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 Information@kau.se 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
© Copyright 2024