18
3.4
Beräkningar ................................................................................................................. 20
Resultat och diskussion ....................................................................................................... 23
4.1
Kväverening i biofilmsanläggningarna ....................................................................... 24
4.2
Utslagning av aktivt slam ............................................................................................ 35
4.3
Åtgärdsförslag ............................................................................................................. 37
5
Slutsatser ............................................................................................................................. 39
6
Vidare studier ...................................................................................................................... 40
Referenser ................................................................................................................................... 42
V
1
Inledning
Vattnets kretslopp är centralt för allt levande på jorden men föroreningar i vattnet från
mänskliga aktiviteter rubbar den naturliga balansen. Släpps obehandlat avloppsvatten
rakt ut i naturen kan de höga halterna organiskt material orsaka syrebrist och de
koncentrerade mängderna näringsämnen orsaka övergödning, framförallt av alger i
vattenmiljöer (Cronholm 2014). Att rena vatten är därför viktigt och i det svenska
samhället är det idag en självklarhet. Avloppsvatten från städer renas genom mekanisk,
biologisk och kemisk rening i kommunala avloppsreningsverk. Där kommunal
anslutning inte är möjlig finns små anläggningar, så kallade enskilda avlopp, där
avloppsvatten från en enskild fastighet eller ett mindre antal hushåll renas.
Avloppsanläggningar kallas enskilda avlopp vid belastning av avloppsvatten upp till
200 personekvivalenter (Cederlöf 2008). Anläggningarna kan exempelvis bestå av
markbädd, markinfiltration eller små reningsverk. Det finns idag cirka 700 000
fastigheter i Sverige med enskilda avloppsanläggningar med vattenklosett och nästan 60
% av dem är permanenta boenden (Åstrand et al. 2013; Cederlöf 2008).
Det krävs att enskilda avloppsanläggningar uppfyller Naturvårdsverkets allmänna råd
om små avloppansläggningar. Vid normal skyddsnivå för miljöskydd förväntas
avloppsanläggningen uppnå minst 90 % reduktion av organiska ämnen samt 70 %
reduktion av fosfor. Hög skyddsnivå kräver utöver detta 50 % reduktion av kväve samt
90 % reduktion av fosfor (NFS 2006:7). Vilken miljöskyddsnivå som råder i området
fastslås av ansvarig kommun. För nyinstallerade små reningsverk bör
efterbehandlingsmetoder tillämpas för att öka reningsgraden genom att verka som en
barriär vid driftstörningar och reducera smittämnen. Efterbehandling är speciellt viktigt
i de fall då miljöskyddsnivån i området bedömts till hög (Sylwan 2011).
I takt med att de kommunala reningsverken ökar reningsgraden av avloppsvatten utgör
enskilda avlopp en allt mer betydande del av utsläppen till svenska vattendrag och
grundvatten (Gårdstam 2014). Uppskattningar av antropogen tillförsel av fosfor till
svenska vatten som gjorts för år 2000 visar att utsläppen från tätorter, det vill säga från
kommunala reningsverk, var 490 ton fosfor/år medan utsläppen från enskilda avlopp i
glesbygder var 640 ton fosfor/år (Naturvårdsverket 2004).
För att uppnå en högre reningsgrad i en anläggning kan den behöva kompletteras med
fler reningssteg. Konventionella subinfiltrationssystem som består av en septiktank samt
en absorberande markbädd har visat sig reducera upp till 55 % kväve. Systemet
utökades med ytterligare ett set av septiktank med markbädd i seriekoppling i syfte att
förbättra kvävereningen. Den första delen av processen behandlade 60 % av
inkommande råvatten och resterande flöde fördes direkt till andra steget. På detta sätt
försågs reaktorn i andra steget med tillräcklig mängd organiska substanser som kolkälla
för att kunna reducera nitrat från det första steget. Kvävereningen kunde därmed
förbättras till en reduktion på 68-75 %. Reningen av totalfosfor, COD och suspenderade
ämnen påverkades inte nämnvärt av att systemet utökades (Ye et al. 2008).
1
En svårighet med småskalig avloppsrening är det starkt varierande inflödet, som helt
beror på aktiviteten i fastigheten vid tillfället. I en studie från Schweiz försämrades
speciellt reduktionen av fosfor för en membranreaktor med två seriekopplade tankar när
inflödet var lågt eller obefintligt. Fosforreduktionen kunde förbättras genom att minska
luftningsintensiteten under de perioderna. Problem som kunde uppstå när luftningen
minskades var att slammet blev stillastående och började sprida odörer. För att lösa
detta återcirkulerades slammet och den första tanken användes som anaerob/anox
reaktor istället för sedimenteringstank. Fosforreduktionen ökades från 25 % till 70 %
och reduktionen av kväve från 50 % till 90 %. Systemuppställningen försämrade dock
permeabiliteten hos membranet till följd av att en mindre andel organiska material och
suspenderade ämnen kunde sedimenteras (Abegglen et al. 2008).
Undersökningar visar att små reningsverk helst ska vara enkla att manövrera, i största
möjliga grad självgående samt begränsade i kostnad och volym (Hübinette 2009;
Rodgers et al. 2005). Detta är svårt att uppnå eftersom systemen består av ett flertal
högteknologiska komponenter med rörliga delar, elektronik och pumpar som ska
fungera näst intill felfritt. Det krävs regelbunden tillsyn av yrkeskunniga inom området
för att avloppsvattnet ska uppnå leverantörens utlovade reningsgrad (Hübinette 2009;
Ek et al. 2011).
Enskilda avloppsanläggningar är vanligt förekommande vid bensinstationer som är
placerade utmed trafikleder långt från centrala stadsdelar där anslutning till kommunala
reningsverk inte är möjlig. När traditionella anläggningar som markbädd eller
infiltration blir uttjänta ersätts de ofta av små reningsverk. Reningsverken levereras som
en paketlösning och dimensioneras utifrån hydraulisk och organisk last, vilken baseras
på en branschgemensam definition av hushållsavlopp. Avloppsvattnet från en
bensinstation skiljer sig dock från vanligt hushållsavlopp i flera avseenden.
Koncentrationen av organiskt material är högre eftersom avloppsvattnet inte späds ut av
bad-, disk- och tvättvatten och den form som kvävet i avloppet befinner sig i avviker
från vanligt hushållsavlopp. Aktiviteterna i en bensinstation, så som rengöring av grilloch stekbord, kaffemaskiner, frekvent toalettstädning samt kvaliteten på dricksvattnet är
också bidragande orsaker till att avloppets sammansättning är annorlunda.
Rörledningarna vid bensinstationer är dragna så att oljeavskiljare är sammankopplade
med ledningarna in till reningsverket och om problem uppstår finns därför risk att vatten
från oljeavskiljaren når reningsverket, varför sammansättningen i avloppsvattnet då är
mycket annorlunda mot vanligt hushållsavlopp.
Naturvårdsverkets krav förväntas vara uppfyllda även för enskilda avlopp med hög
organisk belastning, trots att förutsättningarna i avloppet skiljer sig avsevärt mot de som
ligger till grund för kraven. För att minska miljöpåverkan från enskilda avlopp samt för
att kunna klara kraven är det viktigt att förbättra reningsverken vid bensinstationer och
öka reningsgraden.
2
1.1
Syfte och frågeställningar
I denna utredning ingår tre små reningsverk som renar avloppsvatten med hög organisk
belastning. Reningsverken har problem att uppfylla de krav som ställs utifrån
miljöskyddsnivån i området. Utredningen syftar därför till att finna orsakerna bakom
den nedsatta funktionen samt att föreslå förbättringsåtgärder. Resultaten baseras på
prover som tas vid samtliga reningsverk.
Två av reningsverken bygger på biofilmsprincipen och har brister i reduktionen av
kväve. Skillnaden mellan biofilmsanläggningarna är att den ena är större och utrustad
med en reservoar. Det tredje reningsverket är en satsvis reaktor med aktivslamprincip
vars reningsgrad inte tidigare uppmätts. Här uppstår problem med fräna lukter i
samband med att det aktiva slammet dör och blir svart. Utifrån situationerna i
reningsverken har följande frågor besvarats i rapporten:

Hur fungerar kvävereningen i biofilmsanläggningarna och hur kan den
förbättras? Har reservoaren någon inverkan på reningsgraden?

Vad är orsakerna till att slammet dör i aktivslamanläggningen och hur kan det
undvikas?
3
2
Bakgrund
I detta kapitel beskrivs lagar som gäller enskilda avloppsanläggningar, vad som skiljer
vanligt hushållsavlopp från det som undersöks i denna rapport samt hur avloppsvatten
renas. Kapitlet avslutas med en översikt över hur provtagning av avloppsvattnet bör
genomföras vid enskilda avloppsanläggningar.
2.1
Lagar och bestämmelser för små reningsverk
Miljökvalitetsmålen syftar till att beskriva det tillstånd i den svenska miljön som ska
uppnås. År 1999 beslutades om 15 miljömål, bland annat för levande sjöar och
vattendrag, giftfri miljö, ingen övergödning och grundvatten av god kvalitet (Ek 2014).
Vattendirektivet är ett ramverk som utarbetades av EU år 2000 med målet att uppnå god
ekologisk status i vattendrag. Genom Vattendirektivet har intresset för att bedriva en
effektiv tillsyn av enskilda avlopp och hitta bra tekniska lösningar ökat. Detta har
inneburit att kraven på enskilda avlopp har ökat och vid nya anläggningar har det skett
en förskjutning från konventionella markbaserade anläggningar till minireningsverk
(upp till 5 personekvivalenter). Naturvårdsverket och kommunerna har fått i uppdrag att
utveckla styrmedel och ställa krav på miljöskydd så att god ekologisk status kan
upprätthållas i vattendrag (Zackrisson et al. 2013). God ekologisk status innebär att:
”Värdena för ytvattenförekomstens biologiska kvalitetsfaktorer uppvisar små av
mänsklig verksamhet framkallade störningar, men avviker endast i liten omfattning från
de värden som normalt gäller för ytvattenförekomsten vid opåverkade förhållanden.”
Om föreslagna åtgärder genomförs uppskattas utsläppen av fosfor från enskilda avlopp
till Västerhavets vattendistrikt kunna minska med 14 900 kg P/år (Europaparlamentet
2014).
I Miljöbalkens förordning om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd kapitel 9
definieras i 1 § utsläpp av avloppsvatten som miljöfarlig verksamhet. Enligt § 7 ska
avloppsvatten omhändertas genom inrättningar av avloppsanordningar för att undvika
olägenhet för människors hälsa eller miljön, se citat.
§ 7 Avloppsvatten skall avledas och renas eller tas om hand på något annat
sätt så att olägenhet för människors hälsa eller miljön inte uppkommer. För
detta ändamål skall lämpliga avloppsanordningar eller andra inrättningar
utföras.
Enligt Svensk författningssamling 1998:899 om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd
§ 12 är det förbjudet att släppa ut avloppsvatten från vattentoalett om avloppsvattnet
inte har genomgått längre gående rening än slamavskiljning (SFS 1998:899). 20 % av
anläggningarna med WC-avlopp i Sverige har endast slamavskiljare som reningsteknik
och är direkt olagliga (Ek et al. 2011). Från och med 1 juli 2011 har HaV
vägledningsansvaret för små avloppsanläggningar, det vill säga de som är
dimensionerade upp till 200 personekvivalenter (Skarstedt 2014).
4
Naturvårdsverkets författningssamling 2006:7 är allmänna råd som avser tillämpningen
av vissa bestämmelser i miljöbalken och förordningen (1998:899) om miljöfarlig
verksamhet och hälsoskydd vid behandling av hushållsspillvatten från anläggningar
dimensionerade för upp till 25 personekvivalenter. Även för anläggningar upp till 200
personekvivalenter kan denna förordning tillämpas, vilket är den övre gränsen av
belastning för enskilda avloppsanläggningar (Skarstedt 2015). Här förklaras att
skyddsnivån i ett område bör vara hög om utsläppet från anordningen befaras ha negativ
inverkan på området eller om recipient eller omgivning är känslig av speciella skäl. Som
skyddsåtgärd ställs några grundkrav på avloppsanordningen som bland annat innebär att
funktionen ska vara enkel att kontrollera och underhålla samt att den är tät så att in- och
utläckage av vatten hindras. En normal nivå för hälsoskydd innebär att utsläpp av
avloppsvatten inte ska medverka till en väsentligt ökad risk för bland annat smitta till
människor genom dricks-, grund- eller badvatten. Vidare krävs att vattenanvändningen
begränsas genom vattensnåla armaturer och att fosfatfria tvättmedel används. För
normal miljöskyddsnivå krävs att avloppsanordningen uppnår minst 90 % reduktion av
organiska ämnen (mätt som BOD7) samt minst 70 % reduktion av totalfosfor, se Tabell
1. För att uppnå hög nivå för miljöskydd behöver ytterligare skyddsåtgärder vidtas,
exempelvis genom att lägga till ett reningssteg till anordningen. Förutom kriterierna för
normal nivå ska avloppsanordningen för hög nivå dessutom reducera 90 % av
totalfosfor och 50 % av totalkväve (NFS 2006:7). Reduktionsgraderna för hög
miljöskyddsnivå motsvarar i dygnsprover koncentrationer som inte får överstiga 30 mg
BOD/liter avloppsvatten, 1 mg totalfosfor/liter samt 40 mg totalkväve/liter.
Tabell 1. Kriterier för att uppnå normal och hög nivå för miljöskydd.
Skyddsnivå
BOD7
Totalfosfor
Totalkväve
2.1.1
Normal
90 %
70 %
-
Hög
90 %
90 %
50 %
Certifiering
Sedan 2009 finns möjligheten till provning av prefabricerade anläggningar för 1-50
personekvivalenter. Provningen genomförs av Institutet för jordbruks- och miljöteknik
(JTI) som är det enda ackrediterade prövningsorganet i Sverige och görs enligt
standarden EN 12566-3 ”Förtillverkade avloppsanläggningar” som gäller i hela Europa.
Enligt en harmoniserad EU-standard är minireningsverk en byggprodukt som från och
med 1 juli 2013 kräver CE-märkning. CE-märkningen intygar att produkten har klarat
täthets- och hållfasthetsprov men märkningen säger ingenting om reningskapaciteten,
serviceorganisationen eller skötselinstruktionernas utformning. JTI har därför föreslagit
en frivillig P-märkning (SP-koncernens eget kvalitetsmärke) som ska tydliggöra vilken
reningsgrad produkten uppnår och att funktionen kan upprätthållas över en längre tid
(Zackrisson et al. 2013; Kunskapscentrum Små Avlopp 2011). En annan frivillig
produktcertifiering som är lämplig för reningsanläggningar vid enskilda avlopp är
byggproduktcertifikat. Certifikatet utfärdas av Kiwa Swedcert mot vedertagna svenska
5
gränsvärden och ställer krav utöver det som CE-märkningen omfattar (van Brink &
Jerlmark 2015).
2.2
Sammansättning i avloppsvatten
Ett vanligt hushållsavlopp är normalt en blandning av vatten från toalett, bad, disk och
tvätt. En person använder i genomsnitt 120-160 liter vatten per dag och cirka 25 % av
vattenförbrukningen går åt till spolning av toaletter (Risinger 2013). Sammansättningen
i avloppsvattnet beror bland annat på människans vanor, aktiviteter och vad de stoppar i
sig men även dricksvattenkvaliteten kan vara avgörande för vattenreningen. Vid
biologisk rening av avloppsvatten är tillgången på näringsämnen avgörande för
reningsgraden eftersom tillväxt av mikroorganismer kräver tillgång på näringsämnen,
men även spårämnen av till exempel järn är nödvändigt. Av det organiska material som
förekommer i avloppsvatten från hushåll är 40-60 % proteiner, 25-50 % kolhydrater och
8-12 % oljor och fetter (Metcalf & Eddy 2003).
Alkalinitet i avloppsvatten motverkar snabba ändringar av pH-värdet vid förekomst av
syror. I avloppsvatten med höga pH-värden hindrar hög alkalinitet sänkning av pHvärdet, något som kan vara nödvändigt för att biologiska reningsprocessen ska fungera
eftersom vissa mikroorganismer är känsliga mot höga pH-värden (Metcalf & Eddy
2003). Hårdhet är ett mått på mängden multivalenta katjoner (främst kalcium) i vattnet
och mäts i tyska hårdhetsgrader där 1°dH motsvarar 10 mg kalciumoxid per liter vatten.
På grund av förhöjda miljökrav eftersträvas i allt större utsträckning mjukare vatten
(Wikipedia 2015a). Klorid är ett sätt att mäta salthalt och vid höga halter klorid kan
reningsfunktionen försämras. I områden där hårdheten på dricksvattnet är hög kan
mjukgörare som används i hushållet bidra med stora mängder klorider (Metcalf & Eddy
2003). Vanligtvis är en biologisk reningsprocess känsligare mot avvikande värden av
pH, alkalinitet och klorid, jämfört med variationer av BOD.
Inom avloppsbranschen har en gemensam definition av normalt avloppsvatten från
hushåll specificerats, se Tabell 2. Ungefärliga värden för avloppsvatten med höga halter
organiskt material presenteras i samma tabell för att tydliggöra olikheterna i
förutsättningar vid rening.
Tabell 2. Branschgemensam definition av hushållsavloppsvatten i jämförelse med avloppsvatten med hög
koncentration organiskt material.
Parameter
pH
Alkalinitet (g/m3)
Hårdhet (°dH)
Klorid (g/m3)
BOD7 (g/m3)
CODcr (g/m3)
Totalkväve (g/m3)
Totalfosfor (g/m3)
Definition av
hushållsavlopp
6,5 – 8,5
120 – 150
5 – 12
< 100
< 350
< 700
< 80
< 15
6
Avlopp med hög
organisk belastning
9
90-120
5-7
25-110
500-2800
1200-6800
150-290
16-25
Avloppsvatten från exempelvis bensinstationer kan skilja sig markant från
avloppsvatten som produceras i hushåll. Den största orsaken till skillnaderna är att
toalettavloppet utgör näst intill hela avloppet eftersom inget bad-, disk- eller tvättvatten
förekommer i bensinstationer. Således blir koncentrationerna av kväve och organiska
material avsevärt högre, vilket syns tydligt i Tabell 2. Noterbart är dock att halten
totalfosfor (TP) inte avviker så starkt från vanligt hushållsavlopp som de övriga
parametrarna.
När reningsverk dimensioneras utifrån organisk belastning används den
branschgemensamma definitionen av hushållsavlopp som utgångspunkt. Eftersom
hälften av kvävet antas förekomma i form av protein som kan sedimenteras i
reningsverket antas samma hälft av allt inkommande kväve kunna reduceras
reningsprocessen. Problem med att uppnå dessa reningsgrader vid bensinstationers
reningsverk uppstår dock när inte hälften av kväveföreningarna återfinns som protein
utan i löst form (urea) och därför inte kan sedimenteras bort. Detta är en följd av att
mängden urin i förhållande till fekalier kan vara högre i toalettavlopp från en
bensinstation jämfört med ett vanligt hushållsavlopp.
2.3
Rening av avloppsvatten
Rening av avloppsvatten syftar till att reducera mängderna näringsämnen samt
syreförbrukande ämnen. Om onaturligt stora mängder av ämnena släpps ut i
vattenmiljöer riskerar ökad tillväxt av oönskade organismer slå ut känsligare arter. Vid
stora utsläpp av näringsämnen i mark förgiftas grundvattnet, vilket är speciellt känsligt i
de fall då det finns en dricksvattentäkt i närheten. Behandlas inte biologiskt nedbrytbara
organiska ämnen orsakar de infekterade förhållanden i naturen eftersom de är biologiskt
stabila och förbrukar stora mängder av de naturliga syreresurserna (Metcalf & Eddy
2003). För att undvika utsläpp av miljöförändrande ämnen från avloppsvatten genomgår
vattnet mekanisk, biologisk och kemisk rening. Mekanisk rening innebär att partiklar
avskiljs med galler, filtrering eller genom att utnyttja partiklarnas densitet vid
sedimentation. Biologisk rening utnyttjar mikroorganismer som under tillväxt bryter ner
organiska molekyler genom spjälkning med enzymer. I den biologiska reningen
reduceras främst organiskt material och kväve. Kemisk rening innebär tillsats av en
kemikalie som syftar till att binda löst fosfor till flockar som sedan sedimenteras
(Persson 2005).
För optimal tillväxt av mikroorganismer under biologisk rening krävs tillgång till kol,
kväve och fosfor enligt Redfields viktförhållande 50:7:1 (Ekholm 2008), eller
motsvarande 100:5:1 (Slade et al. 2011) eller 100:9:1 (Sandberg 2010).
Mikroorganismer utnyttjar olika källor för dessa essentiella ämnen. Heterotrofa
mikroorganismer har organiskt kol som kolkälla medan de som utvinner kol ur
koldioxid kallas autotrofa organismer. Tillväxt av autotrofa mikroorganismer sker
avsevärt långsammare än för heterotrofer eftersom det krävs mycket energi för att kunna
utnyttja kol ur koldioxid till syntes. Mikroorganismer kräver förutom näringsämnen
även energi och de delas upp i fototrofa organismer som använder solljuset och
kemotrofer som utnyttjar energi som bildas vid kemiska oxidationsreaktioner. Under
7
oxidation av organiska eller oorganiska ämnen överförs elektroner från en
elektrondonator till en acceptor. Reaktionen kallas aerob om syre är elektronacceptor,
anox om nitrit och nitrat är acceptorer och anaerob i samtliga andra fall (Metcalf &
Eddy 2003; Sandberg 2010).
Löst syre är nödvändigt för respiration hos aeroba mikroorganismer, men andelen löst
syre i vatten är begränsat och beror bland annat på lösligheten av syre i vatten,
partialtrycket av syre i atmosfären, temperaturen och koncentrationen av föroreningar i
vattnet. Det är viktigt att ta i beaktande vid dimensionering av syretillförsel att
lösligheten för syre i avloppsvatten skiljer sig från lösligheten i rent vatten. För att
underlätta syreutbytet mellan gas och vätska kan ytan mellan luft och vatten utökas,
vilket kan åstadkommas genom att tillsätta ren syrgas eller mindre luftbubblor.
Strömningshastigheten kring ytan på bubblan har också betydelse för syreutbytet och ett
tunnare gränsskikt runt luftbubblan är önskvärt för att underlätta syreutbytet. För små
luftbubblor kan därför också försämra syreutbytet mellan vatten och luft eftersom
mindre bubblor har en lägre hastighet mot ytan som gör att gränsskiktet inte skalas av i
samma omfattning som vid större bubblor. Vid ökande temperatur ökar hastigheten hos
biokemiska reaktioner vilket gör att förbrukningen av löst syre är större vid varmare
årstider (Metcalf & Eddy 2003; Sandberg 2010).
2.3.1
Reduktion av kväve
Kväve förekommer i löst eller partikulär form där ammonium, urea, nitrit och nitrat är
de vanligaste och mest betydelsefulla formerna av kväve vid rening av avloppsvatten.
Nitrat används av mikroorganismer för att bilda protein, men då organismerna dör och
bryts ner bildas ammonium (NH4) igen. I avloppssammanhang används termen
totalkväve (TN) till alla nämnda former av kväve samt organiskt kväve, som inkluderar
bland annat aminosyror och proteiner. Urin är en annan källa till kväve eftersom det
består av urea som är uppbyggt av NH2-grupper som då bindningarna bryts omvandlas
till ammonium (Metcalf & Eddy 2003).
Kväve renas typiskt genom biologiska reningssteg där mikroorganismer bär
huvudansvaret. Kväve i obehandlat avloppsvatten förekommer främst i form ammonium
och urea. Reningen av kväve sker genom att autotrofa och heterotrofa mikroorganismer
omvandlar ammonium i flera steg tills det bildas kvävgas. Nitrifikation är det första
reduktionssteget för kväve och det sker genom att de autotrofa bakterierna
Nitrosomonas i reaktion med syre omvandlar ammonium till nitrit, se ekvation 1. Först
när nitrit har bildats kan Nitrobacter oxidera det till nitrat, se ekvation 2 (Bitton 1999;
Metcalf & Eddy 2003; Ray 1995).
(1)
(2)
(3)
8
Totalreaktionen då ammonium blir nitrat beskrivs enligt ekvation 3 och ger upphov till
en svag sänkning av pH-värdet. Autotrofa bakterier är känsliga mot lågt pH, vid pHvärden under 6,8 hämmas nitrifikationen markant och optimala nitrifikationshastigheter
uppnås vid pH 7,5 – 8,0. Koncentrationer av löst syre som understiger 0,5 mg/l dämpar
nitrifikationen avsevärt. Små förekomster av organiska och oorganiska toxiska ämnen
som till exempel nickel, krom och koppar kan också försämra nitrifikationshastigheten
rejält (Metcalf & Eddy 2003). Studier har visat att BOD-koncentrationen i utflödet från
föregående reningssteg måste understiga 30 mg/l (eller 20 mg/l vid löst BOD) för att
initiering av nitrifikation ska vara möjlig. Forskning har också visat att en koncentration
på mindre än 15 mg BOD/l är nödvändig för att fullständig nitrifikation ska kunna ske
(Bruce et al. 1975; Harremöes 1982).
Nästa steg i den biologiska kvävereningen sker genom denitrifikation då
elektronacceptorn nitrat oxideras till kvävgas, se ekvation 4 (Ray 1995). Det bildas även
vätekarbonat, koldioxid och vatten under processen.
(4)
De heterotrofa mikroorganismerna Pseudomonas som är ansvariga för denitrifikationen
kräver anoxa förhållanden samt tillgång till kol, som finns i obehandlat avloppsvatten i
form av organiskt material (CH2O). Tillgången på kol undersöks genom kvoten
BOD5:TN, som om den understiger 2,5 hämmar bakterierna (Winkler 2012). COD och
BOD beskriver hur mycket syreförbrukande ämnen som är kemiskt respektive
biologiskt nedbrytbara och förhållandet dem emellan kan därför visa hur
svårnedbrytbara de syreförbrukande ämnena är. Förhållandet COD:BOD5 ska helst vara
2:1, lägre förhållanden indikerar att mängden biologiskt svårnedbrytbara ämnen i
vattnet är hög, vilket alltså försvårar denitrifikationsprocessen. Koncentrationen av löst
syre bör vara under 0,2 mg/l för att främja denitrifikationsbakterierna (Metcalf & Eddy
2003), men en tumregel säger att koncentrationer under 1 mg/l räcker för att
upprätthålla en god funktion hos bakterierna1.
2.3.2
Reduktion av fosfor
Fosfor är ett nyckelämne vid tillväxt av mikroorganismer och rening av avloppsvatten,
Mängden ortofosfat (fosfor som är löst i vatten) är lättare tillgängligt för biologisk
metabolism medan organiskt fosfat är av mindre betydelse i avloppsvatten från hushåll
(Metcalf & Eddy 2003). Reduktion av partikulär fosfor sker till en viss del alltid
biologiskt genom sedimentering av mikroorganismer som assimilerar näringsämnet
under tillväxt. Önskas högre reduktionsgrader av fosfor sker det exempelvis genom
fosforfilter. Fosfor som förekommer i vanligt hushållsavlopp är till cirka 50 % i löst
form och fälls på kemisk väg. Fällningskemikalien innehåller trevärt järn eller
aluminium och bildar svårlösliga metallfosfat-föreningar som flockas och sedimenteras.
Metallen som tillsätts är ofta i förening med klorid eller sulfat och vid reaktion med
fosfat bildas järnfosfat i fast form, se ekvationerna 5 och 6. Som en bireaktion till
1
Muntlig källa från leverantör av reningsverk. För närmare information kontakta författaren.
9
fällningen bildas hydroxidslam som adsorberar kolloider och bidrar till en förbättrad
sedimentation. Reaktionerna med fällningskemikalien medför en sänkning av
alkaliniteten så att pH-värdet i avloppsvattnet vanligtvis sjunker. För att uppnå god
funktion vid kemisk fällning bör hänsyn tas till variationer i avloppsflödet, vattnets
fosforinnehåll samt buffertkapacitet och pH-värde vid dosering av kemikalie (Persson
2005).
(5)
(6)
Efter fosforfällning sedimenteras flockarna. Tiden det tar att sedimentera partiklar
baseras på beräkningar utifrån Stokes lag för partikelns hastighet i ekvation 7 (Sandberg
2010).
(7)
v
g
ρp
ρf
d
η
Partikelns hastighet (m/s)
Gravitationskonstant (m/s2)
Densitet på partikel (kg/m3)
Densitet på fluid (kg/m3)
Partikeldiameter (m)
Fluidens dynamiska viskositet (kg/m s)
För att Stokes lag ska kunna användas måste det aktuella flödet vara laminärt. Reynolds
tal under 1 motsvarar laminära flöden och beräknas genom ekvation 8 (Sandberg 2010).
(8)
R
Reynolds tal
Beroende på hur partiklarna eller flockarna bildas har de olika storlekar och densitet, se
Tabell 3.
Tabell 3. Fysikaliska data för flockar för beräkning av sedimenteringstiden (Ekholm 2008; Slade et al. 2011;
Sandberg 2010).
Organiskt material
Biologiska flockar
Kemiska flockar
Typisk
diameter (mm)
0,15
0,1
0,1
Densitet
(kg/m3)
1010-1015
1030-1100
1400-2000
Sedimenteringstiden, det vill säga den tid det tar för en flock eller partikel att sjunka till
botten från en nivå i vattnet, beräknas utifrån ekvation 9 (Sandberg 2010).
Sedimenteringstiden är viktig eftersom det är först när flockarna från fosforfällningen
sedimenterat som de kan avskiljas ur vattnet.
10
(9)
t
h
2.3.3
Sedimenteringstid (sekunder)
Sedimenteringshöjd (m)
Reduktion av organiskt material
Nedbrytning av organiskt material kan ske både aerobt och anaerobt eftersom olika
ämnen agerar elektronacceptorer. Organiskt material beskrivs generellt med formeln
(CH2O)n och bryts ner enligt ekvation 10 vid en aerob process. I avloppsvatten beskrivs
biologiskt nedbrytbart organiskt material som C10H19O3N (Metcalf & Eddy 2003),
medan enskilda celler till exempel är utformade enligt C12H87O23N12P2.
(10)
När inget fritt syre längre är tillgängligt blir i första hand nitrat elektronacceptor, se
ekvation 4 (Holby 2015). Nedbrytning av organiskt material under anoxa eller anaeroba
förhållanden höjer pH-värdet i avloppsvattnet.
Då allt nitrat är förbrukat används i nämnd ordning manganoxid, järnoxid och sedan
sulfat som elektronacceptor, se ekvation 11 (Holby 2015).
(11)
Då sulfat agerar elektronacceptor bildas vätesulfidjoner (HS-) som vid reaktion med
vätejoner bildar den giftiga gasen vätesulfid (H2S) som luktar ruttet ägg (Wikipedia
2015b). Bildandet av vätesulfid beror också på pH-värdet i vattnet (Metcalf & Eddy
2003). För att få bukt med bildande av sulfider (däribland vätesulfid) krävs att primära
elektronacceptorer (syre, nitrat eller nitrit) tillsätts och på så sätt ersätter sulfat. Ren
syrgas är fem gånger så koncentrerad som luft, varför tillsatser av syrgas kan
åstadkomma högre koncentrationer (5-7g/m3) av syre i avloppsvattnet än tillsatser av
luft (3-5 g/m3). En annan nackdel med tillsatser av luft i förhållande till syrgas är den
begränsade syretransporten till mikroorganismerna. Koncentrationer av löst syre över
0,5 g/m3 har visat sig generellt förhindra förekomsten av sulfider (Zhang et al. 2008). I
avloppsrör där problem med sulfider uppstått tillsattes 30 g nitrat/m3 och reducerade på
så vis 66 % av sulfidkoncentrationen vid utloppet av röret (Mohanakrishnan et al.
2009). Överstiger koncentrationen av svavel i form av vätesulfid 2,0 g/m3, hämmas
nitritreduktionen med 50 % (Pan et al. 2013).
Är koncentrationen löst syre låg och halten organiskt material samtidigt hög riskerar
utfällt järnfosfat från fosforfällningen återgå till löst fosfat under frigörande av
järnjoner, se ekvation 12.
(12)
2
Muntlig källa: Karin Granström 12/5 2015.
11
I syrefri miljö reagerar fria järnjoner med vätesulfid, om det finns tillgängligt, och då
bildas järnsulfid (FeS) som är svart, se ekvation 13 (Zhang et al. 2008). Järnsulfid får
mycket starka bindningar som inte kan brytas under de förhållanden som råder i ett
reningsverk eftersom de inte är lösliga i vatten.
(13)
2.3.4
Reningstekniker
Det finns i huvudsak tre typer av reaktorer som används vid avloppsvattenrening;
plugflödesreaktor (plug flow reactor), fullständigt omrörd reaktor (complete mix
reactor) och satsvis reaktor (batch reactor). Den förstnämnda används nästan
uteslutande i storskaliga, kommunala reningsverk där fluidpartiklarna passerar genom
den långsmala reaktorn utan att omblandas. De andra två reaktortyperna är vanligare i
små reningsverk och i minireningsverk. En fullständigt omrörd reaktor med
kontinuerligt flöde (continuously stirred tank reactor, CSTR) består ofta av två eller fler
reaktorer emellan vilka överföringen sker kontinuerligt eller med frekvent pumpade
satser (Metcalf & Eddy 2003). En satsvis biologisk reaktor (sequence batch reactor,
SBR) behandlar en viss mängd avloppsvatten i en och samma tank och utgår från
cykler, se Figur 1. En cykel innefattar fyllning av tanken, luftning, sedimentering samt
utpumpning. Normalt sker fyllning av tanken under 25 % av cykeltiden, luftning under
35 % av tiden, sedimentering 20 %, utpumpning 15 % samt eventuellt tomgång under
5 % av cykeltiden. Under luftningen sker aerob nedbrytning av organiskt material samt
kvävereduktion i form av nitrifikation och det är vanligt att fällningskemikalier för
fosforreduktion tillsätts i detta steg. Under klarningssteget tillåts slammet att sjunka till
botten där anox denitrifikation sker (Metcalf & Eddy 2003; Persson 2005).
Fyllning
O2
Luftning
Sedimentation
Tömning
Figur 1. En cykel i en satsvis biologisk reaktor. Fritt tolkat från Metcalf & Eddy (2003).
Biologisk reningsteknik kan delas upp i två huvudgrupper efter var mikroorganismerna
befinner sig i reaktorn: biofilm och aktivslam. I en biofilmsprocess växer
mikroorganismerna som ansvarar för nedbrytningen av näringsämnen och organiskt
material på en fast yta. Ytan kallas bärarmaterial och kan vara av exempelvis sten eller
plast i olika utföranden, fastsittande eller suspenderade i tanken (Metcalf & Eddy 2003).
I små reningsverk används ofta plast som bärarmaterial och lufttillförseln från botten av
tanken bidrar till fullständig omrörning av vattnet. Biofilmen består av bakterier, svamp,
alger och urdjur som är desamma som återfinns i naturliga vattenmiljöer.
Mikroorganismerna i biofilmen växer till när de bryter ner det organiska materialet i
avloppsvattnet och biofilmen blir tjockare. När biofilmen växer blir det syrebrist i
12
Avloppsvatten
Aerob zon
Anaerob zon
Bärarmaterial
innersta lagret av biofilmen där anaeroba mikroorganismer trivs (Bitton 1999), se Figur
2. Vid ytan av biofilmen strömmar avloppsvatten och luft så att syre och näringsämnen
kan diffundera in i biofilmen. Ut ur biofilmen transporteras restprodukterna och vilka de
är beror på hur långt reaktionerna i biofilmen har gått, några exempel är koldioxid och
kvävgas (Persson 2005).
O2
NO3
CO2
N2
CH4
Figur 2. Schematisk bild av en biofilm där mikroorganismer i en aerob och en anaerob zon förbrukar syre och
nitrat som bildar restprodukter. Fritt tolkat från Persson (2005).
I vissa reningsverk med biofilmsprincip genomförs den biologiska reningen i två steg
för att mikroorganismerna som bryter ner organiskt material och
nitrifikationsbakterierna är begränsade av olika faktorer vilket gör att uppehållstider för
vatten och slam behöver vara olika. I en reaktor som är anpassad till nitrifikation kallas
processen tertiär nitrifikation. De heterotrofa bakterierna kan växa till snabbare än de
energikrävande autotrofa organismerna och kan komma att helt dominera ytorna på de
bärarmaterial som finns att tillgå i reaktorn vilket gör att nitrifikationen begränsas.
Genom att separera mikroorganismerna i två tankar kan de främjas under olika
förhållanden och reduktionsgraden höjs. Eftersom de autotrofa nitrifikationsbakterierna
kräver låga halter av organiskt material kan denitrifikation och reduktion av organiskt
material genomföras först och därefter nitrifikation (Metcalf & Eddy 2003). Forskning
har visat att vid tertiär nitrifikation i biofilmsprocesser är fosfat tydligt begränsande vid
inkommande koncentrationer under ungefär 0,15 mg fosfor/l mätt i fosfatfosfor
(Nordeidet et al. 1994). Detta innebar enligt artikelförfattarna att de biologiska stegen då
blev hämmande på grund den begränsade mängden fosfor.
Avloppsvatten som behandlas i en aktivslamanläggning genomgår olika faser av
luftning, sedimentering, syrefri behandling och sedan ytterligare sedimentering för att
reducera organiskt material och näringsämnen med hjälp av samma sorts
mikroorganismer som i en biofilmsanläggning. Mikroorganismerna i en
aktivslamprocess behöver precis som i biofilmsprocessen ytor att växa på, men här finns
endast ytorna på partiklar som är lösta i avloppsvattnet tillgängliga. Därför bildas
flockar av mikroorganismer i vattnet som när de blir tillräckligt stora sedimenterar och
13
på så sätt renar vattnet. Återcirkulation av slammet är en mycket viktig del i
aktivslamprocessen eftersom slamåldern ofta behöver vara längre än uppehållstiden för
vattnet för att mikroorganismerna ska hinna uppnå önskad reduktionsgrad. I en
småskalig SBR med endast en processtank uppnår slammet hög ålder genom att låta det
sedimentera och därmed stanna i processtanken under många cykler. Slamåldern blir då
lika lång som tidsperioden mellan slamtömningarna. Vid låga koncentrationer av löst
syre kan det i en flock uppstå anoxa förhållanden och därmed dentrifikation samtidigt
som nitrifikation sker i det yttre lagret av flocken. Denna simultana dubbelprocess sker
med lägre reaktionshastigheter men kan ändå tillsammans uppnå höga reduktionsgrader
av kväve vid koncentrationer av löst syre i storleksordningen 0,5 mg/l (Metcalf & Eddy
2003).
De två biologiska reningsteknikerna passar för olika tillämpningar baserat på deras föroch nackdelar. Tack vare att mikroorganismerna i en biofilmsprocess är fastsittande på
en solid yta, är systemet stabilare och tåligare mot gifter och snabba förändringar av pHvärdet. Det yttersta skiktet av biofilmen kan då dö, men det inre skiktet är skyddat så att
nya mikroorganismer växer till och processen når full reningsgrad i snabbare takt. En
biofilmsprocess kan sättas igen om flödet är för lågt eller om bärarmaterialet har för små
tomrum, en nackdel som inte förekommer i en aktivslamprocess. I en aktivslamprocess
kan den viktiga slamåldern enkelt justeras i och med återcirkulationen av slammet
(Metcalf & Eddy 2003).
2.4
Provtagning
Vid normal miljöskyddsnivå ska det enligt grundkraven finnas möjlighet att ta prov på
utgående vatten från avloppsanläggningen. Vid misstanke om dålig funktion kan
tillsynsmyndigheten kräva provtagning av utgående vatten. I kommunala reningsverk
sker provtagning med relativt hög tillförlitlighet både i form av regelbunden
provtagning och i form av stickprover tack vare att inkommande föroreningar späds ut
med bad-, disk- och tvättvatten och andra flöden från verksamheter till en relativt jämn
belastning över tid. I enskilda avlopp kan den hydrauliska och organiska belastningen
variera starkt på kort tid vilket försvårar provtagningen då sammansättningen i vattnet
beror på vad som spolas ner i toaletten precis innan provtagningstillfället (NFS 2006:7).
Stickprover är dock vanligaste tillvägagångssättet för provtagning vid små reningsverk
eftersom genomförandet av regelbunden och frekvent provtagning ger upphov till
kostnader som sällan är motiverade i sammanhanget. Provtagning bör ske vid normal
belastning på anläggningen och proven ska tas i speciella provtagningskärl som är
rengjorda innan användning. Det är viktigt att planera provtagningen i förhållande till
slamtömning eftersom det kan försämra värdenas representativitet för reningsverkets
normala funktion. Helst bör provtagning ske på ett och samma vattenpaket på grund av
variationerna i sammansättningen, då ska hänsyn tas till retentionstiden (transporttiden
för ett vattenpaket). Årstiden spelar roll för den biologiska aktiviteten och påverkar
därmed värden (Cerne et al. 2007). På grund av de osäkerhetsfaktorer som råder vid
provtagning bör analyserna endast tas som en indikation på anläggningens funktion.
14
3
Metod
De tre avloppsreningsverk som studeras i denna rapport betjänar till största delen
toalettavlopp från bensinstationer. De kommer härifrån benämnas utifrån deras
reningsprincip samt uppbyggnad av tankar; biofilmsanläggning med reservoar,
biofilmsanläggning utan reservoar samt aktivslamanläggning. Baserat på de problem
som utreds i respektive anläggning har provtagning genomförts för att möjliggöra
analys av reningsverken. För att tydliggöra och motivera provtagningen beskrivs
reningsverkens uppbyggnad och funktion i detalj i detta kapitel. Större delen av
undersökningen om kvävereningen utgick ifrån biofilmsanläggningen med reservoar
eftersom det där var möjligt att ta prover på alla önskade provtagningspunkter; i
biofilmsanläggningen utan reservoar var provtagning i inkommande vatten inte möjligt.
3.1
Beskrivning av anläggningarna
Biofilmsanläggningen med reservoar är ansluten till två bensinstationer som har cirka
1000 respektive 1400 kassakunder per dygn. Ingen biltvättsverksamhet är kopplad till
avloppsreningsverket och dricksvattenförsörjningen sker från egen brunn. Den tidigare
avloppsreningsanläggningen som byggdes i början av 70-talet var uttjänt och efter en
utredning framkom att det gamla reningsverket inte uppfyllde myndigheternas krav på
reningsgraden av organiskt material, kväve och fosfor (Lilja 2011). Med anledning av
detta installerades ett nytt reningsverk år 2013 som dimensionerades för maxflödet
30 m3/dygn, se Tabell 4. Utgående flöde leds till en mosse i närheten.
Biofilmsanläggningen utan reservoar tar emot avloppsvatten från en bensinstation med
ett ungefärligt kundflöde på 850 kunder per dygn. Bensinstationen har egen
dricksvattenbrunn och verksamheten innefattar inte biltvätt. Tidigare avloppsanläggning
anlades 1997 (Lilja 2011) och vid en utredning som gjordes år 2011 framkom att
markbädden, då 15 år gammal, bedömdes utifrån Naturvårdsverkets allmänna råd ha
förlorat förmågan att rena fosfor (SNV 91:2). Enligt Naturvårdsverkets råd förväntas
fosfor reduceras med endast cirka 25 % efter 10-20 år. För att förbättra avloppsreningen
installerades år 2013 ett nytt reningsverk som dimensionerades för flödet 10 m3/dygn.
Utgående flöde led till en våtmark bredvid anläggningen.
Aktivslamanläggningen behandlar avloppsvatten från en bensinstation med ungefär
600 kassakunder per dygn. Tidigare reningsanläggning för avloppsvatten var från år
1985 och vid en utredning år 2010 noterades att infiltrationen var dålig eftersom det
rann vatten från dräningeringsledningen baklänges till en uppsamlingsbrunn.
Infiltrationsanläggningen bedömdes vara underdimensionerad för dåvarande belastning.
I utredningen föreslogs installation av litet reningsverk framför upprustning av befintlig
anläggning på grund av ökad risk för smittspridning eftersom en dricksvattenbrunn
fanns i närheten (Lundgren 2010). Reningsverket dimensionerades för ett flöde på
4,5 m3/dygn. Det renade avloppsvattnet transporteras till en perkulationsbrunn och
vidare till ett dike vid höga flöden.
15
Tabell 4. Dimensioneringsunderlag för projektering av reningsverken. Förväntade värden vid utloppet
baseras på uppgifter från respektive leverantör till reningsverket.
Kassakunder
Flödeskapacitet
Recipient
Miljöskyddsnivå
Förväntade
värden/reduktionsnivå
efter genomgången
process
Bas i fällningskemikalie
Biofilm med
reservoar
2400/dygn
30 m3/dygn
Mosse
Hög
BOD7 10 mg/l
TN 50 % reduktion
TP 0,3 mg/l
SS < 10mg/l
Järnklorid
Biofilm utan
reservoar
850/dygn
10 m3/dygn
Våtmark
Normal
BOD7 < 10 mg/l
TN 50 % reduktion
TP < 0,5 mg/l
CODcr < 30 mg/l
Järnklorid
Aktivslam
600/dygn
4,5 m3/dygn
Perkulationsbrunn
Normal
BOD7 97 %
TN 50 %
TP 90 %
CODcr 92 %
Järnsulfat
Båda biofilmsanläggningarna anses fungera bra i flera avseenden förutom vid reduktion
av kväve. En hypotes är att reservoaren i den ena av biofilmsanläggningarna har en
utjämnande effekt på det starkt varierande inflödet av avloppsvatten som höjer den
genomsnittliga reningsgraden av framförallt kväve. Aktivslamanläggningen har
återkommande problem (ofta i samband med ökad belastning) med att det aktiva
slammet dör och samtidigt ger upphov till otäcka odörer. I samtliga anläggningar har det
minst en gång uppstått problem till följd av misskötsel av olika inblandade parter.
De tre reningsverk som presenterats här valdes för att möjliggöra undersökningen av
reservoarens inverkan på olika stora reningsverk med biofilmsprincip.
Aktivslamanläggningen ingick i studien för att en diskussion om lämpligaste
reningsprincip för avloppsvatten med höga halter organiskt material skulle kunna föras.
3.2
Anläggningarnas reningsprinciper
3.2.1
Biofilmsanläggningarna
Biofilmsanläggningarna är av samma fabrikat och baseras på aeroba bioreaktorer med
fasta dränkta biofilmsprocesser, så kallad fixed film bioreactor. Flödet förflyttas i små
omgångar mellan tankarna men för att efterlikna ett kontinuerligt flöde (CSTR) sker
detta så ofta som var tjugonde minut och med minsta möjliga batchstorlek.
Reningsverken med biofilmsprincip består av slamsilo, reservoar, slamavskiljare, två
bioreaktorer samt slutsedimentering och pumpbrunn, se Figur 3 och Figur 4.
1
2
3
4
5
IN
UT
slamsilo
reservoar
slamavskiljare reaktor 1
reaktor 2
Figur 3. Principritning över biofilmsanläggningen med reservoar.
16
slutsed.
2
3
4
5
IN
UT
slamsilo
slamavskiljare
reaktor 1
reaktor 2
slutsed.
Figur 4. Principritning över biofilmsanläggningen utan reservoar.
Reservoaren fungerar som en buffert och jämnar ut det varierande inflödet genom att
med jämna mellanrum skicka det vidare till slamavskiljaren. I slamavskiljaren sker
slamavskiljning och slamlagring, biologisk fördenitrifikation under anoxa förhållanden
samt kemisk fosforreduktion. För att skapa omblandning tillsätts fällningskemikalien
när avloppsvattnet pumpas från reservoaren till slamavskiljaren. Den pump som i
omgångar för vidare avloppsvattnet till den första bioreaktorn pumpar dessutom en liten
mängd vatten tillbaka till slamavskiljaren för att ytterligare öka omblandningen.
Slammet som bildas av fällningsflockarna sedimenteras i slamavskiljaren och pumpas
till slamsilon, som avskiljer slammet och leder tillbaka klarfasen till slamavskiljaren.
Den biologiska reningen sker genom aeroba biofilmsprocesser i två reaktorsteg. Under
det fasta bärarmaterialet i reaktorerna finns luftdiffusorer som förser den biologiska
processen med de stora mängder syre som krävs, men lufttillförseln bidrar också till
omblandning i tanken. Den första reaktorn är avsedd att främst bryta ned
syreförbrukande ämnen som BOD7 och CODcr och den andra är anpassad till
nitrifikation. Vid låg belastning går luftningen över i sparläge och ger biomassan endast
tillräckligt syre för att överleva. Med jämna mellanrum stannas lufttillförseln helt för att
tillåta slammet i bioreaktorerna att sedimentera och det pumpas sedan tillbaka till
slamavskiljaren. En andel slam innehållande nitrat pumpas från nitrifikationstanken
(andra reaktorn) tillbaka till slamavskiljaren där fördenitrifikation sker. Mängden slam
som pumpas tillbaka anges som en viss andel av batchflödet. Studier har visat att
recirkulationsflödet behöver vara 4 gånger så stort som tillflödet till anläggningen för att
uppnå 60-75 % kvävereduktion (Persson 2005). Det sista steget i reningsverket består
av slutsedimentering där slammet sedimenteras ytterligare. Det finns möjlighet att
tillsätta flockningsmedel även i detta steg, men det sker i dagsläget inte i dessa
biofilmsanläggningar.
3.2.2
Aktivslamanläggningen
Reningsverket med aktivslamprincip är en SBR som behandlar en viss mängd
avloppsvatten åt gången. Inkommande avloppsvatten samlas i uppsamlingstanken och
pumpas härifrån till processtanken, se Figur 5.
17
6
7
IN
UT
uppsamlingstank
processtank
Figur 5. Principritning över reningsverket med aktivslamprincip.
Reningen i processtanken startar automatiskt när den dimensionerade vattenmängden
uppnåtts i processtanken. Den biologiska nedbrytningen sker med aktivt slam och börjar
med att ammonium oxideras till nitrat under luftning. Fällningskemikalierna tillsätts i
slutskedet av luftningen så att fosforföreningarna fälls ut. I nästa processteg
sedimenteras slammet när luftningen avstannat och kvävereduktion sker under anoxa
förhållanden genom denitrifikation då nitrat oxideras till kvävgas. För att förse
denitrifikationsbakterierna med tillräcklig mängd kol tillsätts en liten sats obehandlat
avloppsvatten under detta steg. I det sista steget leds det renade vattnet överst i tanken ut
till recipienten. När slammet når en viss nivå eller att antalet processer har överstigit
200 tas slammet ut med slamsugningsbil.
3.3
Provtagning
Prover som tagits utanför ramarna för detta projekt var stickprover och har genomförts
operativt av andra i anläggningarna insatta personer under år 2013 och 2014. Proverna
analyserades då för BOD7, CODcr, totalkväve och totalfosfor för inkommande och
utgående flöde och de har sammanställts som resultat i denna rapport eftersom de utgör
ett viktigt underlag för diskussionen.
Provtagning vid reningsverken genomfördes som stickprover i samarbete med
servicetekniker eller representant från leverantör. Proverna skickades nedkylda till
Eurofins ackrediterade laboratorium i Jönköping där proverna analyserades enligt
europastandarder. I Tabell 5 presenteras datum för provtagning samt när senaste
slamtömning skett.
Tabell 5. Datum vid provtagning på reningsverken samt senast genomförda slamtömning.
Datum
13/4 2015
21/4 2015
26/3 2015
Reningsverk
Biofilm med reservoar
Biofilm utan reservoar
Aktivslam
Senaste slamtömning
2 veckor före
1-1,5 vecka före
1 vecka före
I biofilmsanläggningen utan reservoar hade slamtömningen blivit försenad och orsakat
bräddning från slamavskiljaren vidare till reaktor 1 och 2, provtagningen genomfördes
en vecka senare. Vid aktivslamanläggningen gjordes en fullständig slamtömning med
18
ursköljning endast en vecka före provtagning på grund av att det aktiva slammet hade
dött.
Vilka parametrar som analyseras på avloppsvatten i ett reningsverk bör anpassas efter
situation och syfte. I Naturvårdsverkets allmänna råd för enskilda avlopp
rekommenderas åtminstone analys av BOD7, totalkväve och totalfosfor (NFS 2006:7).
Vid samtliga reningsverk analyserades för inkommande och utgående flöde därför
BOD7, totalkväve och totalfosfor samt CODcr för att få en helhetsbild av det totala
kemiska syrebehovet. I biofilmsanläggningen utan reservoar var provtagning vid
inkommande vatten inte möjlig på grund av oåtkomlighet. I båda
biofilmsanläggningarna togs ytterligare prover på nitrat, nitrit, ammonium och fosfat
mellan processtegen för att möjliggöra en granskning av kvävereduktionen. För att
kunna studera varför det aktiva slammet dör togs först prover som beskriver den totala
reningsgraden i reningsverket. Inkommande prov i aktivslamanläggningen
representerades av vattnet i uppsamlingstanken och utgående prov togs i processtanken.
Som komplement till proverna i aktivslamanläggningen togs även prov på ammonium
vid inkommande och utgående flöde. Vilka prover som togs i de tre reningsverken
presenteras i Tabell 6 och provtagningspunkternas placering i reningsverken visas i Figur
3, Figur 4 och Figur 5 för respektive reningsverk.
Tabell 6. Översikt över parametrar som analyserats vid respektive provtagningspunkt.
Biofilm
Aktivslam
Nr.
1
2
3
4
5
6
7
Provtagningspunkt
Inkommande
Efter slamavskiljare
Efter reaktor 1
Efter reaktor 2
Utgående
Inkommande
Utgående
Parametrar
BOD, COD, TN, TP
BOD, COD, TN, TP
NO3+NO2, NH4
NO3+NO2, NH4, PO4
BOD, COD, TN, TP
BOD, COD, TN, TP, NH4
BOD, COD, TN, TP, NH4
Mätosäkerheten för respektive analys vid det ackrediterade laboratoriet varierade enligt
Tabell 7.
Tabell 7. Mätosäkerhet angivet av ackrediterat laboratorium för utförda analyser.
Analys
BOD7
CODcr
TN
TP
NH4
NO3
PO4
Mätosäkerhet
30 %
10-20 %
10 %
10 %
15 %
10-20 %
15 %
Koncentration av löst syre, pH och temperatur uppmättes i tankarna i
biofilmsanläggningarna.
Motsvarande
mätningar
var
inte
möjliga
i
aktivslamanläggningen, men där gjordes sedimenteringsprov då en liter processvatten
19
sedimenterade i 30 minuter varefter volymen slam noterades. Provet togs i
processtanken efter fullständig omblandning av vatten och slam.
3.4
Beräkningar
Samtliga reaktioner som varit utgångspunkt för de teoretiska beräkningarna, som
gjordes för hand, antogs ske fullständigt. Reaktorvolymer och flöden för respektive
reningsverk presenteras i Tabell 8.
Tabell 8. Reaktorvolymer och flöden i reningsverken.
Batchstorlek (m3/batch)
Medelflöde (m3/dygn)
Nitrfikationsvolym (m3)
Denitrifikationsvolym (m3)
Biofilm med
reservoar
0,7
13
5,1
12
Biofilm utan
reservoar
0,2
2
2,3
6,1
Aktivslam
1,5
0,75
1,5
1,5
Reservoarens inverkan studerades genom att medelvärden för utgående koncentrationer
beräknades varefter högsta respektive lägsta procentuellt avvikande värde togs fram. En
jämförelse gjordes mellan biofilmsanläggningarna där de minst avvikande värdena
representerade jämnare utgående koncentrationer, som i detta fall sammanföll med
högre reningsgrader.
En viktig funktion i biofilmsanläggningarna var återpumpningen av nitrat från andra
reaktorn till slamavskiljaren. Antaganden som gjordes för beräkning av återpumpning
var att denitrifikation endast skedde i slamavskiljaren och nitrifikation endast skedde i
andra reaktorn. För att kunna dimensionera hur stor andel av batchflödet som ska
återpumpas beräknades först behovet av nitrat vid denitrifikation i slamavskiljaren.
Detta gjordes utifrån beräkningar för tre olika reaktionsformler som baserades på en
generell formulering av organiskt material (CH2O), en definition av organiskt material i
typiskt avloppsvatten (C10H19O3N) (Metcalf & Eddy 2003) samt utifrån organiskt
material formulerat som en cell (C12H87O23N12P)3, se ekvationerna 4, 14 och 15.
Reaktionsformlerna har formulerats på samma sätt som ekvation 4 för att möjliggöra
likvärdig jämförelse.
(14)
(15)
Inkommande koncentration av BOD uttrycktes i termer av g biomassa/m3 genom
nyckeltalet 1,42 g BOD/g biomassa (Metcalf & Eddy 2003) och motsvarade då
mängden organiskt material i inkommande flöde. Baserat på mängden nitrat som
behövdes i slamavskiljaren beräknades hur länge det skulle räcka under pågående
denitrifikation utan tillsats av nytt nitrat från reaktor 2.
3
Muntlig källa Karin Granström 12/5 2015.
20
Mängden nitrat som bildades genom nitrifikation i andra reaktorn beräknades utifrån
ekvation 3 samt med inkommande ammoniumkoncentration till reaktor 2. Tillgången
till nitrat från andra reaktorn jämfördes sedan med behovet i slamavskiljaren varefter en
procentsats av batchflödet kunde beräknas.
En kontroll av kvoten mellan COD och BOD5 gjordes för samtliga reningsverk för att
undersöka mängden biologiskt svårnedbrytbart organiskt material som vid ett lågt värde
försvårar denitrifikationsprocessen. BOD-koncentrationerna som baserats på 7 dagar
räknades om enligt ekvation 16 först till UBOD och sedan med hjälp av samma
ekvation till BOD5 (Metcalf & Eddy 2003).
(16)
BODt
UBOD
k
t
BOD-koncentration efter exponering av syre under tiden t (g/m3)
Syrebehov för fullständig biokemisk nedbrytning (g/m3)
Första ordningens reaktionskonstant (1/d)
Tid (dagar)
Reaktionskonstanten var 0,23/d vid 20°C men anpassades till verklig temperatur i
biofilmsanläggningarna (12°C) genom ekvation 17 (Metcalf & Eddy 2003).
(17)
Den biologiska reningen bygger på att mikroorganismer trivs och kan växa till. Därför
kontrollerades för samtliga verk tillgången på kol, kväve och fosfor utifrån kvoterna
50:7:1, 100:5:1 eller 100:9:1 som ska uppfyllas för optimal tillväxt av
mikroorganismerna. Kvävebrist studerades utifrån kvoten 50:7 (C:N) och fosforbristen
undersöktes för samtliga kvoter (5:1, 7:1, 9:1 som N:P). Vidare kontrollerades även
kvoten mellan BOD5 och TN för brist på organiskt nedbrytbart kol. Beräkningarna
utfördes för samtliga provtagningspunkter där relevanta prover var tagna.
Vid beräkning av mängd behövd fällningskemikalie för biofilmsanläggningarna
användes uppgifter om lösningarna från säkerhetsdatablad. Andelen lösningsbas (det
vill säga järnklorid eller järnsulfat) i lösningen var mätt i viktprocent och varierade
mellan 35-45 % för järnklorid och 38-40 % för järnsulfat. Lösningen av järnklorid
innehöll även små mängder saltsyra och densiteten kunde enligt säkerhetsdatabladet
variera mellan 1410-1440 g/l. Järnsulfatlösningen innehöll mycket små mängder
svavelsyra och mangansulfat, och densiteten kunde variera mellan 1450-1550 g/l. Ett
medelvärde har antagits för de parametrar som i säkerhetsdatabladet angivits i intervall,
se Tabell 9 för använda värden vid beräkning.
Tabell 9. Egenskaper hos fällningskemikalierna.
Lösningsbas
Järnklorid
Järnsulfat
Densitet (g/l)
1425
1450
21
Andel lösningsbas
40 %
40 %
Beräkningen av behövd mängd fällningskemikalie baserades på teoretiska
reaktionsformler (ekvation 5 och 6) och gav således svar på hur mycket lösning som
krävdes för att teoretiskt fälla all fosfor (under förutsättning att all fosfor är i löst form)
som uppmätts. I biofilmsanläggningen utan reservoar antogs inkommande mängd
totalfosfor vara densamma som vid första provtagningstillfället. Ingen hänsyn togs i
denna beräkning till önskad inverkan av pH-värde.
Efter att fosfat fällts ut av metaller krävdes en effektiv sedimentering för att kunna
avskilja fosforn från vattnet. För biofilmsanläggningarna beräknades därför den
tillgängliga sedimenteringstiden i tanken där fosforavskiljningen utfördes genom Stokes
lag, se ekvation 7 (Sandberg 2010). En kontroll av laminärt flöde gjordes genom
beräkning av Reynolds tal, som vid användning av Stokes lag måste vara under 1, se
ekvation 8 (Sandberg 2010). Eftersom sedimenteringen syftar till att avskilja flockar
från kemisk fällning användes diameter och densitet för typiska kemiska flockar som
dimensionerande beräkningar. Ett medelvärde beräknades av partikeldensiteten som
angetts i ett intervall (se Tabell 3). Även sedimenteringstiden för organiskt material
undersöktes eftersom koncentrationen var mycket hög i inkommande avloppsvatten.
Partiklarna antogs sjunka endast vertikalt i biofilmsanläggningarna till följd av att
vattnet förväntades vara stillastående i en enskild tank. Avloppsvattnet antogs ha samma
egenskaper som rent vatten och fysikaliska data insamlades därför för vatten vid 10°C
(enligt uppmätta temperaturer i reningsverken). Vattnets densitet var 999,7 kg/m3 och
dynamiska viskositeten var 1308 · 10-6 Ns/m2. Sedimenteringstiden beräknades sedan
utifrån tankens höjd (3,4 m), se ekvation 9 (Sandberg 2010). Alla flockar beräknades
alltså sjunka från högsta möjliga höjd.
22
4
Resultat och diskussion
I kapitlet presenteras och diskuteras utredningens resultat utifrån tagna prover och
litteratur. Men först diskuteras några viktiga faktorer som bör beaktas för små
reningsverk och vid provtagning i dem.
Regelbunden tillsyn och slamtömning av kunniga är viktigt för reningsverkets funktion
och därför för provtagning. Servicetekniker bör inte endast ha mycket god kännedom
om tekniken i reningsverket utan även ha grundläggande kunskaper om mikrobiologin i
reningsprocessen. Detta är viktigt för reningsverkets funktion så att kraven för
miljöskydd ska kunna hållas. Det har noterats att skötseln av reningsverken som
studeras i denna rapport vid några tillfällen inte fungerat optimalt. Exempelvis har
slamtömning försenats vilket har orsakat bräddning och tillfälligt nedsatt reningsgrad,
samt att slamtömning har utförts på fel sätt så att reningsverkets biologiska reningssteg
försvagats. Vid kommunala reningsverk finns servicetekniker som hela tiden finns på
plats för att se över processen, något som inte är möjligt vid små reningsverk eftersom
serviceteknikern då vanligtvis har ansvar för ett större antal små reningsverk utspridda
över ett stort område. Det är därför vara av stor vikt att även fastighetsägaren har
kunskap om reningsverket och dess funktion så att olägenheter undviks. Genomförs
provtagning för nära inpå störningar som orsakats av bland annat bristfällig skötsel
kommer proverna inte representera normal funktion i reningsverket, något som behövs
för en trovärdig diskussion kring felsökning.
Proverna togs med noggrannhet i rengjorda provflaskor fyllda till bredden för att inte
påverka syreförbrukande ämnen och skickades sedan inom ett dygn nedkylda till ett
ackrediterat laboratorium för analys enligt europastandarder. De värden som analyserats
kan därför anses högst tillförlitliga. Eftersom inkommande koncentrationer kan variera
starkt i enskilda anläggningar borde ett och samma vattenpaket vara föremål för
provtagning. Men vid provtagningen till denna rapport togs ingen hänsyn till vattnets
uppehållstid i reningsverken, som uppskattades vara minst ett dygn i samtliga
reningsverk baserat på medelflöden. Således togs inkommande prov på mycket färskt
vatten medan utgående prov sannolikt togs på över ett dygn gammalt avloppsvatten. Det
är dock svårt att ta prov på exakt samma vattenpaket eftersom det kräver exakta
uppgifter om vattnets uppehållstid, som kräver utförligare mätningar och loggning av
vattenflödet in till reningsverket. Proverna anses ändå kunna ge en tillräckligt trovärdig
bild av reningsverkets funktion eftersom rapportens resultat inte kräver sådan
noggrannhet.
Temperaturen på avloppsvattnet under reningsprocessen är viktig för reningsprocessen.
Vid högre temperaturer ökar hastigheten på biokemiska reaktioner vilket ökar
förbrukningen av löst syre. Samtidigt löser sig syre sämre i varmt vatten. De prover som
sammanställts i resultatet från tidigare provtagningar har genomförts vid olika tider på
året och temperaturen i vattnet har därför varit olika. Av de fem provtagningar som
gjorts går det inte se några tydliga mönster för hur temperaturen påverkat
reningsgraden, men det är ändå viktigt att ha i åtanke vid jämförelse av dem att
23
förutsättningarna varit olika. På samma sätt förs resonemanget om belastning av flöde,
som inte noterats vid något av de tidigare provtagningstillfällena. Flödesbelastningen
ökar normalt vid ökande trafik, vilken i sin tur ökar under sommarmånaderna. Optimalt
skulle provtagning ske vid samma flödesbelastning och temperatur för att mer rättvist
kunna jämföra proverna. Men, återigen, för att uppfylla syftet med denna rapport
behövs inte sådan noggrannhet. Samtliga prover som tagits kan därför anses ha
tillräcklig precision för ändamålet.
Det mest utmärkande med små reningsverk är det varierande flödet och variationerna i
vattnets kvalitet. Detta härrörs främst från aktiviteten i fastigheten som är kopplad till
reningsverket. Reningsverken som ingår i denna studie är kopplade till bensinstationer
där den främsta aktiviteten som orsakar avloppsvatten utgörs av spolning i toaletter.
Antalet spolningar beror helt och fullt på antalet toalettbesök, hur många kunder som
besöker bensinstationen och därigenom även på trafikintensiteten. Således varierar den
organiska belastningen i reningsverket mycket eftersom trafiken varierar starkt över
dygnet och över året. Detta är faktorer som inte kan påverkas direkt, men det finns
lösningar för att mildra omständigheterna innan vattnet rinner in till reningsverket eller i
själva reningsverket. Mer om detta under rubriken åtgärdsförslag.
4.1
Kväverening i biofilmsanläggningarna
Vid ett flertal tillfällen sedan reningsverken togs i bruk har prover analyserats vid
biofilmsanläggningarna. Trots olika förutsättningar vid provtagningarna så som årstider
och belastning kan reningsgraderna för organiskt material konstateras vara konsekvent
höga medan reningsgraden av kväve i samtliga fall var låg.
En sammanställning av prover som tagits vid inkommande och utgående vatten till
reningsverken med biofilm presenteras i Tabell 10.
Tabell 10. Sammanställning av inkommande och utgående värden i g/m3 samt total reduktionsgrad (red.) i
procent för prover som tagits vid biofilmsanläggningarna. Inkommande värden för biofilmsanläggningen utan
reservoar finns endast för den första provtagningen.
Biofilm utan
reservoar
Biofilm med
reservoar
Parameter
Datum
8/10 -13
5/2 -14
6/5 -14
18/6 -14
13/4 -15
Medel
8/10 -13
6/5 -14
18/6 -14
12/9 -14
21/4 -15
Medel
BOD7
(g/m3)
In
Ut
520
47
830
42
700
64
2800 9,5
850
6
1140
34
680
9,3
38
24
4,5
3
16
%
Red.
91,0
94,9
90,9
99,7
99,3
98,6
-
CODcr
(g/m3)
In
Ut
1200 170
1700 220
5100 250
6800 80
1100 68
3180 158
1900 250
230
120
78
48
145
%
Red.
85,8
87,1
95,1
98,8
93,8
86,6
-
TN
(g/m3)
In
Ut
180 130
150 170
190 189
240 180
170 150
186
162
290 130
270
240
180
210
206
%
Red.
27,8
-13,3
5,3
25,0
11,8
55,2
-
TP
(g/m3)
In
Ut
20
2,4
16
4,4
21
4,4
22
1,1
19
0,8
20
2,6
25
9,2
10
3,2
0,7
0,3
4,7
%
Red.
88,0
72,5
79,0
95,0
95,8
63,2
-
Sedan biofilmsanläggningarna installerades år 2013 har reduktionsgraderna visat en
tydligt ökande tendens. Detta förklaras med att mikroorganismerna anpassar sig till de
24
specifika förhållanden som råder och blir allt bättre på att hantera de höga halterna
organiskt material i inkommande avloppsvatten. Vid rening av avloppsvatten med höga
halter organiskt material är det därför viktigt att ge mikroorganismerna ordentligt med
tid. Reningsgraderna får av den anledningen inte förväntas vara skyhöga direkt vid
installation utan ökar fortlöpande. De långvariga effekterna av mikroorganismernas
anpassningsförmåga förekommer speciellt i biofilmsanläggningar eftersom
mikroorganismerna där är tåligare än suspenderade organismer i en aktivslamanläggning.
Biofilmsanläggningen med reservoar hade höga krav på miljöskyddsnivå där utgående
koncentrationer baserat på dygnsprov inte fick överstiga 30 mg BOD/l, 40 mg
totalkväve/l och 1 mg totalfosfor/l (NFS 2006:7). Eftersom proverna som presenteras i
Tabell 10 var stickprover får var en strikt jämförelse inte möjlig, men beräknade
medelvärden för samtliga tagna stickprover ansågs ge en mer tillförlitlig jämförelse.
Utgående koncentrationer för BOD7 uppmättes till 34 mg/l, vilket konstaterades precis
överstiga kravet på 30 mg/l. Analysen av huruvida totalkvävet uppfyllde kraven för hög
miljöskyddsnivå var entydig eftersom uppmätta koncentrationer i utgående flöde aldrig
understigit 130 mg totalkväve/l, trots att kravet var högst 40 mg/l. Utgående
koncentrationer av totalfosfor har sedan installationen förbättrats avsevärt, men
medelvärdena översteg ändå kravet på 1 mg/l. Biofilmsanläggningen utan reservoar
hade lägre utgående medelkoncentration (16 mg/l) än anläggningen med reservoar, och
klarade därför kraven för hög miljöskyddsnivå trots att det i området endast råder
normal skyddsnivå. Medelvärden för totalkväve och totalfosfor är högre än för
anläggningen med reservoar, men lyckas ändå inte leva upp till kraven på utgående
koncentrationer. De nämnda gränserna för utgående koncentrationer har beräknats
utifrån normala förhållanden i hushållsavlopp och borde därför inte vara direkt
applicerbara i de här fallen. Samtidigt konstateras att inga specifika regler gäller för
avloppsvatten med höga halter organiskt material, varför kraven för normalt
hushållsavlopp trots allt är de gällande. I Sverige saknas alltså lagar och riktlinjer
anpassade till avvikande avloppsvatten som inte är industriellt.
På grund av variationerna i flödet och att kvaliteten på avloppsvattnet in till
reningsverket starkt beror av aktiviteten i bensinstationen vid tillfället kan proverna
enbart anses representera respektive reningsverk där provtagningen gjordes. I
biofilmsanläggningen utan reservoar försenades slamtömningen och genomfördes
därför först en vecka före provtagning. Förseningen orsakade bräddning från
slamavskiljaren till båda reaktorerna och krävde att avloppsvattnet cirkulerades i
reningsverket flera gånger för att allt vatten skulle genomgå hela behandlingen. Att
anläggningen varit överbelastad med höga koncentrationer av organiskt material och
kväve under några dagar orsakade sannolikt en ökning av framförallt kvävehalterna.
Detta beror på att en hög halt av organiskt material hämmar nitrifikationsbakterierna
som omvandlar ammonium till nitrat. Värdena visade dock på så stora halter av kväve i
utgående flöde att slamtömningen inte var enda förklaringen till den dåliga reduktionen
av kväve. Andra möjliga förklaringar diskuteras senare i avsnittet.
25
Denna diskussion grundar sig i första hand på de senast tagna proverna (13/4 respektive
21/4 2015). För att möjliggöra generaliserande slutsatser av de uppmätta totala
reningsgraderna har värdena validerats mot medelvärden av tidigare prover (8/10 2013
till 12/9 2014) på inkommande vatten. Denna validering var dock inte möjlig för
biofilmsanläggningen utan reservoar eftersom provtagning på inkommande vatten
krävde avstängning av fosforfällningen samt att provtagningen genomförs tidigast en
vecka senare. I biofilmsanläggningen med reservoar har medelvärden av inkommande
BOD7, CODcr, totalkväve (TN) och totalfosfor (TP) beräknats till 1213 g/m3, 3700 g/m3,
190 g/m3 och 20 g/m3. Medelkoncentrationen av BOD7 och CODcr var lite högre än
värdena från den senaste provtagningen medan totalkväve och totalfosfor kunde anses
representera normala inkommande koncentrationer till reningsverket. Med andra ord är
den senaste provtagningen representativ för diskussion i mer generella sammanhang.
Det varierande inflödet är en av svårigheterna vid småskalig rening av avloppsvatten.
Som väntat vid provtagning i små reningsverk varierar därför värdena på inkommande
vatten mycket, se Tabell 10. För att undersöka hypotesen om reservoarens betydelse för
utgående vattenkvalitet har samtliga prover analyserats utifrån medelvärden för
respektive parameter. Studeras endast koncentrationer i utgående vatten (Tabell 10)
uppnår anläggningen med reservoar bättre medelvärden för kväve och fosfor (162 g/m 3
respektive 2,6 g/m3) än den utan (206 g/m3 respektive 4,7 g/m3). Samtidigt presterar
anläggningen utan reservoar lägre utgående koncentrationer för BOD7 och CODcr, men
detta härleds troligare till skillnader i belastning samt storleken på reningsverken.
Hypotesen kan också studeras utifrån Figur 6 där största respektive minsta avvikande
värde i förhållande till medelvärdet presenteras.
Biofilm utan reservoar
150
100
90
0
-50
-100
68
59
50
BOD7
-82
CODcr
-57
Procentuell avvikelse (%)
Procentuell avvikelse (%)
Biofilm med reservoar
5
TN -20
TP
-70
150
141
114
100
72
50
31
0
-50
-100
BOD7
-81
CODcr
TN -37
TP
-67
-94
Figur 6. Procentuell avvikelse från medelvärden på koncentrationer av BOD7, CODcr, totalfosfor och
totalkväve i utgående flöde för biofilmsanläggningarna med respektive utan reservoar.
Medelvärdena för utgående koncentrationer motsvarar 0 % avvikelse och från Tabell 10
avläses högsta avvikande värde för exempelvis BOD7 i biofilmsanläggningen utan
reservoar till 38 g/m3 (som motsvarar 90 % avvikelse) och lägsta avvikande värde till
3 g/m3 (som motsvarar -82 %). Koncentrationerna i utgående vatten från
biofilmsanläggningen utan reservoar avviker mer än i anläggningen med reservoar i
samtliga fall. Exempelvis har avvikande värden för totalkväve i biofilmsanläggningen
utan reservoar uppmätts till 31 % avvikelse respektive -37 % avvikelse från
medelvärdet, medan det i biofilmsanläggningen med reservoar endast avviker 5 %
respektive -20 %. Sammantaget visar medelvärden och avvikande procentsatser att
26
hypotesen om reservoarens positiva effekt på utgående koncentrationer av framförallt
kväve stämde.
Slamavskiljarens centrala roll för den totala reningsgraden i biofilmsanläggningen med
reservoar visualiseras i Figur 7.
100%
90%
99%
96%
94%
85%
85%
Reduktionsgrad (%)
80%
70%
56%
60%
50%
40%
30%
20%
12% 12%
10%
0%
BOD7
CODcr
Total reningsgrad
TN
TP
Reduktion i slamavskiljaren
Figur 7. Total reningsgrad samt reduktionsgrad i slamavskiljaren av organiskt material, kväve och fosfor i
biofilmsanläggningen med reservoar.
Reduktionen av BOD7 uppgick till 85 % och lika stor del av fosforreduktionen gjordes
enbart i slamavskiljaren. I figuren syns även att reduktionen av kväve endast sker i
slamavskiljaren. Eftersom reningsverken med biofilmsprocess till stor del styrs genom
fosforfällningen i slamavskiljaren var det som hände där mycket viktigt vid analys av
den totala reningsfunktionen, vilket visar sig vid senare diskussioner.
Genom att studera pH-värdet i de olika tankarna kan kvävereduktionen analyseras. I
biofilmsanläggningen med reservoar var pH-värdet i inkommande flöde mycket högt
men efter behandling i slamavskiljaren sänktes den markant på grund av
fällningskemikalien, se Tabell 11.
Tabell 11. pH-värde och koncentration av löst syre i avloppsvattnet i biofilmsanläggningarna.
Anläggning
Biofilm med reservoar
pH
Biofilm utan reservoar
Biofilm med reservoar
syre
(g/m3) Biofilm utan reservoar
In
9,4
-
Slamavskiljare
7,4
7,5
0,6
0,47
Reaktor 1
8
8,9
8
9,2
Reaktor 2
8,5
8,9
9,5
10
Slutsed.
8,7
-
I båda reningsverken höjdes pH-värdet från slamavskiljaren till de första reaktorerna
vilket tyder på att organiskt material brutits ner. Att pH-värdet i anläggningen med
reservoar sedan höjdes ytterligare till reaktor 2 kan förklaras med att organiskt material
fortsatte att brytas ner trots att reaktorn var tänkt till den pH-sänkande
27
nitrifikationsprocessen. I biofilmsanläggningen utan reservoar förändrades inte pHvärdet mellan reaktor 1 och 2, vilket tyder på att ingen nitrifikation ägde rum. pH-värdet
ger samtidigt en indikation på nitrifikationshastigheten i en process, där optimala
nitrifikationshastigheter uppnås vid pH 7,5-8. I reaktorerna där nitrifikation förväntades
ske var pH-värdet för högt för att gynna nitrifikationsbakterierna. En av förklaringarna
till dålig reduktion av kväve var alltså att förutsättningarna för nitrifikation inte var
gynnsamma.
Tillgången på löst syre under luftad fas i reaktorerna var över 8 g/m3 (se Tabell 11),
vilket var nära mättnadskoncentrationen av syre i vatten och anses tillräckligt för att
uppfylla bakteriernas syrebehov. En mätning av syrekoncentrationen direkt efter tillsats
av nytt organiskt material visade att syret förbrukades då koncentrationen i reaktorn
endast uppgick till 5-6 g/m3. Detta ansågs ändå tillräckligt för att förse
mikroorganismerna med syre eftersom forskning visat att koncentrationer av löst syre
som understiger 0,5 g/m3 hämmar nitrifikationen avsevärt (Metcalf & Eddy 2003). Det
är därför sannolikt att syrebrist inte var en bidragande orsak till den nedsatta
nitrifikationen. I slamavskiljaren önskas anoxa förhållanden med koncentrationer av löst
syre under 1 g/m3, men för att speciellt främja denitrifikationsbakterierna krävs att
koncentrationerna av syre når ner till 0,2 g/m3 (Metcalf & Eddy 2003). Enligt
mätningarna tillfredsställs de låga syrekoncentrationerna tillräckligt för att de inte ska
vara hämmande för denitrifikation i biofilmsanläggningarna. Sammanlagt anses
syrekoncentrationerna vara tillräckligt höga eller låga i respektive tank och har totalt sett
därför inte påverkat reduktionen av kväve negativt.
En sammanställning av viktiga värden för analys av kväverening under processen
presenteras i Figur 8.
Biofilm med reservoar
TN: 150 g/m3
TP: 2,8 g/m3
NH4: 140 g/m3
NO3: 0,1 g/m3
IN
NH4: 140 g/m3
NO3: 0,4 g/m3
PO4: 0,3 g/m3
TN: 150 g/m3
TP: 0,8 g/m3
UT
slamavskiljare
Biofilm utan reservoar
reaktor 1
TN: 170 g/m3
TP: 0,9 g/m3
reaktor 2
slutsed.
NH4: 170 g/m3
NO3: 0,5 g/m3
NH4: 150 g/m3
NO3: 29 g/m3
PO4: 0,1 g/m3
TN: 210 g/m3
TP: 0,3 g/m3
Figur 8. Resultat från provtagning i mellanstegen i biofilmsanläggningarna.
Att mängden ammonium som uppmätts i första reaktorn i biofilmsanläggningen med
reservoar (140 g NH4/m3) är densamma som i den andra reaktorn tyder på att ingen
nitrifikation skett i andra reaktorn. Studeras mängden nitrat vid samma
provtagningspunkter stärks detta påstående eftersom mängden nitrat efter andra reaktorn
28
är mycket liten (0,4 g NO3/m3). Därför är det inte troligt att denitrifikation har bidragit
till kvävereduktionen eftersom det förutsätter tillgång till nitrat från
nitrifikationsprocessen. Mängden totalkväve efter slamavskiljaren förändrades inte till
utgående flöde, vilket tillsammans med tidigare resonemang kan bekräfta att den enda
kväverening som skett i reningsverket med biofilmsprocess och reservoar, hände i
slamavskiljaren. Detta tyder på att den största delen av kvävereningen inträffade genom
att partikulärt bundet kväve sedimenterade. Det kan samtidigt betyda att mängden
partikulärt bundet kväve motsvarar ungefär 12 % av totala kvävemängden, istället för
50 % som antas finnas i vanligt hushållsavlopp. Eftersom dimensionering av
reningsverk samt kraven på dem baseras på att 50 % av kvävet är partikulärt, är det inte
förvånande att biofilmsanläggningarna som behandlar detta speciella avloppsvatten inte
uppfyller kraven på rening av kväve.
I biofilmsanläggningen utan reservoar saknas en helhetsbild över totala reduktionen av
kväve, dock kan proverna i mellanstegen avslöja hur processen fungerar i reaktorerna,
se Figur 8. Att mängden totalkväve ökade från slamavskiljaren (170 g/m3) till utgående
prov (210 g/m3) kan vid första anblick verka konstigt, men behöver inte betyda att
mängden kväve totalt sett har ökat i reningsverket. Med tanke på att koncentrationen
kväve enligt tidigare provtagning av inkommande flöde till biofilmsanläggningen utan
reservoar var mycket hög (290 g/m3), är det snarare troligt att kvävet faktiskt reducerats
marginellt. Den minskande mängden ammonium från 170 g/m3 till 150 g/m3 efter
reaktorerna tyder på att nitrifikation har ägt rum, om än i begränsad utsträckning. Vid
analys av mängden nitrat (29 g/m3) efter andra reaktorn stärks påståendet om att
nitrifikation har skett. Mängden nitrat som bildats ger dessutom bättre förutsättningar
för denitrifikation i slamavskiljaren, men huruvida det har ägt rum eller inte går inte att
säga utifrån de tillgängliga proverna. Enligt de senaste proverna på framförallt nitrat
fungerade kvävereduktionen alltså bättre i anläggningen utan reservoar än den med
reservoar. På grund av att inkommande prov saknas för biofilmsanläggningen utan
reservoar är det svårt att förklara orsakerna till den bättre nitrifikationen.
Förutsättningarna för denitrifikation undersöks genom att studera mängden tillgängligt
nitrat kontra behovet av detsamma. Den teoretiska mängd nitrat som behövdes i
slamavskiljaren varierade stort beroende på hur det organiska materialet definierades, se
Tabell 12.
Tabell 12. Teoretisk och verklig tillgång till nitrat i reaktor 2 samt teoretiskt behov av nitrat i slamavskiljaren
beräknat utifrån olika definitioner av organiskt material.
Behov av nitrat i
slamavskiljaren
Definition av
organiskt material
CH2O
C10H19O3N
C12H87O23N12P
Teoretisk tillgång till
nitrat från reaktor 2
Verklig tillgång till
nitrat i reaktor 2
29
Biofilm med
reservoar
18 582 g NO3
222 g NO3
51 g NO3
Biofilm utan
reservoar
7 485 g NO3
90 g NO3
21 g NO3
2 454 g NO3
1 325 g NO3
4,3 g NO3
175,5 g NO3
Definitionen av organiskt material (C10H19O3N) i avloppsvatten ansågs representera det
verkliga avloppsvattnet bäst framför den generella beskrivningen av organiskt material
(CH2O) och den specifika formeln för en cell (C12H87O23N12P). Vid jämförande av de
teoretiska mängderna nitrat i reaktor 2 med den faktiska uppmätta mängden i proverna
var skillnaderna mycket stora i båda anläggningarna. I biofilmsanläggningen utan
reservoar uppmättes mängden nitrat i hela tanken till 175 g NO3, vilket motsvarade
13 % av den teoretiskt tillgängliga mängden nitrat. Den uppmätta nitratmängden i
anläggningen med reservoar motsvarade endast en promille av den teoretiska mängden.
De teoretiska beräkningarna visar alltså att det är möjligt att uppnå avsevärt högre
koncentrationer av nitrat till följd av nitrifikation.
I biofilmsanläggningarna försågs denitrifikationsprocessen i slamavskiljaren med nitrat
från andra reaktorn genom återpumpning, vilket alltså var avgörande för reduktionen av
kväve från avloppsvattnet. Teoretiska beräkningar av hur mycket nitrat som bildas i
andra reaktorn jämfördes med ett teoretiskt behov av nitrat i slamavskiljaren för att
uppskatta storleken på returpumpflödet från andra reaktorn. Teoretiska mängden nitrat i
slamavskiljaren till biofilmsanläggningen med reservoar (222 g NO3) beräknades räcka i
knappt 6 timmar, motsvarande ett uttag av cirka 17 batcher från slamavskiljaren. I
biofilmsanläggningen utan reservoar förväntades mängden nitrat i slamavskiljaren (90 g
NO3) räcka i knappt 3 timmar, vilket motsvarade ett uttag av 8 batcher. För att
upprätthålla tillräcklig mängd nitrat som behövdes teoretiskt i slamavskiljaren i
anläggningen med reservoar krävdes att 4 % av batchflödet returpumpades med samma
frekvens som batcherna förflyttades (var tjugonde minut). För biofilmsanläggningen
utan reservoar krävdes att 2,6 % av batchflödet returpumpades för att bibehålla 90 g
NO3 i slamavskiljaren. I förhållande till forskning gjord vid en aktivslamanläggning
med fördenitrifikation där returpumpning av 4 gånger tillflödet till anläggningen
rekommenderades, var de teoretiska resultaten mycket avvikande (Persson 2005).
Situationerna var dock inte helt kompatibla i termer av reningsteknik
(biofilm/aktivslam) och storlekar på inkommande flöde och batchflöde. Samtidigt
baserades rekommendationen på erfarenhetsvärden i verkliga anläggningar och inte
teoretiska beräkningar som tagits fram i denna utredning, vilket troligen var den
huvudsakliga förklaringen till de mycket olika resultaten. Av detta konstateras ändå att
4 % respektive 2,6 % var en mycket lågt räknad returpumpsmängd av batchflödet.
Beräkningen utgick från teoretisk tillgång och behov av nitrat, vilka sannolikt inte kan
uppnås även vid ett fullt funktionerande reningsverk. Därför bör returpumpningen ökas
med ytterligare en säkerhetsfaktor för att uppfylla det verkliga behovet av nitrat i
slamavskiljaren. Beräkningarna utifrån teoretiska reaktionsformler kan anses motsvara
en mycket förenklad verklighet, men resultaten visar ändå på att det finns goda
möjligheter att förse denitrifikationsbakterierna med den mängd nitrat som behövs för
att avlägsna kvävet från avloppsvattnet.
Ett annat sätt att undersöka förutsättningarna för denitrifikation är att studera
förhållandet mellan COD och BOD5, kvoten ska helst vara 0,5 (Metcalf & Eddy 2003).
I ingående vatten till första reaktorn i biofilmsanläggningen med reservoar visade sig
30
förhållandet mellan COD och BOD5 vara på en nivå (0,2) i avloppsvattnet som tolkas ha
en hög halt av biologiskt svårnedbrytbara ämnen som försvårar denitrifikation. Även i
biofilmsanläggningen utan reservoar var denna kvot på en nivå (0,4) som tyder på att
denitrifikationsbakterierna hade det svårt att arbeta optimalt. Detta visualiseras även i
Figur 9 där halten COD i biofilmsanläggningen var avsevärt mycket högre än i
anläggningen utan reservoar. Dock noterades, utifrån beräkning av denna kvot, att
inkommande vatten till reningsverket med reservoar inte innehöll en för hög halt (0,6)
av ämnen som hämmar denitrifikationen. De biologiskt lättnedbrytbara ämnena har
troligtvis reducerats genom sedimentation till följd av fällning till en så hög grad i
slamavskiljaren att det kan ha en hämmande effekt på denitrifikationen.
En annan anledning till varför nitrifikationen inte fungerar som önskat är möjligtvis att
reningsverken inte var anpassade till det speciella avloppsvatten som det var avsett att
rena. Reningsverken dimensionerades efter normalt hushållsavlopp som i normala fall
innehåller upp till 350 mg BOD7/l och normalt ca 700 mg CODcr/l, men halterna var nu
istället i genomsnitt 1140 mg BOD7/l och 3180 mg CODcr/l. Eftersom både förhållandet
mellan COD och BOD var annorlunda och halterna mycket högre så är det troligt att
mikroorganismerna helt enkelt inte hinner med att reducera allt organiskt material i den
tank som är avsatt till det, detta trots att en stor del flockas och sedimenteras i
slamavskiljaren genom fosforfällningen. Den bristfälliga reduktionsförmågan av kväve
förklaras därför sannolikt av att reaktorerna är för små eller kanske till och med för få
för att klara av den höga organiska belastningen.
Vid tillväxt av mikroorganismer är balansen mellan näringsämnen essentiell, både för
de organismer som utför reduktion av kväve och de som reducerar organiskt material.
Balansen mellan näringsämnen är därigenom även avgörande för reningsgraden.
Ytterligare en beräkning som kan göras för att studera förutsättningarna för
denitrifikation är därför kvoten BOD5:TN, som inte bör understiga 2,5 för att processen
ska fungera normalt (Winkler 2012). I biofilmsanläggningen med reservoar låg kvoten
på 4,1 vilket alltså tyder på att det inte saknas organiskt material som förser
mikroorganismerna med kol. Optimala förhållandet mellan kol och kväve (50:7) visade
att det inte heller råder någon brist på kväve i förhållande till mängden tillgängligt kol i
avloppsvattnet (Ekholm 2008). Varken mängden kol eller kväve utgör alltså någon risk
för hämmande effekt på reningsgraden i biofilmsanläggningarna.
I första reaktorn förväntades den biologiska reduktionen av organiskt material ske
genom tillväxt av mikroorganismer. Tillväxten kräver närvaro av kol, kväve och fosfor
för att fungera normalt. Vattnet som genomgått behandling i slamavskiljaren hade enligt
tagna prover som presenteras i Figur 9 tillgång till en mycket liten mängd fosfor.
31
480
500
450
Koncentration (g/m³)
400
350
300
250
200
200
150
100
150
130
170
83
50
2,8 0,9
0
BOD7
CODcr
Biofilm med reservoar
TN
TP
Biofilm utan reservoar
Figur 9. Koncentrationer av BOD7, CODcr, totalkväve och totalfosfor i vattnet som går in till första reaktorn.
I biofilmsanläggningen med reservoar fanns 2,8 g totalfosfor/m3 och i anläggningen
utan reservoar endast 0,9 g totalfosfor/m3. Notera samtidigt att uppmätta
koncentrationer av fosfat efter reaktorerna som presenterades i Figur 8 uppgick till
0,3 g/m3 för biofilmsanläggningen med reservoar och 0,1 g/m3 för den utan.
Koncentrationerna är så små att de även om de blivit uppmätta inte automatiskt innebär
att mikroorganismerna kan tillgodogöra sig det eftersom organismerna också måste
”hitta” fosfatet. Forskning som gjorts har visat att fosfatfosfor är tydligt begränsande vid
tertiär nitrifikation som i dessa biofilmsanläggningar om koncentrationerna understiger
cirka 0,15 g/m3 (Nordeidet et al. 1994). Utifrån givna fakta var alltså mängden fosfor
precis på gränsen eller under den koncentration som visat sig vara klart begränsande för
nitrifikation. Med anledning av detta undersöktes tillgången/bristen på fosfor utifrån de
teoretiskt optimala kvoterna mellan kväve och fosfor. Det visade sig även här att stora
mängder fosfor saknades i reaktorerna i förhållande till behovet för optimal tillväxt, se
Figur 10.
32
Fosforbrist i förhållande till kväve (%)
100%
91%
90%
97% 96% 95%
87%
83%
80%
70%
60%
50%
5:1
44%
7:1
40%
30%
9:1
22%
20%
10%
0%
0%
Med reservoar (in)
Med reservoar (R1) Utan reservoar (R1)
Figur 10. Andel fosfor som saknas i förhållande till olika kvoter av optimalt tillgänglig mängd kväve i
inkommande vatten (in) till verket med reservoar samt i inkommande vatten till de första reaktorerna (R1).
Fosforbristen i reaktorerna uppmättes till cirka 87 % i biofilmsanläggningen med
reservoar och cirka 96 % i den utan reservoar baserat på förhållandet 7:1 mellan kväve
och fosfor. Samtliga tre förhållanden (5:1, 7:1 och 9:1) som av olika källor anses
motsvara optimala kvoten mellan näringsämnena visade samstämmigt på stor frånvaro
av fosfor i reaktorerna (Ekholm 2008; Slade et al. 2011; Sandberg 2010). Bristen på
fosfor berodde på att reduktionen av fosfor var mycket stor i slamavskiljaren och
förklarade varför reduktion av organiskt material krävdes i båda reaktorerna. När
mikroorganismerna saknade tillräckliga mängder av det väsentliga näringsämnet fosfor
kunde de inte fungera normalt, något som var speciellt påtagligt då halten organiskt
material var mycket hög i förhållande till mängden tillgängliga näringsämnen. De
hämmade
mikroorganismerna
försämrade
förutsättningarna
för
nitrifikationsbakteriernas tillväxt i den andra reaktorn, både på grund av avsaknaden av
fosfor men även för att de bakterierna inte trivs vid höga koncentrationer av organiskt
material. Detta ledde till en försämrad reduktion av kväve.
Dimensionering av doserad mängd fällningskemikalie har hittills främst baserats på
inkommande flöde till reningsverket, hur stora flockar som bildas utifrån
flockningsprov samt påverkan på pH-värde. Baserat endast på hur mycket fosfor som
reducerats enligt den senaste provtagningen beräknades en teoretiskt behövd mängd
fällningskemikalie för respektive biofilmsanläggning. I biofilmsanläggningen med
reservoar behövdes 1,2 dl lösning/batch avloppsvatten och 0,4 dl lösning/batch
avloppsvatten för anläggningen utan reservoar. Om hänsyn tas till osäkerhetsfaktorer i
samband med till exempel inblandning av kemikalien kan de teoretiska mängderna
behöva ökas med en faktor två som säkerhetsmarginal. I ideala fall krävs det alltså en
mycket liten mängd kemikalie endast för att fälla all inkommande fosfor. Eftersom
fosfor har visat sig vara den begränsade faktorn för det biologiska reningssteget borde
doseringen av fällningskemikalie inte dimensioneras utifrån justering av pH-värde eller
33
flockning, som båda hittills varit den huvudsakliga grunden för doseringen i
anläggningarna. Dock kommer pH-värdet behöva justeras på annat sätt.
Med anledning av den stora reduktionen av fosfor i slamavskiljaren studerades
fällningskemikaliens funktion i termer av flockningsmedel, pH-justering och
fosforfällning. En fördel med att tillsätta fällningskemikalie före den biologiska
reningen var att avlasta påföljande processteg genom att sänka den höga halten
organiskt material genom flockning. Fällningskemikalien bidrog därigenom till
förbättrad sedimentation med hjälp av metallfosfat-föreningarna som bildades vid
fällningen.
Beräkning av sedimenteringstid för olika typer av flockar visade att tillsats av någon
sorts flockningsmedel var nödvändigt för att det organiska materialet i slamavskiljaren
ska sedimenteras inom avsatt tid. I uträkningarna förutsattes vattnet i reaktorn vara
laminärt, vilket ansågs vara ett rimligt antagande eftersom det i verkliga fall inte sker
någon omblandning under sedimentering. Dock beräknades Reynods tal samt partikelns
hastighet utifrån förenklingen att avloppsvattnet hade samma egenskaper som rent
vatten vad gällde densitet och dynamisk viskositet, vilket troligtvis ökade
sedimenteringstiden marginellt. Partiklarna antogs sedimentera från hela fallhöjden i
reaktorvolymen för denitrifikation, vilket troligen resulterade i en längre
sedimenteringstid trots att partiklarnas hastigheter blev högre. Sannolikt jämnas dessa
felkällor ut så att resultaten ändå är trovärdiga. Tiden för sedimentering av kemiska
flockar i en satsvis reaktor beräknades i biofilmsanläggningen med reservoar till
34 minuter och i anläggningen utan reservoar till 27 minuter. Sedimentering av
organiskt material, där partiklarna var större än kemiska flockar men hade en mycket
lägre densitet, kunde däremot ta 1,5-10 timmar enligt beräkningarna. Tillsats av ett
medel som ökar flockningen var alltså betydelsefullt för avlastning av resterande
biologisk rening.
Nitrifikationsbakterier är känsliga både för sura och basiska förhållanden och arbetar
optimalt vid pH 7,5-8 (Metcalf & Eddy 2003). Eftersom pH-värdet i inkommande
avloppsvatten var högt (pH 9) var en sänkning i slamavskiljaren nödvändig för att
underlätta för nitrifikationen, speciellt med tanke på att reduktion av BOD är en process
som höjer pH-värdet.
Utgående koncentrationer av BOD7 och CODcr var mycket låga i båda
biofilmsanläggningarna, speciellt enligt den senaste provtagningen (se Tabell 10). Detta
kan tolkas som att den biologiska processen inte är hämmad av fosforbrist – de har ju
höga reningsgrader. Av resultaten som just presenterats här är dock en troligare
förklaring till de höga reningsgraderna av organiskt material att reningsverken är
dimensionerade för lägre organisk belastning än de som råder. Logiken är samtidigt
enkel: finns tillräckligt med fosfor tillgängligt för mikroorganismerna under processen
då det organiska materialet bryts ner så har mikroorganismerna större chans att reducera
det organiska materialet i given reaktorvolym. Reduceras det organiska materialet
34
tillräckligt i första reaktorn förbättras samtidigt förutsättningarna för nitrifikation och
kvävereningen kan således öka.
Ur perspektivet att fälla fosfor var funktionen hos fällningskemikalien mycket god,
eftersom reduktionen i slamavskiljaren i biofilmsanläggningen med reservoar var 85 %.
Fosforfällningen var dock så kraftig att det hämmade kvävereduktionen i efterföljande
biologiska reningssteg. För att undvika fosforbrist i reaktorerna krävs en drastisk
minskning eller alternativt ett upphörande av tillsatsen av fosforfällande kemikalie i
slamavskiljaren. Flockning samt sänkning av pH måste då ordnas på annat sätt, se
vidare under rubriken åtgärdsförslag.
4.2
Utslagning av aktivt slam
För att kunna studera varför det aktiva slammet dör togs prover som gav en uppfattning
om reningsverkets allmänfunktion i termer av total reningsgrad. I Figur 11 presenteras
reningsgrader för BOD7, CODcr, totalkväve och totalfosfor.
100%
94%
82%
Reningsgrad (%)
80%
60%
50%
40%
20%
3%
0%
BOD7
CODcr
TN
TP
Figur 11. Reningsgrad av organiskt material, totalkväve och totalfosfor i aktivslamanläggningen.
Reduktionen av kväve var vid provtagningstillfället endast 3,4 % och fosforreduktionen
uppgick till 50 % vilket inte var tillräckligt för att klara kraven på minst 70 % reduktion
av fosfor. BOD7-reduktionen var 94 % och därför godkänd utifrån Naturvårdsverkets
krav.
En möjlig orsak till den uppmätta låga kvävereduktionen kan ha varit de omständigheter
som rådde vid provtagningstillfället. En vecka före provtagning utfördes en fullständig
slamtömning i reningsverket på grund av att slammet var dött. Kvävereningen, som är
en biologisk reningsprocess utförd av mikroorganismer, försämrades markant på grund
av detta eftersom antalet mikroorganismer reducerades kraftigt. Autotrofa
mikroorganismer som ansvarar för nitrifikationsprocessen förökar sig långsamt och
återhämtningen under endast en vecka var troligtvis inte tillräckligt för att uppnå full
reningskapacitet för kväve. Sedimenteringsprovet som gjordes i processtanken
bekräftade detta eftersom det endast fanns 2 cl slam per liter avloppsvatten (se Figur 12),
35
och det vid optimala förhållanden finns cirka 75 cl aktivt slam.
Utifrån detta konstateras att proverna för kväve inte
representerade reningsverkets reningskapacitet vid normal
funktion och proverna kan således inte utgöra underlag för
diskussion av kvävereningen i detta fall. Reduktionen av
organiskt material var däremot hög vilket indikerar att denna
reningsprocess fungerade tillräckligt bra redan en vecka efter
slamtömning. Värden för BOD7 och CODcr anses därmed
representera reningskapaciteten vid normal funktion i verket.
Figur 12. Sedimenteringsprov
i aktivslamanläggningen.
I Tabell 13 presenteras inkommande och utgående koncentrationer för alla analyserade
parametrar.
Tabell 13. Koncentrationer av BOD7, CODcr, totalkväve, totalfosfor samt ammonium i inkommande och
utgående flöde till reningsverket i aktivslamanläggningen.
(g/m3)
BOD7
CODcr
TN
TP
NH4
In
970
1500
290
34
220
Ut
60
270
280
17
260
Reduktion
93,8 %
82,0 %
3,4 %
50,0 %
-18,2 %
Ammonium bildas vid nedbrytning av organiskt material samtidigt som det används vid
bildning av ny biomassa. Att dra slutsatser om nitrifikationsprocessen utifrån mängden
ammonium i vattnet är därför inte lämpligt. Detta resonemang stärks av proverna som
tagits; mängden ammonium ökade under reningsprocessen med 40 g/m3 men
koncentrationen totalkväve har minskat. Dock ligger ökningen av ammonium inom
intervallet för mätosäkerhet vid analys av proverna (15 %) och halten ammonium kan
därför lika gärna ha minskat med 32 g/m3. För vidare utredning om hur kvävereningen
fungerar i aktivslamanläggningen behövs därför fler prover och däribland framförallt för
analys av nitrat.
Uppsamlingstanken har ungefär samma funktion som reservoaren i
biofilmsanläggningen och vattnet där anses därför vara representativt för inkommande
provtagning eftersom det är en blandning av allt vatten som kommit in under det senaste
dygnet. Reaktorn stod i viloläge vid provtagningstillfället vilket tyder på att en cykel
precis var avslutad och därför anses proverna väl representera den utgående
vattenkvaliteten.
Det är mycket troligt att värdena för fosfor gav en trovärdig bild av normal funktion för
fosforfällning vid provtagningstillfället, eftersom det i första hand är kemikalier som
ansvarar för den reningsprocessen. Att mikroorganismerna var kraftigt reducerade till
antal och funktion påverkade sannolikt inte fosforreduktionen. Utifrån värdena från
aktivslamanläggningen noteras att fosforreduktionen (50 %) trots det inte nådde upp till
förväntade utsläppsnivåer. Det fanns därför anledning att tro att fällningen eller
36
flockningen inte fungerade fullt ut som den borde. För att kunna ta reda på varför det
inte fungerade krävs en tillbakablick på tillståndet i reningsverket: In till reningsverket
kom avloppsvatten som innehöll höga koncentrationer av organiskt material och kväve.
Vid de tillfällen då det aktiva slammet slagits ut har slammet varit svart samt avgett en
frän lukt. Utifrån teori om anoxa förhållanden vid nedbrytning av organiskt material är
följande förlopp därför intressant. Under förhållanden då koncentrationen av löst syre är
låg och halten organiskt material samtidigt är hög finns det risk att det järnfosfat som
bildats under flockning löses upp under reaktion med organiskt material och på så sätt
frigör järnjoner. Vid tillsats av fällningskemikalie i aktivslamanläggningen frigörs sulfat
från lösningen samtidigt som fällningen sker. Under anoxa förhållanden bildar sulfat
tillsammans med organiskt material illaluktande vätesulfid. Vätesulfid och fritt järn
reagerar mycket gärna med varandra om de finns tillgängliga samtidigt och bildar då
järnsulfid som ger upphov till svart färg. Utifrån beskrivningar av situationen i
aktivslamanläggningen rimmar detta kemiska reaktionsförlopp mycket väl med
tillståndet i reningsverket. Bildandet av järnsulfid var således en konsekvens av dåligt
syreutbyte mellan tillförd luft och avloppsvattnet i kombination med den höga organiska
belastningen.
Mängden tillgängliga näringsämnen (N:P) kontrollerades utifrån de optimala
förhållandena 5:1, 7:1 och 9:1 för tillväxt av mikroorganismer och visade att det inte
rådde brist på kol eller kväve vid provtagningstillfället (Ekholm 2008; Slade et al. 2011;
Sandberg 2010). I inkommande vatten saknades däremot 41 % fosfor enligt kvoten 5:1
och enligt kvoten 7:1 saknades 18 %. Fällningen av fosfor i början av reningsprocessen
ökade därmed den redan påtagliga bristen på fosfor och hämmade mikroorganismernas
tillväxt och reningsförmåga vid senare processteg.
Kvoten BOD5:TN var i inkommande vatten 2,7 och indikerar att kvävetillgången
medgav en normal nitrifikationshastighet. Vidare beräknades förhållandet mellan COD
och BOD5 till 0,3 för inkommande vatten till aktivslamanläggningen. Detta tyder på att
andelen biologiskt nedbrytbara ämnen är hög (optimalt ska kvoten vara 0,5) vilket
sannolikt har en hämmande effekt på denitrifikationsprocessen.
4.3
Åtgärdsförslag
För att få bukt med de problem som diskuterats i denna rapport presenteras här några
åtgärdsförslag. Förslagen är framtagna efter önskad funktion och ingen hänsyn har tagits
till kostnad för inköp, installation eller drift.
En av anledningarna till den dåliga reduktionen av kväve i biofilmsanläggningarna
härleds till feldimensionerade reningsverk, eftersom det krävs större eller fler tankar för
att klara av att reducera de höga halterna organiskt material. Att tillsätta utspädande
vatten från intilliggande vattendrag är också ett alternativ som minskar den organiska
belastningen. Då kommer dock den hydrauliska belastningen öka, men detta behöver
inte leda till ett behov av fler tankar eftersom reningsverken är dimensionerade utifrån
hydraulisk och organisk last som beror av varandra. Samtidigt råder med stor
sannolikhet fosforbrist, men detta löses till exempel genom att fällningskemikalien
37
ersätts med polymerer. Polymerer bidrar till ökad flockning men fäller inte ut den
värdefulla fosforn, som krävs för att förbättra reduktionen av organiskt material och
kväve. Avskiljningen av fosfor kan exempelvis istället ske i slutsedimenteringstanken
genom tillsats av fällningskemikalie eller efter reningsverket i form av fosforfilter.
Installation av en sådan efterbehandling har dessutom rekommenderats för reningsverk i
liten skala eftersom de verkar som en barriär vid driftstörningar. Polymerer påverkar
inte pH-värdet så detta behöver justeras på annat sätt i slamavskiljaren eller i första
reaktorn eftersom inkommande vatten hade mycket högt pH-värde.
Genom att öka syreutbytet i aktivslamanläggningen undviks anoxa förhållanden och
därmed även bildandet av vätesulfid och järnsulfid. Syreutbytet kan exempelvis ökas
genom tillsats av ren syrgas eller ökning av luftningen. Det senare alternativet ska dock
genomföras med största försiktighet eftersom det samtidigt kan ge andra oönskade
effekter, som till exempel dålig flockning eller försämrad sedimentering. Tillsats av ren
syrgas är effektivare än luft och därför vanligare vid bekämpning mot sulfidbildning.
Vidare kan en fällningskemikalie baserad på klorid istället för sulfat rekommenderas,
eftersom tillgång till sulfat möjliggör bildandet av sulfider.
Vid projektering av små reningsverk som ska behandla avloppsvatten med hög organisk
belastning bör hänsyn tas till de olika reningsprincipernas lämplighet relaterat till
avloppsvattnets egenskaper. En biofilmsprocess är avsevärt tåligare mot störningar och
plötsliga tillsatser av höga koncentrerade ämnen. En aktivslamanläggning är vanligtvis
effektivare, men det är under förutsättningen att det aktiva slammet får en hög ålder.
Baserat på de problem som diskuterats och utretts i denna rapport rekommenderas
biofilmsanläggningar framför aktivslamanläggningar vid behandling av avloppsvatten
med hög organisk belastning.
38
5
Slutsatser
Utredningen har lett till att följande slutsatser kan dras:

Att kvävereningen i biofilmsanläggningarna med hög organisk belastning
fungerar dåligt beror mycket sannolikt på fosforbrist hos mikroorganismerna,
men även feldimensionerade reningsverk kan vara en förklaring. En reservoar
visade sig förbättra den genomsnittliga reningsgraden av kväve. Kvävereningen
kan utifrån teorin om fosforbrist förbättras genom att avsluta fosforfällningen i
slamavskiljaren och istället genomföra den i slutsedimenteringstanken eller
genom installation av fosforfilter efter reningsverket. Polymerer behöver då
tillsättas istället i slamavskiljaren för att öka reduktionen av organiskt material
innan reaktorerna.

I aktivslamanläggningen med hög organisk belastning är anledningen till att det
aktiva slammet slås ut bildandet av vätesulfid och järnsulfid. Detta kan undvikas
genom ökat syreutbyte samt genom byte av sulfatbaserad fällningskemikalie till
en kloridbaserad.
39
6
Vidare studier
Föreslagna åtgärder för att undvika fosforbrist i biofilmsanläggningarna leder till frågor
om hur pH-värdet i avloppsvattnet bör justeras då flockningsmedlet inte har den
funktionen. Fortsatta studier om hur det höga pH-värdet ska sänkas är därför nödvändigt
för att undersöka vilka tillsatser som är lämpliga i små reningsverk. I andra
tillämpningar används exempelvis syror för sänkning av pH-värde, men syrors inverkan
på mikroorganismerna i ett reningsverk är ännu inte utredd. För detta behövs en utökad
litteraturstudie av ämnesområdet samt tester i laboratoriemiljö där mikroorganismers
tillväxthastighet kan studeras och mätas. I samband med utredningen av pH-justerare
behövs även forskning vid verkliga anläggningar där hela konceptet med tillsats av
polymerer och pH-justerare i slamavskiljaren samt fosforfilter eller fällning i
slutsedimenteringstanken prövas.
Reservoaren visade sig öka den genomsnittliga reningsgraden i biofilmsanläggningen
som utreds i denna rapport, men för att dra generella slutsatser om en reservoars
inverkan på reningsgraden i liknande anläggningar krävs undersökningar både i fält och
laboratoriemiljö där inverkan av flödesutjämnande installationer studeras. Fler
anläggningar med olika stora reservoarer behöver då inkluderas i studien för att kunna
se trender i reningsgraderna.
Dimensioneringsunderlaget till små reningsverk som ska behandla avloppsvatten med
hög organisk belastning behöver ses över. Noggrannare förundersökningar av
avloppsvattnets egenskaper och innehåll krävs vid projektering för att reningsverkets
storlek och process ska kunna anpassas till de specifika förhållandena. För detta krävs
ingen speciell forskningsmetod utan endast grundligare förberedelser från
projektörernas sida.
För att kunna säkerställa teorierna som presenterats om uppkomsten av vätesulfid och
järnsulfid i aktivslamanläggningen krävs fler provtagningar. Forskning som visat att
koncentrationer av löst syre över 0,5 g/m3 krävs för att förhindra bildandet av sulfider
(Zhang et al. 2008) motiverar mätningar av syrekoncentrationen i vattnet vid de
tillfällen då slammet blir svart. Vidare kan det vara av intresse att analysera vattnet för
förekomst av sulfider, eftersom dessa är centrala i utredningen och koncentrationer över
2 g/m3 samtidigt har visat sig hämma reduktion av nitrit med 50 % (Pan et al. 2013).
Det finns en uppsjö forskningsrapporter som studerar småskalig reningsteknik vid
behandling av normalt hushållsavloppsvatten i syfte att öka reningsgraderna och
förbättra tekniken. Forskning inom området småskalig rening av avloppsvatten med
höga halter organiskt material har under litteraturstudien för detta projekt däremot visat
sig vara näst intill obefintlig. Behovet av kunskap inom detta område ökar stadigt i takt
med att äldre anläggningar som inte klarar reningskraven byts ut och ersätts med små
reningsverk. Kunskapsluckor kring rening av avloppsvatten med höga koncentrationer
organiskt material har visat sig finnas i olika grad bland tillverkare av små reningsverk,
servicetekniker och slamsugningsservice. Avsaknaden av specialkompetensen bidrar till
40
försvårande omständigheter för att uppnå de krav som ställs från myndigheter. Att
studera hur småskaliga reningsverk påverkas av höga halter organiskt material är därför
önskvärt. Forskningen genomförs med fördel i laboratoriemiljö där halten organiskt
material i avloppsvattnet kan varieras och effekterna på mikroorganismer, syrebehov
och tillgång på näringsämnen kan studeras. Forskningen bör avslutas med en
informationskampanj för att samtliga berörda i branschen ska kunna tillgodogöra sig
den nya kunskapen.
Samtidigt som kunskap inom detta specialområde saknas finns även en lucka i de lagar
som gäller för små reningsverk med hög organisk belastning. I samtliga fall som gäller
små reningsanläggningar vid fastigheter med enskilda avlopp verkar myndigheterna ha
höga mål som ska uppfyllas genom stränga krav. Tyvärr hänger inte den alltmer
populära tekniken med små reningsverk med i den takt som kraven stramas åt. Små
reningsverk med hög organisk belastning är dessutom en klass för sig i och med att det
avloppsvattnet skiljer sig starkt från vanligt hushållsavlopp. I dagsläget formuleras
reglerna utifrån personekvivalenter, ett begrepp som inte är lämpligt att applicera på
avloppsvatten med hög organisk belastning. Reglerna skulle därför behöva formuleras
utifrån förhållandet i avloppsvattnet, och inte endast utifrån vanligt hushållsavlopp som
i dagsläget. De hårda kraven bör dock inte sänkas, utan tekniken behöver förbättras. Det
behövs en utredning som studerar eller sammanställer vilka typer av enskilda
avloppsvatten som förekommer i Sverige idag, följt av ett förslag på hur regler ska
formuleras för att bättre täcka alla typer av avloppsvatten. I samband med detta skulle
certifieringar av paketreningsverk som idag utförs på frivillig basis (P-märkning) kunna
bli obligatoriska. Då ökar fokus på vattenkvaliteten i utgående flöde från
anläggningarna, vilket är nödvändigt för att uppnå bland annat miljökvalitetsmålen.
41
Referenser
Abegglen, C., Ospelt, M. & Siegrist, H. (2008). Biological nutrient removal in a smallscale MBR treating household wastewater. Water research, 42 (1–2), 338-346.
Åstrand, K., Pettersson, B., Bergqvist, M., Gunnesby, U. & Gårdstam, L. (2013).
Hållbar återförening av fosfor. (Rapport 6580) Bromma: Naturvårdsverket.
Tillgänglig:www.naturvardsverket.se/publikationer [2015-03-01].
Bitton, G. (1999). Wastewater microbiology. (2 uppl.). Gainesville: Wiley.
Bruce, A., M., Merkins, J., C. & Haynes, B., A., O. (1975). Pilot studies on the
treatment of domestic sewage by two-stage biological nitrification - with special
reference to nitrification. Water Pollution Control (G.B.), 74, 88.
Cederlöf, K. (2008). Små avloppsanläggningar, handbok till allmänna råd. (Rapport
2008:3) Bromma: Havs- och vattenmyndigheten.
Cerne, O., Allard, A., Ek, M., Junestedt, C. & Svenson, A. (2007). Utvärdering av
behandlingsmetoder för lakvatten från deponier. (B1748) Stockholm: IVL,
Svenska miljöinstitutet AB.
Tillgänglig:http://www.naturvardsverket.se/Nerladdningssida/?fileType=pdf&dow
nloadUrl=/upload/stod-i-miljoarbetet/vagledning/avfall/deponering/deponi-ivlutvardering-lakvatten.pdf [2015-03-05].
Cronholm, P. (2014). Avloppsvattnets miljöpåverkan. Tillgänglig:
http://www.naturvardsverket.se/Sa-mar-miljon/Vatten/Avloppsvatten/ [2015-0521].
Ek, A. (2014). Miljökvalitetsmålen. [Elektronisk]. Tillgänglig:
http://www.naturvardsverket.se/Miljoarbete-i-samhallet/Sverigesmiljomal/Miljokvalitetsmalen/ [2015-02-13].
Ek, M., Junestedt, C., Larsson, C., Olshammar, M. & Ericsson, M. (2011). Teknikenkät
- enskilda avlopp 2009. (Rapport 44) Norrköping: SMED.
Tillgänglig:http://www.smed.se/wpcontent/uploads/2011/05/SMED_Rapport_2011_44.pdf [2015-02-23].
Ekholm, P. (2008). N:P ratios in estimating nutrient limitation in aquatic systems.
(Opublicerad sammanfattning av utredning uppl.). Finland: Finnish Environment
Institute,.
Europaparlamentet (2014). Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG.
Tillgänglig: https://www.notisum.se/rnp/eu/lag/300L0060.htm [2015-05-09].
Gårdstam, L. (2014). Miljökvalitetsmål och riktlinjer för avlopp. [Elektronisk].
Tillgänglig: http://www.naturvardsverket.se/Miljoarbete-i-samhallet/Miljoarbete-iSverige/Uppdelat-efter-omrade/Avlopp/ [2014-11-16].
42
Harremöes, P. (1982). Criteria for nitrification in fixed-film reactors. Water Science and
Technology, 14, 167.
Holby, O. (2015). Biorening 2, kväve. (Opublicerat kursmaterial från föreläsning).
Karlstad: Karlstads universitet.
Hübinette, M. (2009). Tillsyn på minireningsverk inklusive mätning av funktion
(Rapport 2009:07). [Elektronisk]. Tillgänglig:
http://www.lansstyrelsen.se/vastragotaland/Sv/publikationer/2009/Pages/2009_07.a
spx [2015-02-09].
Kunskapscentrum Små Avlopp (2011). Frivillig certifiering startar 2014. [Elektronisk].
Tillgänglig: http://kunskapscentrum.avloppsguiden.se/blogs/frivillig-certifieringstartar-2014.html [2015-02-16].
Lilja, A. (2011). Dricksvatten- och avloppsvattenutredning för bensinstationer.
(Opublicerad utredning utförd av ÅF Infrastructure AB). Göteborg: ÅF
Infrastructure AB.
Lundgren, K. (2010). Utredning kring dagvatten, spillvatten och dricksvatten vid
bensinstation. (Opublicerad utredning utförd av Sweco Environment AB).
Jönköping: Sweco Environment AB.
Metcalf & Eddy (2003). Wastewater Engineering, treatment and reuse. (4 uppl.). New
York: McGraw-Hill.
Mohanakrishnan, J., Gutierrez, O., Sharma, K.R., Guisasola, A., Werner, U., Meyer,
R.L., Keller, J. & Yuan, Z. (2009). Impact of nitrate addition on biofilm properties
and activities in rising main sewers. Water research, 43, 4225-4237.
Naturvårdsverket (2004). Fosforutsläpp till vatten år 2010 - delmål, åtgärder
och styrmedel. (Rapport 5364) Bromma: Naturvårdsverket.
Tillgänglig:http://www.naturvardsverket.se/Nerladdningssida/?fileType=pdf&dow
nloadUrl=/Documents/publikationer/620-5364-7.pdf [2015-05-09].
NFS 2006:7. Naturvårdsverkets författningssamling - Naturvårdsverkets allmänna råd
om små avloppsanordningar för hushållsspillvatten. Stockholm: Naturvårdsverket.
Nordeidet, B., Rusten, B. & Ødegaard, H. (1994). Phosphorus requirements for tertiary
nitrification in a biofilm. Water Science & Technology, 29 (10/11), 77.
Pan, Y., Ye, L. & Yuan, Z. (2013). Effect of H2S on N2O reduction and accumulation
during denitrification by methanol utilizing denitrifiers. Environmental science &
technology, 47 (15), 8408-8415.
Persson, P.O. (2005). Miljöskyddsteknik, strategier och teknik för ett hållbart
miljöskydd. Stockholm: Kungliga Tekniska Högskolan.
Ray, B.T. (1995). Environmental Engineering. Southern Illinois University,
Carbondale: PWS Publishing Company.
43
Risinger, B. (2013). Styrmedel för en hållbar åtgärdstakt av små avloppsanläggningar.
Göteborg: Havs- och Vattenmyndigheten. [2013].
Rodgers, M., Zhan, X.-. & Prendergast, J. (2005). Wastewater treatment using a
vertically moving biofilm system followed by a sand filter. Process Biochemistry,
40, 3132-3136.
Sandberg, M. (2010). Beräkningskompendium för reningsteknik. (Opublicerat
kursmaterial till kursen Reningsteknik). Karlstad: Karlstads universitet.
SFS 1998:899. Förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd, § 12.
Sverige: Miljödepartementet.
Skarstedt, A. (2015). Vanliga frågor och svar om småavlopp. [Elektronisk]. Tillgänglig:
https://www.havochvatten.se/hav/fiske--fritid/avlopp/fragor-och-svar-om-smaavlopp.html [2015-04-29].
Skarstedt, A. (2014). Små avloppsanläggningar. [Elektronisk]. Tillgänglig:
https://www.havochvatten.se/hav/fiske--fritid/avlopp.html [2015-02-13].
Slade, A., Thorn, G. & Dennis, M. (2011). The relationship between BOD:N ratio and
wastewater treatability in a nitrogen-fixing wastewater treatment system. Water
Science and Technology, 63 (4), 627-632.
SNV 91:2. Naturvårdsverkets allmänna råd om rening av hushållsspillvatten. Solna:
Naturvårdsverket.
Sylwan, I. (2011). Efterbehandling efter minireningsverk (Rapport 2011:2).
[Elektronisk]. Tillgänglig:
https://www.havochvatten.se/download/18.732980de143b1b1de5336dd/139201638
6243/rapport-kcsa-2011-02-efterbehandling-efter-minireningsverk.pdf; [2015-0509].
van Brink, M. & Jerlmark, M. (2015). Byggproduktcertifikat BPC. Tillgänglig:
http://tjanster.kiwa.se/produktcertifiering/byggproduktcertifikat-bpc [2015-02-16].
Wikipedia (2015a). Hard water. Tillgänglig: http://en.wikipedia.org/wiki/Hard_water
[2015-04-29].
Wikipedia (2015b). Iron(II) sulfide. Tillgänglig:
http://en.wikipedia.org/wiki/Iron(II)_sulfide [2015-04-20].
Winkler, M. (2012). Optimal nutrient ratios for wastewater treatment. [Elektronisk].
Tillgänglig: http://www.hach-lange.se/quick.searchquick.search.jsa?keywords=Optimal+nutrient+ratios+for+wastewater+treatment
[2015-05-04].
Ye, C., Hu, Z., Kong, H., Wang, X. & He, S. (2008). A new soil infiltration technology
for decentralized sewage treatment: Two-stage anaerobic tank and soil trench
system. Pedosphere, 18, 401-408.
44
Zackrisson, N., Karlsson, M., Ekvall, A., Forsberg, B., Jantsch, T., Eikum, A. &
Johannessen, E. (2013). Minireningsverk i Sverige och Norge - en jämförelse av
lagstiftning, tillsyn och drift (Rapport från projekt Hav möter Land). [Elektronisk].
Tillgänglig:
http://www.lansstyrelsen.se/vastragotaland/Sv/publikationer/2013/Pages/201368.aspx [2015-05-09].
Zhang, L., De Schryver, P., De Gusseme, B., De Muynck, W., Boon, N. & Verstraete,
W. (2008). Chemical and biological technologies for hydrogen sulfide emission
control in sewer systems: A review. Water research, 42 (1–2), 1-12.
45