UTVÄRDERING AV ETT EKOTEKNISKT RENINGSSYSTEM FÖR AVSKILJNING AV FOSFOR OCH KVÄVE

Transkript

1 UTVÄRDERING AV ETT EKOTEKNISKT RENINGSSYSTEM FÖR AVSKILJNING AV FOSFOR OCH KVÄVE Helena Bötker TRITA-LWR Master Thesis ISSN X LWR-EX Stockholm 2003

2 UTVÄRDERING AV ETT EKOTEKNISKT RENINGSSYSTEM FÖR AVSKILJNING AV FOSFOR OCH KVÄVE Helena Bötker Handledare Gunno Renman Stockholm 2003 TRITA-LWR Master Thesis ISSN X LWR-EX-03-23

3 Förord I detta examensarbete utvärderades det alldeles nybyggda ekotekniska reningssystemet i Kullöns ekostadsdel i Vaxholms kommun med avseende på kväve och fosfor. Examensarbetet som skrivits i ämnet biologi omfattar 20 p och ingår i naturresursprogrammet vid SLU, det har dock utförts vid KTH då de i större utsträckning arbetar med dylika frågor än SLU. Jag vill tacka följande personer för hjälp med examensarbetet. Lars Lindqvist, miljöchef i Vaxholms kommun för hjälp och glada tillrop, Pia Lundh, Roslagsvatten AB för diverse information om reningsverket, ingenjör Bertil Nilsson, KTH, som hjälpte till med ordningställande av dataloggrar för nederbördsmätningar, Agnieszka Kietlinska för ovärderlig hjälp i labbet, Lars Jonsson, SMÅA som hjälpte mig att reda ut hur det ekotekniska reningssystemet var utformat, samt naturligtvis min handledare Gunno Renman. Uppsala, juni 2003 Helena Bötker

4 ABSTRACT Bötker H Evaluation of an ecotechnological treatment system for the removal of phosphorus and nitrogen. TRITA-LWR Master Thesis. LWR-EX Royal Institute of Technology, Stockholm. The ecological village Kullön is situated on an island in the municipality of Vaxholm, in the archipelago of Stockholm. At present, 330 people in 100 households live in the area. Urine separating toilets are installed in all households. The intention is that the urine in the future will be stored in containers and then used as fertiliser. The remaining sewage water is treated in an SBR plant. As a complement to the plant an ecotechnological purification system is used during the summer months. This purification system contains a large pond, a wetland trench with two small ponds and, as a final step before the water reaches the recipient, the water is spread over an overland flow area. However, during the period of the present study the wastewater was not source-separated, all fractions were discharged to the SBR plant. The purpose of this thesis work was to evaluate the phosphorus and nitrogen reduction efficiency of the wetland system. At nine occasions during the summer of 2002 (21 st of May 23 rd of July) water samples were taken at four different sampling sites along the sewage purification system, i.e. at the inlet and outlet of the large pond, after the trench and in the last small pond. The results of this study showed reduced levels of nitrogen. However, the reduction was to some extent decreased by shortage of phosphorus and oxygen. The amount of phosphorus varied somewhat through the system, but at the last sampling site only very small amounts remained. The results of these measurements clearly showed that the most important parameter for this kind of systems to work was the situation with alternating aerobe and anaerobe conditions in the trench. The high biological activity in the small ponds was also essential for the function of the system. The time it took for the sewage water to pass the system did not seem to be a very important factor. Keywords: eco-village, nitrogen, phosphorus, purification, wetland trench

5 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING 2. ATT ANVÄNDA VÅTMARKER FÖR RENING AV AVLOPPSVATTEN 2.1 VAD ÄR EN VÅTMARK 2.2 OLIKA SYSTEM FÖR NATURLIG AVLOPPSRENING Dammar Rotzonsanläggningar och infiltrationsvåtmarker Översilningsängar Bevattnat jordbruk 2.3 PATOGENA MIKROORGANISMER I AVLOPPSVATTNET Förekomst och avdödning 2.4 NÄRINGSÄMNESRETENTION Kväve Mineralisering Ammoniakavgång Nitrifikation Denitrifikation Fosfor Fosforns förekomstformer i vatten Retention av fosfor Organiskt material Uppehållstidens betydelse för näringsämnesretentionen 2.5 VÄXTERS BETYDELSE Makrofyter Fysikaliska effekter Yta för mikrobiell tillväxt Näringsupptag Utsöndring från rötterna Val av vegetation 3. MATERIAL OCH METODER 3.1 UNDERSÖKNINGSOMRÅDET 3.2 KULLÖNS AVLOPPSSYSTEM Reningsverket Urinsortering Dammarnas anläggning och utförande 3.3 VATTENPROVTAGNING Provtagningsplatser Provtagningsperiod 3.4 MÄTNING AV KLIMAT 3.5 ANALYSMETODER 4. RESULTAT 4.1 KLIMATDATA 4.2 AMMONIUMKVÄVEHALTER 4.3 NITRATKVÄVEHALTER 4.4 FOSFATHALTER 4.5 VATTENTEMPERATURER

6 4.6 ph-värden 4.7 KONDUKTIVITET 4.8 SYREHALT 4.9 SAMBAND MELLAN SYREHALT OCH NITRIFIKATION 5. DISKUSSION 6. REFERENSER 7. APPENDIX 1 8. APPENDIX 2

7 1. INLEDNING Under det gångna seklet har det skett en förändring av våra sjöar och hav. Närsalthalterna, främst fosfor och kväve, har stigit markant och orsakat eutrofiering med algblomningar, syrefria bottnar och förändrad flora och fauna som följd. En av orsakerna är utsläpp från avlopp. Reningsverk från tiden före 1960 hade i regel endast mekanisk rening, medan de som byggdes under 1960-talet oftast hade biologisk rening med luftade bassänger och aktivt slam. I början av 1970-talet infördes kemisk rening av fosfor i de flesta större reningsverk, vilket fick till följd att fosforhalterna sjönk kraftigt (Institutionen för miljöanalys, 2002). Nyligen har de större reningsverken längs kusten, från Norrtälje till norska gränsen, försetts med kväverening. I Skagerrak, Kattegatt och egentliga Östersjön är kväve det tillväxtbegränsande ämnet, vilket innebär att utsläpp av kväve spelar en stor roll för eutrofieringen av dessa vatten. I Sveriges sjöar är däremot fosforn det ämne som begränsar tillväxten, varför rening av fosfor här är viktigare än den av kväve, vilket normalt inte utgör något problem i dessa vatten. Stockholms skärgård har liksom många andra kustområden låg omsättning av vattnet, samtidigt som belastningen är hög. I dessa områden är det extra viktigt att begränsa utsläppen av eutrofierande ämnen (Naturvårdsverket, 1997). I Stockholms känsliga och hårt ansträngda skärgård ligger ekostadsdelen Kullön som tillhör Vaxholms kommun. Där ska den näringsrika urinen sorteras bort för att kunna återföras till marken som växtnäring. Övrigt avloppsvatten renas i ett konventionellt SBR-verk med kemisk och biologisk rening. För att uppnå extra goda resultat är detta kompletterat med ett ekotekniskt reningssystem bestående av en poleringsdamm och ett våtmarksdike med två små vattenspeglar och som ett sista steg innan vattnet når recipienten Söderkullafjärden sprids vattnet ut över en översilningsäng. Under vintern kopplas vattnet förbi poleringsanläggningen och släpps ut i Söderkullafjärden på ett djup av 7 meter. Anläggningen förväntas inte ha någon renande effekt vid alltför låga temperaturer och risken för isbildning i diket är överhängande (Lindqvist, pers. med.). Syftet med studien var att utvärdera huruvida det ekotekniska reningssystemet eller poleringsanläggningen som det i fortsättningen benämns, reducerar kväve och fosfor från det förbehandlade avloppsvattnet. För att uppnå detta syfte studerades anläggningen i tio veckor under våren/sommaren Den var då i drift för andra året och tog emot avloppsvatten från ca 300 personer. Efter en planerad utbyggnad av ekostadsdelen kommer ytterligare 500 personer att anslutas.

8 2. ATT ANVÄNDA VÅTMARKER FÖR RENING AV AVLOPPSVATTEN 2.1 Vad är en våtmark En våtmark kan vara både estetiskt mycket tilltalande och en viktig nisch för många våtmarkslevande arter. Dessutom kan en våtmark utgöra både källa, sänka och omvandlare av näringsämnen och kol. Denna egenskap har gjort att såväl naturliga som konstruerade våtmarker används för att förbättra vattenkvaliteten. Precis som i reningsverk är de viktigaste egenskaperna för reducering i våtmarken byggd på fysikaliska och mikrobiella aktiviteter (Brix, 1997). År 1971 undertecknade Sverige våtmarkskonventionen, även kallad Ramsarkonventionen efter den plats i Iran där mötet hölls. I denna definieras våtmarker som: områden av sumpmarker, kärr, torvmossar eller vattenområden, vare sig de är naturliga eller konstgjorda, permanenta eller tillfälliga, eller har ett vatten som är stillastående eller rinnande, sött, bräckt eller salt. I detta innefattas sådana havsområden vilkas djup vid lågvatten icke överstiger sex meter. (Ramsar Convention on Wetlands) Detta är en mycket vid definition och jag avgränsar mig här till att presentera ett urval av konstruerade våtmarker som är lämpliga för avloppsrening. 2.2 Olika system för naturlig avloppsrening För att uppnå goda behandlingsresultat kan de olika systemen med fördel kombineras med varandra eller användas efter konventionell rening. Ju mer sammansatta systemen är, desto bättre kan slutresultatet förväntas bli (Vymazal, et al., 1998) Dammar En väl anlagd damm kan effektivt rena avloppsvatten, både genom sedimentation av fosfor- och kväverika partiklar och genom denitrifikation. Uppehållstiden är avgörande för hur länge denitrifikationsbakterierna hinner utnyttja nitratet och därför är kväveretentionen beroende av dammarnas storlek. Dammen bör ha en stor yta men inte så stort djup att dammen skiktas. I en oskiktad damm kan vinden blanda om hela vattenmassan och därmed tillföra nitrat till denitrifikationsbakterierna som befinner sig i bottensedimenten. I annat fall kan de drabbas av nitratbrist. I en oskiktad damm är dessutom risken för syrebrist på botten mindre. Ett vattendjup grundare än två meter bör som regel förhindra att vattnet skiktas. Även koncentrationen av nitrat är av betydelse för denitrifikationen. Av denna anledning är en följd av smådammar effektiva. Koncentrationen blir nämligen högre i de översta smådammarna jämfört med om allt vatten släpps ut till en stor damm där utspädningseffekten blir påtaglig (Leonardsson, 1994). I ett litet enkelt system är också sårbarheten för störningar som översvämningar eller sjukdomsangrepp på växterna större (Hammer, 1992). För att få en extra god rening på avloppsvatten som renats i reningsverk kan vattnet med fördel efterbehandlas i en så kallad poleringsdamm (Figur 1) (Bokalders & Block, 1997). Om kvävet i avloppsvattnet till största delen är i form av nitrat gynnas denitrifikationen (Leonardsson, 1994).

9 Figur 1. Reningen sker genom att mikroorganismer i dammen bryter ner föroreningar, genom denitrifikation samt genom att fosfor- och kväverika partiklar sedimenterar till dammens botten Rotzonsanläggningar och infiltrationsvåtmarker Dessa kompakta våtmarker reducerar innehållet av partiklar, organiskt material, näringsämnen och metaller i avloppsvatten som vanligtvis först genomgått mekanisk eller mekanisk och biologisk rening. Båda systemen planteras med växter vars rötter ska föra ner syre i jorden och skapa en god miljö för de nitrifierande bakterierna. Jorden bör ha stor kapacitet att adsorbera fosfor och metaller. Reducering av näringsämnen kan även ske genom att växterna skördas (Leonardsson, 1994). Rotzonsanläggningar och infiltrationsvåtmarker anläggs på något olika sätt, men den principiella skillnaden ligger i vattnets flödesriktning. I rotzonsanläggningar (Figur 2) är vattenflödet horisontellt och vattnet tillförs anläggningen från sidan. Infiltrationsvåtmarken däremot får ett vertikalt flöde genom att vatten tillförs ytan, vilket sedan infiltreras genom anläggningens rotzon (Figur 3) (Leonardsson, 1994). Infiltrationsanläggningen dränks och dräneras omväxlande och på så vis undviks igensättning av jorden samtidigt som detta har positiva effekter på denitrifikationen (Wittgren & Hasselgren, 1992). En fördel med system som har vertikalt flöde under markytan är deras större köldtålighet jämfört med system med ytvattenflöde (Blazejewski, 1998).

10 Figur2. I en rotzonsanläggning är vattenflödet horisontellt och vattnet tillförs anläggningen från sidan. Figur 3. I en infiltrationsvåtmark är vattenflödet istället vertikalt och vattnet tillförs anläggningens yta och får därefter infiltrera genom anläggningens rotzon Översilningsängar Översilning är en brukningsmetod som har sina rötter långt tillbaka i tiden. Vi vet att de gamla faraonerna och maya- och aztekkulturerna använde sig av den och att den sannolikt nyttjades i Norden redan under medeltiden. I mitten av 1800-talet användes metoden i stor skala i Sverige för att öka höskörden. Bevattningen skedde enligt fasta scheman genom att en närliggande å dämdes och vattnet leddes ut över ängarna i kanaler (Leonardsson, 1994). Översilningsängar kan även användas för efterbehandling av avloppsvatten. Vattnet sprids då över en bevuxen och svagt sluttande yta. Jorden måste ha låg permeabilitet för att ge liten infiltration och marken ska omväxlande dränkas och dräneras. Under de dränerade förhållandena oxideras organiskt material, ammoniak nitrifieras och näringsämnen tas upp i biomassan eller binds till jorden. Under dränkta förhållanden sker denitrifikation (Kadlec & Knight, 1996). Det tycks inte föreligga någon risk för övermättnad av näringsämnen på översilningsängar (Leonardsson, 1994) Bevattnat jordbruk Under den varma årstiden kan avloppsvatten användas för bevattning av jordbruk. Bevattningen kan ske både genom översilning och genom spridning ovan eller under jord. Det är viktigt att beakta smittorisken vid användandet av denna metod (Bokalders & Block, 1997). Sverige är normalt sett vattenrikt, men i torra områden som på öar kan avloppsvatten vara en viktig resurs. Om näringsinnehållet ska få någon nämnvärd

11 betydelse, måste dock de arter som bevattnas vara toleranta mot stora vattenmängder, vilket gör energiskog och energigräs lämpliga (Wittgren & Hasselgren, 1992). Dessutom är risken för smittspridning mindre vid odling av sådana grödor som varken ska ätas av människa eller djur (Naturvårdsveket, 1996). 2.3 Patogena mikroorganismer i avloppsvattnet Förekomst och avdödning Med patogena mikroorganismer menas sjukdomsframkallande mikroskopiska organismer bestående av en cell eller kolonier av celler (Brock, 2000). I ett stort reningsverk förekommer så gott som alltid patogener, men eftersom utspädningen är stor, blir effekten mindre. I ett litet reningsverk är utspädningen mycket mindre, varför koncentrationen av eventuella patogener blir betydande högre, i de fall dessa förekommer (Naturvårdsverket, 1995). Patogena mikroorganismer i avloppsvattnet avdör med tiden. I början sker detta med hög hastighet, men ett mindre antal kan överleva under en längre tid. Som exempel kan nämnas att Salmonella vid en temperatur av C har en överlevnadstid av 2-3 månader och vid den lägre temperaturen 4-8 C ytterligare en månad. För E. coli är överlevnadstiden vid motsvarande temperaturer 2 respektive 3 månader. Salmonella kan dessutom tillväxa även utanför människan medan E. coli mer sällan gör det. Vissa bakterier har dock en betydligt kortare överlevnadstid. Dit hör Campylobacter som endast överlever i 2 veckor vid en temperatur av C. För många potentiella patogener finns endast bristande kunskaper om deras överlevnad. Andra faktorer som påverkar avdödningen är fuktighet, näringsämnen, solljus, ph och konkurrens från andra mikroorganismer (tabell 1) (Naturvårdsverket, 1996). Tabell 1. Faktorer som påverkar avdödningen av patogena mikroorganismer. Faktor Effekt på avdödning och överlevnad temperatur ökad temperatur ökad avdödning minskad temperatur minskad avdödning fuktighet fuktig miljö vanligtvis högre överlevnad torr miljö snabb avdödning näringsämnen (gäller brist på näringsämnen ökad avdödning bakterier) konkurrens från andra liten konkurrens längre överlevnad mikroorganismer solljus (UV-strålning) ökad exponering för solljus ökad avdödning ph neutralt och basiskt ph ökad överlevnad för bakterier surt ph kan öka virus överlevnad 2.4 Näringsämnesretention Kväve Kväve förekommer i flera olika former i både vatten och luft. I vatten är ammonium (NH 4+ ) och nitrat (NO 3- ) vanligast förekommande, medan nitrit (NO 2- ) endast förekommer i mycket låga koncentrationer (Wittgren & Hasselgren, 1992). Därutöver förekommer kvävet bundet i organiska föreningar och i form av löst kvävgas (N 2 ) (Jansson & Broberg, 1994). De vanligaste formerna av kväve i obehandlat eller försedimenterat

12 avloppsvatten är organiskt kväve och ammonium (NH 4+ ). I avloppsvatten som behandlats med konventionell reningsteknik är det ammonium som dominerar (Wittgren & Hasselgren, 1992). De processer som minskar kvävet i en våtmark är främst nitrifikation/denitrifikation, sedimentation och växtupptag. Denitrifikation är den process som omvandlar vattenlösligt nitrat till luftkväve. Vid sedimentation sjunker kväverika partiklar till botten där de bildar nytt sediment. Växter tar upp i första hand ammonium men även nitrat för att sedan bygga in detta i växtbiomassan. Denitrifikationen föregås av mineralisering där organiskt bundet kväve övergår till ammonium, och nitrifikation där ammonium övergår till nitrat (Leonardsson, 1994) Mineralisering Den process där organiskt kväve omvandlas till oorganiskt ammonium kallas mineralisering. Snabbast går processen under aeroba förhållanden och den gynnas av värme och ett ph-värde mellan 6,5 och 8,5 (Vymazal et al., 1998) Ammoniakavgång I avloppsvatten föreligger kvävet oftast i form av ammonium. Eftersom ammonium har en hög kemisk energi är den en mycket reaktiv form av kväve (Horne & Goldman, 1994). Mellan ammoniak och ammonium i vatten råder syra-bas jämvikten: NH 3 + H 2 O NH 4 OH NH OH - Hur stor andel av kvävet som föreligger i form av ammoniak och ammoniumhydroxid avgörs av ph och temperatur. Andelen ökar med ökande ph och ökande temperatur. Ammonium är en positivt laddad jon som lätt tas upp av växter eller binds till negativt laddade lerpartiklar i sedimenten, medan ammoniumhydroxid och ammoniak är giftigt för vattenlevande organismer (Horne & Goldman, 1994). Då ph stiger över 8 kan en betydande andel ammoniak avges till atmosfären. I en öppen oluftad damm kan ammoniakavgången till och med vara den viktigaste orsaken till kvävereduktion. Sommartid höjs ph dessutom naturligt genom fotosyntesen, vilket ytterligare späder på effekten. Detta minskar visserligen andelen kväve, men är ändå inte en önskvärd process, eftersom kvävet senare kommer att deponeras till mark och vatten via atmosfäriskt nedfall. Därmed är inget vunnet. Ammoniakavgången påverkas även av partialtrycket av ammoniak i luften, varför öppna vindexponerade vattenytor bör undvikas innan majoriteten av kvävet hunnit nitrifierats (Wittgren & Hasselgren, 1992) Nitrifikation Nitrifikation är en bakteriell process i två steg där ammonium omvandlas till nitrat via nitrit. Det första steget där ammonium oxideras till nitrit (1) utförs främst av bakterier ur släktet Nitrosomonas, medan oxideringen från nitrit till nitrat (2) i det andra steget främst sköts av Nitrobacter (Kadlec & Knight, 1996). (1) NH ,5 O 2 NO H + + H 2 O Ammoniumoxidation (2) NO O 2 NO - 3 Nitritoxidation NH O 2 NO H + + H 2 O Totalreaktion

13 För att nitrifikation ska kunna ske behövs förutom närvaro av nitrifierande bakterier, aeroba förhållanden, närvaro av ammonium och fördelaktiga temperatur-, ph- och näringsförhållanden (Sylvia et al., 1999). De nitrifierande bakterierna behöver inte organiskt kol utan använder istället ammonium respektive nitrit som energikälla. Däremot krävs koldioxid för uppbyggnad av cellen (Wittgren & Hasselgren, 1992). Nitrifikation är en syrekrävande process där det för varje gram oxiderat ammonium åtgår totalt 4,3 g O 2 (Kadlec & Knight, 1996). I reningsverken syns en tydlig nedgång av nitrifieringshastigheten då syrehalten i vattnet understiger 2-3 mg/l (Rennerfelt, 1991). Ofta är dock syrehalten i en våtmark betydligt lägre än så. Temperatur är en annan viktig parameter och den optimala temperaturen i bakteriekultur har visat sig vara C. Vid temperaturer under 15 C minskar nitrifikationshastigheten drastiskt (Kadlec & Knight, 1996). De lägsta temperaturer där tillväxt av Nitrosomonas och Nitrobacter har kunnat påvisas är 4 respektive 5 C (Vymazal et al., 1998). Det optimala ph-värdet för nitrifikationsbakterierna ligger mellan 7 och 8. Nitrifikationen minskar markant vid ph-värden lägre än 6. Vid nitrifikationen produceras vätejoner, vilket kan sänka ph värdet om inte en tillräckligt god buffringsförmåga finns (Wittgren & Hasselgren, 1992). Det förbrukas 8,7 mg HCO 3 - för varje mg ammoniumkväve som oxideras (Rennerfelt, 1991) Denitrifikation Vid syrefria förhållanden använder denitrifikationsbakterierna det hårdare bundna syret i nitrat i stället för syrgas. Bland de bakteriegrupper som klarar detta är Bacillus, Enterobacter, Micrococcus, Pseudomonas och Spirillum vanligast förekommande. De flesta denitrifierande bakterierna använder sig till skillnad från nitrifikationsbakterierna av organisk kol- och energikälla (Kadlec & Knight, 1996). Om energikällan utgörs av glukos blir nettoreaktionen: 24NO C 6 H 12 O 6 12N CO 2 +18H 2 O + 24OH - För att denitrifikation ska kunna ske behövs anaeroba förhållanden, tillgång till nitrat och en lätt nedbrytbar kolkälla. Just tillgången på kolföreningar kan vara ett problem då dessa antingen bryts ned med syre eller är otillgängliga för bakteriell nedbrytning (Wittgren & Hasselgren, 1992). Även hos denitrifikationsbakterierna minskar aktiviteten vid sjunkande temperatur. Vid temperaturer under 5 C förekommer endast en mycket låg aktivitet (Vymazal, 1998). Optimalt ph för denitrifikation är mellan 7 och 8. Under 6 och över 8 hämmas denitrifikationen avsevärt (Kadlec & Knight, 1996). Vid denitrifikationen kan ph höjas som en följd av de hydroxidjoner som bildas. Dessa hydroxidjoner kompenserar dock endast hälften av de vätejoner som bildades vid nitrifikationen (Wittgren & Hasselgren, 1992) Fosfor

14 Fosforns förekomstformer i vatten I vatten förekommer fosfor i form av organisk och oorganisk partikulärt bunden fosfor samt organisk och oorganisk löst fosfor. Oorganisk partikulär fosfor kan bildas vid kemisk utfällning av metalljoner och fosforföreningar, adsorption av fosfor på metalloxider, genom nedbrytning av organiskt material och genom fällning med kalcium (Ulén, 1997). Det är då det råder basiska förhållanden som fosfor binds till kalcium, medan den under sura förhållanden binder till aluminium eller trevärt järn. Under syrerika oxiderande förhållanden förekommer järn i sedimenten som Fe 3+, vilket fosfatet binder till och bildar relativt svårlösligt järnfosfat. Om det blir syrefria reducerande förhållanden övergår dock järnet till att bli tvåvärt istället för trevärt. Därmed binds inte längre fosfaten till järnet, utan övergår i lösning. Under dessa syrefria förhållanden frigörs även vätesulfid (H 2 S) från sedimenten, vilket i sin tur leder till att järn och sulfid bildar det mycket stabila järnsulfid (FeS). På så sätt minskar förutsättningarna för framtida fosfatutfällning (Figur 4) (Horne & Goldman, 1994). Figur 4. Interaktion mellan järn, svavel och fosfor. Under syrerika förhållanden fälls järn och fosfat till sedimenten. Vid syrefria förhållanden övergår järnet till att bli tvåvärt i stället för trevärt, varpå fosfaten frigörs och övergår till vattnet. Även vätesulfid frigörs från sedimenten och järn kan då fällas med svavel till järnsulfid. Därmed minskar förutsättningarna för framtida fosfatutfällning. Oorganiskt löst fosfor förekommer ofta som PO 4 3-, HPO 4 2- eller H 2 PO 4 - och fördelningen dem emellan beror av ph. De två sistnämnda är vanligast vid neutralt ph, medan PO 4 3- dominerar vid ph över 8 (Jansson och Broberg, 1994). Organiskt löst fosfor kan bland annat finnas i socker, fetter, proteiner och DNA som härstammar från celler (Ulén, 1997) Retention av fosfor Minskning av fosfor i våtmarken sker genom biologiska och fysikaliska processer. De två viktigaste fysikaliska processerna för minskning av fosfor i våtmarker är sedimentation av partikulärt fosfor och adsorption av löst fosfor (Brady & Weil, 1996). Ofta sker en

15 retention av partikulärt fosfor, medan retentionen av löst fosfor är betydligt mindre. Tvärtom kan i vissa fall andelen löst fosfor öka efter att den passerat dammen eller våtmarken (Ulén, 1997). Olika våtmarksjordar har olika stor kapacitet för att adsorbera fosfor och i system med ytvattenflöde kan jorden snabbt mättas. Jordens förmåga att binda fosfor ökar med ökande andel av ler, kalciumkarbonat, samt järn, aluminium och mangan och hydroxider av dessa metaller. Fosfor fixeras lättare till mineraljordar då ph är högt eller lågt och minst effektivt vid ph 6-7. Organiska jordar har liten eller ingen fosforbindande förmåga (Brady & Weil, 1996). System med flöde i markprofilen kan anpassas för att adsorbera stora mängder fosfor. Det finns till exempel speciella leror med stor kapacitet för detta (Kadlec & Knight, 1996). Biologiska processer för att reducera fosfor är inte av lika stor betydelse i en våtmark. Fosfor tas visserligen upp och byggs in i biomassan hos växter, men då denna fosfor återförs till systemet då den bryts ned är ingenting vunnet. För att reducera fosforn på detta sätt måste växterna skördas. Detta anses dock vara en svår och ineffektiv metod (Kadlec & Knight, 1996). Många bakterier lyxkonsumerar fosfor då det råder överskott och kan på så vis klara sämre tider. Omsättningen av fosfor ökar också vid bristsituationer (Horne & Goldman, 1994). Temperaturen har inte visat sig ha någon större betydelse för fosforretentionen. För att reducera fosfor i våtmarker krävs mycket stora ytor (Kadlec & Knight, 1996) Organiskt material Våtmarker reducerar effektivt BOD genom såväl aeroba som anaeroba nedbrytningsprocesser. Vid aerob nedbrytning omvandlas de organiska ämnena till koldioxid. Vid brist på syre sker nedbrytningen anaerobt, men det är en betydligt långsammare process som sker i flera steg med metan eller vätesulfid (H 2 S) och koldioxid som slutprodukt. Om ph sjunker under 6,5 eller stiger över 7,5 hindras de metanbildande bakterierna, vilket innebär en risk för att illaluktande ämnen bildas istället (Vymazal et al ) Uppehållstid Nitrifikationsbakterier växer långsamt och om de inte kvarhålls i biofilmer på t.ex. växtytor, kommer deras aktivitet att vara låg. Om det inte finns några växtytor kommer den huvudsakliga nitrifikationen att skötas av de nitrifikationsbakterier som följer med avloppsvattnet, vilket innebär att en längre uppehållstid är nödvändig för att uppnå önskad effekt (Wittgren & Hasselgren, 1992). Kanalisering, s k preferentiella flöden, är ett vanligt förekommande problem som leder till minskad närsaltreduktion. Speciellt i tät vegetation eller på sluttande marker väljer vattnet den enklaste vägen, vilket innebär att vattnet endast rör sig över ett begränsat område och därmed blir utbytet med stora ytor begränsat. Resultatet blir en i praktiken kort uppehållstid. En annan effekt av kanaliseringen är att flödeshastigheten blir högre än den skulle ha varit, vilket minskar möjligheten till sedimentation av partiklar. Kanalisering kan förhindras genom att vegetationen regelbundet glesas ut samt genom att dämmen sätts in i de bildade kanalerna (Leonardsson, 1994) Växters betydelse

16 2.5.1 Makrofyter Större växter i våtmarker kallas med ett gemensamt namn för makrofyter och innefattar kärlväxter (angiospermer och ormbunkar), akvatiska mossor och vissa större alger. Deras närvaro har visat sig ha stor betydelse för näringsämnesretentionen i våtmarker (Brix, 1997) Fysikaliska effekter Förekomst av vegetation i våtmarker distribuerar och reducerar vattnets flöde, vilket skapar bättre förhållanden för sedimentation av suspenderat material, reducerar risken för resuspension och ökar kontakttiden mellan vattnet och biofilmerna på växternas ytor. Makrofyterna är också viktiga för att stabilisera sedimenten då deras rotsystem hindrar uppkomsten av erosionskanaler (Brix, 1997). Våtmarkens vegetation utgör ett skyddande täcke och skapar helt andra förhållanden vid mark- och vattenytan, än vad som råder ovanför vegetationen. Vattnets rörelser minskar till följd av minskad vindhastighet vid vattenytan. Därmed förbättras möjligheterna för sedimentation och samtidigt minskas risken för resuspension. En nackdel är då att vattnet inte syresätts. En annan viktig egenskap är att vegetationen isolerar mot kyla på hösten, men å andra sidan isolerar den också mot värmen på våren (Brix, 1997) Yta för mikrobiell tillväxt Alla ytskikt under vattenytan, inklusive makrofyternas stammar och blad utgör en yta för biofilmer. Ytorna koloniseras av samhällen med fotosyntetiserande alger samt bakterier och protozoer. Även rötter och rhizom i våtmarksjorden utgör ett substrat för mikroorganismer. Dessa biofilmer är orsaken till majoriteten av den mikrobiella aktiviteten i våtmarker (Brix, H. 1997) Näringsupptag Våtmarksväxter är mycket produktiva och kan ta upp stora mängder näring. Om växterna skördas förs dessa näringsämnen bort från systemet, men mängden är obetydlig i förhållande till den näring som tillförs med avloppsvattnet (Brix, 1997) Utsöndring från rötterna Det är väl känt att vattenväxter frigör syre från rötterna till rhizosfären. Detta är nödvändigt för rötternas överlevnad och för att de ska kunna ta upp näring (Horne & Goldman, 1994). En sekundär effekt är att syret stimulerar både nedbrytning av organiskt material och nitrifikation i de i övrigt syrefria sedimenten. Dessutom frigörs lätt nedbrytbara organiska ämnen från växternas rötter, vilka kan utgöra en kolkälla för denitrifikationsbakterierna. Ungefär 5-25% av det kol som växterna binder in via fotosyntesen avges från rötterna i form av olika organiska föreningar (Brix, 1997). Tabell 2: Sammanfattning av makrofyternas viktigaste funktioner (Brix, 1997) Del av växten Funktion Växtdelar ovanför vattenytan Försvagar ljuset minskad bildning av fytoplankton Påverkar mikroklimatet isolering vintertid Minskar vindhastigheten minskad risk för resuspension Gör systemet estetiskt tilltalande Lagrar näringsämnen Växtdelar i vattnet Har filtrerande effekt filtrerar bort stora partiklar Minskar strömhastigheten ökad sedimentation, minskad risk för

17 Rötter och rhizom i sediment resuspension Utgör en yta för biofilmer Frigör O 2 genom fotosyntesen ökad aerob nedbrytning Upptag av näringsämnen Stabiliserar sedimentytan minskad erosion Förhindrar tilltäppning av mediet i vertikala system Frigör O 2 som ökar nedbrytning och nitrifikation Tar upp näringsämnen Avger antibiotika Val av vegetation Valet av vegetationen har betydelse för våtmarkens funktion. Andmat, som lätt etablerar sig i dammar och växer redan vid låga temperaturer, tål förorenat vatten och har ett högt näringsupptag. Då den snabbt breder ut sig och bildar en tät matta på vattenytan försvårar den luftutbytet mellan atmosfär och vatten. Detta är förstås en nackdel för syrekrävande processer som nitrifikation men en fördel för denitrifikationsprocesen. Submers vegetation hindrar däremot inte syrgasutbytet. Tvärtom bidrar den till syresättningen genom fotosyntesen (Wittgren & Hasselgren, 1992). Den rotade vegetationen bidrar till utsöndring av syre till sedimenten (Brix, 1997). Perenna växter som bladvass och kaveldun ackumulerar polysackarider i rötterna, vilket gör att de kan ha en begränsad aktivitet även under den kalla årstiden (Blazejewski, 1998). Om våtmarken ligger intill ett bostadsområde eller kommer att användas som ett rekreationsområde, kan våtmarken göras estetiskt tilltalande med vackra växter som t. ex. gul svärdslilja (Iris pseudacorus) (Brix, 1997).

18 3. MATERIAL OCH METODER 3.1 Undersökningsområdet Ekostadsdelen Kullön ligger på en ö nordväst om Vaxön i Vaxholms kommun. Ekostadsdelen består för närvarande av ca 330 invånare fördelat på 100 hushåll. Ytterligare en etapp är planerad och totalt kommer det att bli 250 hushåll med ca 800 personer (Lindqvist, pers. med.). 3.2 Kullöns avloppssystem Alla hus i ekostadsdelen har urinsorterande toaletter och urinen ska samlas upp i tankar för att användas som gödningsmedel. Övrigt toalettvatten och BDT-vatten går till ett SBRreningsverk för kemisk och biologisk rening. För att minska risken för bakteriespridning UV-behandlas det renade vattnet innan det släpps ut från reningsverket. Under sommarhalvåret är reningsanläggningen kompletterad med en poleringsdamm och ett våtmarksdike med två små vattenspeglar och avslutningsvis rinner vattnet ut över en översilningsäng innan det når Söderkullafjärden (figur 5). Poleringsdammen har botten tätad med gummiduk, medan diket och vattenspeglarna består av tätad lerbotten och därmed kan betraktas som täta. På vintern leds vattnet förbi poleringsanläggningen och släpps ut i Söderkullafjärden på ett djup av 7 m (Jonsson, pers. med.) Reningsverket Kullöns reningsverk togs i bruk i april år 2000 och tar idag emot ca 45 m 3 /dygn. Verket är dimensionerat för 775 pe. Eftersom Kullön idag endast består av mindre än hälften så många invånare är endast en reaktor i bruk (Lundh, pers. med.). Reningsverket är ett SBR-verk där reningsprocessen i det närmaste är helautomatisk. Avloppsvattnet behandlas biologiskt, satsvis med aktivt slam och kemiskt med PIX. Inkommande vatten rensas först från grövre föroreningar med ett rensgaller och lagras därefter i en bufferttank. Från denna pumpas vattnet in i SBR-reaktorn för den biologiska och kemiska reningen. Där syrsätts vattnet så att de organiska föroreningarna kan brytas ned med hjälp av mikroorganismerna som finns i det aktiva slammet. Mot slutet av luftningsfasen tillsätts fällningskemikalien och då luftningen avbryts sedimenterar slammet till botten. Om förhållandena är fördelaktiga bildas en ren klarfas. Det rena vattnet leds till ett mellanlager och UV-behandlas innan det leds till recipient eller polerdamm. Slam som inte behövs som aktivt slam i nästa omgång tas ut och lagras i ett slamlager (Lundh, pers. med.). Riktvärdena för utsläpp från reningsverket är 10mg BOD 7 och 0,3 mg/l P-tot som kvartalsmedelvärde (Lundh, pers. med.). Inledande driftstörningar gjorde att dessa värden inte alltid kunde hållas, men detta är numera åtgärdat (Lindqvist, pers. med.). Under den period denna undersökning pågick var värdena fortfarande väl höga. Den tillsatta mängden fosfatfällningsmedel ökades den 14/5 från 120 mg/m 3 till 280 mg/m 3 för att sedan ytterligare öka till 320 mg/m 3 den 14/6 (Lundh, pers. med.). Vaxholms kommun berörs inte av kravet på 50% kvävereduktion, eftersom invånarantalet understiger gränsen för detta krav (Lindqvist, pers. med.) Urinsortering

19 Ännu har inte Kullöns system med urinsortering tagits i bruk, vilket beror på att all urin har behövts för att få processen i reningsverket stabil. Under den tid provtagningen har skett har all urin gått till reningsverket (Lindqvist, pers. med.) Dammarnas anläggning och utförande Poleringsdammens tillopp går via en fördelningsränna. Därmed bildas ett litet fall, vilket bör ha en syrsättande effekt. Dammens volym är m 2, vilket med dagens belastning ger en uppehållstid på dagar (Jonsson, pers. med.). Botten är tätad med butylgummiduk och täckt med 0,5 meter makadam. Kanterna är täckta med ytjord och torv från kärret. Djupet på dammen uppgår till 2 meter och bortsett från några bestånd av näckros är det endast kanterna som är bevuxna (J&W, 1999). Vegetationen domineras av kaveldun. Vattenytan var delvis täckt av andmat, vilken tillväxte i takt med att sommaren fortskred. Utloppet går via en betongbrunn, varifrån vattnet transporteras i rör under marken den flera hundra meter långa sträckan till diket och utloppet mynnar en halv meter ovanför diket varför ett fall skapas. Dikets botten består av tätad lera som är förstärkt med stenar och singel som skapar omväxlande lugna och strömmande sträckor (J&W, 1999). Även vattenspeglarnas bottnar består av tätad lera. Dessa är dessutom täckta av 5-10 cm mineraljord. Såväl bäck som vattenspeglar kan betraktas som täta (Jonsson, pers. med.). Den översta vattenspegelns första halva är grund och tätt bevuxen av diverse örter. Den andra halvan består av öppen vattenyta kantad av kaveldun. Den nedre vattenspegeln skiljer sig genom att den är nästan helt bevuxen med i första hand kaveldun, men även diverse örter. Den öppna vattenspegeln upptog endast cirka 1/5 av den totala ytan och i vattnet rådde en mycket kraftig biologisk aktivitet med alger och diverse små vattendjur. Vattenspeglarnas djup varierar mellan 0,2-0,5 m med ett medeldjup av 0,3 m (Jonsson, pers. med.). Ytan är uppskattningsvis på 50 m 2 vardera, vilket innebär en total volym av 30 m 3. Vattenspeglarnas uppehållstid är alltså ett knappt dygn. Från den nedersta vattenspegeln leder ett dike. Detta var under sommaren endast fyllt med vatten efter mycket kraftiga regn. Härifrån är det meningen att översilning över strandängen ska ske innan vattnet slutligen når recipienten, vilket dock inte kunde observeras vid något tillfälle under sommaren. 3.3 Vattenprovtagning För att uppnå syftet med att undersöka om dammanläggningen fungerade, utfördes analyser av ammonium- och nitratkväve samt fosfat. Dessutom mättes vid varje provtagningstillfälle ph, temperatur och konduktivitet. Syrgashalten i systemet mättes vid ett tillfälle i augusti för att få en indikation om syreförhållandet. Dock hade syrgashalten mätts vid varje tillfälle om tillgång till syremätare funnits Provtagningsplatser Provtagningsplatserna för vattenproven placerades enligt figur 5. Vid varje provtagningsomgång togs prov i fördelningsrännan till poleringsdammens inlopp (1) samt i röret i utloppsbrunnen (2). Dessutom togs ett prov vid gränsen mellan diket och den övre vattenspegeln (3) samt ett vid utloppet från den nedre vattenspegeln (4).

20 Figur 5. Kullöns dammsystem samt provtagningsplatser för vattenprov. (Lantmäteriverket, 2002) Provtagningsperiod Provtagningen genomfördes en gång i veckan under en 10-veckors period, från 22 maj till 23 juli. Perioden valdes för att kunna se eventuella skillnader gällande näringsämnesretentionen från kallare till varmare årstid. En veckas uppehåll togs mellan 6:e och 8:e provtagningsveckan. Syrgashalten mättes endast vid ett tillfälle, den 29 augusti. Då ett SBR-reningsverk släpper ut det renade vattnet satsvis, i detta fall ungefär 3 gånger per dygn, styrdes tidpunkten för provtagningen av när detta inträffade. Proven togs alltid i samband med att vattnet släpptes ut, eller kort därefter. Anledningen därtill är dels att vattnet i fördelningsrännan relativt snabbt rinner undan, dels att få bättre jämförbara prover. 3.4 Mätning av klimat För att kunna avgöra vad en ovanligt hög eller låg koncentration av kväve och fosfor berodde på mättes även temperatur och nederbörd. Två mätstationer sattes upp, en ovanpå en byggbarack intill poleringsdammen och en placerad på cirka en meters höjd invid den nedersta vattenspegeln. För nederbörd- och temperaturmätningen användes 2 dataloggrar av märket Campbell CR10X. Temperatur och nederbörd mättes kontinuerligt. Temperaturen registrerades med en temperaturgivare som placerades i skugga. Nederbörden fångades upp i en regnmätare

21 med öppning 20 cm (typ tipping backet, tillverkad i Japan). Pulserna från denna överfördes sedan till dataloggern. 3.5 Kemiska analyser Kväve och fosfor analyserades vid vattenkemiska laboratoriet, institutionen för mark- och vattenteknik, KTH. Proverna filtrerades genom 0,45µm Satorius filter och analyserades med avseende på ortofosfat (PO4-P), ammoniumkväve (NH4-N) och nitratkväve (NO3- N) i enlighet med svensk standard (SS028126). En Aquatec-Tecator autoanalyser användes vid körning av proverna.

22 4. RESULTAT 4.1 Klimatdata Temperatur och nederbörd uppmättes under perioden vid två mätstationer (Appendix 1). Den ena placerad på taket till en arbetsbarack som stod uppställd intill poleringsdammen och den andra på en hustomt i höjd med den nedersta dammen. Från den nedre mätplatsen finns värden för perioden 17 maj till 23 juli, medan mätserien från den övre börjar först 25 maj på grund av ett driftsstopp. Diagram över dygnsmedeltemperatur visas i figur 6 och nederbörd i figur 7. Nederbördsmätaren i den nedre mätstationen sattes successivt igen under sommaren och gav inte tillförlitliga data, varför nederbördsdata från juni och juli är från den övre mätstationen C Vid stora dammen Vid vattenspegeln maj 22 maj 27 maj 1 juni 6 juni 11 juni 16 juni 21 juni 26 juni 1 juli 6 juli 11 juli 16 juli 21 juli Figur 6. Uträknad dygnsmedeltemperatur för Kullön under perioden 17 maj- 23 juli. mm Figur 7. Nederbörd för Kullön under perioden 17 maj- 23 juli. 17 maj 22 maj 27 maj 1 juni 6 juni 11 juni 16 juni 21 juni 26 juni 1 juli 6 juli 11 juli 16 juli 21 juli

23 Under juni föll mer än dubbelt så mycket nederbörd än vad som är normalt, samtidigt var temperaturen ovanligt hög, jämfört med SMHI s normalmånadsmedelvärden för temperatur och nederbörd under åren Normalmånadsmedelvärden togs från de närmaste mätstationerna som för nederbörd är Bogesund och för temperatur Gustavsberg (Tabell 3). (SMHI, 1991). Eftersom inte klimatdata uppmättes för hela maj respektive juli kan dessa värden inte jämföras. Tabell 3. Normalvärden för temperatur i Gustavsberg och för nederbörd på Bogesund under perioden maj - juli. Värden för Kullön inom parantes. Temperatur ( C) Nederbörd (mm) maj 9,8 29 juni 14,8 (17,2) 43 (96) juli 16, Ammoniumkvävehalter De högsta halterna ammonium uppmättes vid inloppet till poleringsdammen och de varierade där mellan 30 och 59 mg/l (Appendix 2). Vid utloppet hade halterna reducerats kraftigt och låg där mellan 16 och 28 mg/l, vilket i princip är en halvering. Även diket reducerade värdena kraftigt till 1-13 mg/l. Den minsta reduktionen förelåg vid sista mätpunkten i den nedersta vattenspegeln där värdena varierade mellan 3 och 6 mg/l. I vissa fall ökade till och med halterna. Samtliga värden finns redovisade i figur mg/l inlopp utlopp efter diket vattenspegel 21 maj 28 maj 4 juni 11 juni 18 juni 25 juni 9 juli 16 juli 23 juli Figur 8. Ammoniumkvävehalter och deras förändring 4.3 Nitratkvävehalter Nitratkvävehalterna i det till poleringsdammen inkommande vattnet var mycket lågt och varierade mellan 0,08 och 2 mg/l (Figur 9) (Appendix 2). De utgående halterna låg mellan 0,3-3 mg/l. Direkt efter diket hade en betydande nitrifikation skett och gav värdena 4-16mg/l. I den nedre vattenspegeln hade värdena i flertalet fall sjunkit till en lägre nivå än i föregående mätpunkt.

24 mg/l inlopp utlopp efter diket 6 vattenspegel maj 28 maj 4 juni 11 juni 18 juni 25 juni 9 juli 16 juli 23 juli Figur 9. Nitratkvävehalter och deras förändring. 4.4 Fosfathalter De två första mättillfällena skiljer sig från de övriga genom att fosfat finns i det utgående vattnet, samt att halten minskar i poleringsdammen istället för att öka som vid de efterföljande mättillfällena (Figur 10) (Appendix 2). Därefter sker ett tillskott av fosfat vid ett flertal tillfällen i poleringsdammen och i vissa fall även efter diket. Generellt har värdena minskat vid den nedre vattenspegeln och ligger där mellan 0 och 0,05 mg/l, utom i de två första fallen där halterna ligger runt 0, mg/l inlopp utlopp efter diket vattenspegel maj 28 maj 4 juni 11 juni 18 juni 25 juni 9 juli 16 juli 23 juli Figur 10. Fosfathalter och deras förändring. 4.5 Vattentemperaturer I majoriteten av fallen är vattentemperaturen högre än dygnsmedeltemperaturen i luften. Poleringsdammen är till följd av sin större volym mindre känslig för förändringar i vädret

25 än diket och vattenspeglarna. Temperaturen i poleringsdammen ökar till runt 20 C och hålls därefter relativt konstant, medan temperaturen i den nedre vattenspegeln svarar betydligt kraftigare på förändringar i vädret (tabell 4). Tabell 4. Vattentemperaturens förändring vid de olika mätpunkterna ( C). Inlopp Utlopp Efter diket Nedre vattenspegeln 21 maj 14,7 14,0 15,9 18,2 28 maj 16,1 16,1 17,5 19,8 4 juni 19,1 19,2 19,4 20,1 11 juni 16,1 20,4 19,4 21,8 18 juni 18,9 20,9 21,8 24,1 25 juni 18,9 18,0 16,6 18,1 9 juli 18,3 19,2 17,8 17,7 16 juli 17,0 20,7 16,6 17,8 23 juli 18,8 21,6 20,0 19,9 4.6 ph-värden Generellt sett håller sig ph neutralt vid samtliga mättillfällen (tabell 5). Vid tre tillfällen i juni uppgår ph i poleringsdammen till mer än 8. En genomgående trend är att ph ökar i poleringsdammen för att sedan minska efter diket. I den nedre vattenspegeln ökar ph sedermera igen. Tabell 5. ph-värdet vid de olika mätpunkterna. Inlopp Utlopp Efter diket Nedre vattenspegeln 21 maj 7,40 7,36 6,94 7,60 28 maj 7,37 7,51 6,97 7,49 4 juni 6,95 8,14 6,29 6,68 11 juni 6,89 8,48 6,30 6,43 18 juni 6,71 8,61 6,40 6,80 25 juni 7,72 7,52 7,32 7,28 9 juli 6,64 7,21 6,50 6,70 16 juli 6,78 7,06 5,37 6,26 23 juli 6,61 6,87 7,16 6, Konduktivitet Konduktivitenen minskar kraftigast i poleringsdammen, men en liten minskning observeras även efter diket, medan den ofta ökar något i den nedersta vattenspegeln (Tabell 6). Tabell 6. Konduktivitet (ms) Inlopp Utlopp Efter diket Nedre vattenspegeln 21 maj 1,2 0,9 0,8 0,9 28 maj 1,4 1,1 1,1 1,2 4 juni 1,6 1,3 1,1 1,2 11 juni 1,7 1,2 1,1 1,1 18 juni 1,6 1,1 1,0 1,1 25 juni 1,5 1,1 0,8 0,8 9 juli 1,3 1,2 1,0 1,0 16 juli 1,5 1,3 1,0 1,2 23 juli 1,5 1,3 1,1 0,9

26 4.8 Syrehalt I utloppet till poleringsdammen är syretillgången god, mellan 5 och 6 mg/l (Tabell 7). I dammen sjunker dock syrehalten och har i utloppet en så låg halt som runt 1mg/l. I diket luftas vattnet och det har i dess slut fått en halt på 7-8mg/l. Koncentrationen fortsätter sedan att stiga till runt 9 mg/l, vilket motsvarar 100% syremättnad. Tabell 7. Beräknad syrehalt. Inlopp Utlopp Efter diket Nedre vattenspegeln 21 maj 6,01 1,25 7,95 9,46 28 maj 5,83 1,19 7,70 9,08 4 juni 5,48 1,12 7,40 9,08 11 juni 5,83 1,09 7,40 8,47 18 juni 5,48 1,08 7,04 8,42 25 juni 5,48 1,14 7,86 9,46 9 juli 5,44 1,12 7,62 9,55 16 juli 5,70 1,09 7,86 9,46 23 juli 5,48 1,07 7,32 9, Samband mellan syrehalt och nitrifikation Sambanden är här valda att presenteras med medelvärden, då inte uppmätta syrekoncentrationer finns för varje tillfälle (Figur 11). I inloppet till poleringsdammen är ammoniumkvävet klart dominerande. Vid utloppet har mängden ammoniumkväve mer än halverats, men ökningen av nitratkväve är marginell. Syrehalten är mycket låg. Efter diket är syrehalten återigen god och mängden nitatkväve har ökat kraftigt medan ammoniumkvävet minskat med ytterligare en tredjedel. Vid den nedrevattenspegeln är syrehalten fortsatt god. Ammoniumkvävet har här reducerats ytterligare och nitratkvävet har minskat i förhållande till föregående mätpunkt Ammonium mg/l Nitrat Syre 5 0 inlopp utlopp efter diket vattenspegel Figur 11. Samband mellan ammoniumkväve, nitratkväve och syrgashalt.

27 5. DISKUSSION I poleringsdammen sker en ungefärlig halvering av mängden kväve mätt som ammonium och nitrat. Ammoniumhalten sjunker kraftigt men andelen nitrat ökar knappt. Troligtvis begränsas ytterligare nitrifikation av den låga syrehalten. Det är sannolikt att denitrifikation ger det största bidraget till kvävereduktionen, men även ammoniakavgång kan vara en orsak. Vid några tillfällen är ph så högt att en stor andel ammonium bör föreligga som ammoniak och därmed kunna avgå till luft. Dock kan inte någon ökad ammoniumreduktion skönjas vid dessa tillfällen, tvärtom föreligger då en ovanligt stor andel som nitrat. Det i sin tur kan dock förklaras med att denitrifikationsbakterierna kraftigt hämmas vid höga ph-värden. Efter diket syns en tydlig ökning av nitrathalten. Mellan utloppet från poleringsdammen och mätplatsen sker en kraftig syresättning av vattnet, vilket förklarar nitrifikationen. Det pulsvisa flöde som skapas då vattnet släpps ut satsvis ger omväxlande mättade och omättade förhållanden vilket gynnar såväl nitrifikation som denitrifikation. Det pulsvisa flödet gynnar visserligen även mineraliseringen som frigör ämnen. I detta fall verkar dock de positiva effekterna vara större än de negativa. Vid den nedre vattenspegeln rådde en stor biologisk aktivitet med stor produktion av framförallt alger, vilket gjorde att syrehalten hölls fortsatt hög. Koncentrationen av såväl ammonium som nitrat minskar här, vilket indikerar att såväl nitrifikation som denitrifikation sker. Vid några tillfällen ökar dock koncentrationen av ammonium, vilket kan härledas till nedbrytning av organiskt material. I början av mätperioden släpptes små mängder fosfor ut i poleringsdammen, dessa reducerades till stor del, vilket antagligen berodde på upptag av växter och andra organismer. Från och med juni släpptes inget fosfat ut till poleringsdammen, beroende på den höga doseringen av fosfatfällningsmedel i reningsverket. Fosfor är dock inte bara ett övergödande ämne utan också ett livsnödvändigt näringsämne och en grundläggande byggsten i allt biologiskt liv. I samband med att fosfat slutade att tillföras, ökade halterna istället i utloppet. Det beror sannolikt på att omsättningen av sedan tidigare tillgängligt fosfor ökar vid bristsituationer. Dessutom börjar de organismer som kunnat lägga upp ett lager av fosfor att använda detta istället. I början av juli är även koncentrationen i utloppet noll, vilket kan tyda på att även reserverna är slut. Dessa extremt låga fosforkoncentrationer kan orsaka begränsad aktivitet för de önskvärda kvävereducerande bakterierna. Tittar man på ammoniumvärdena i utloppet syns ökande värden med tiden. Detta kan tyda på att bakteriernas aktivitet faktiskt är begränsad. Den 25 juni syns ett kraftigt förhöjt värde av fosfor i utloppet. Det kan bero på en tillfällig syrebrist som löst ut fosfat till vattnet, men det skulle även kunna bero på ett mätfel, eftersom det inte finns någon fosfor alls i mätpunkten efter. I mätpunkten efter diket ökar ofta fosforhalten något. En förklaring till detta kan vara vattnets kontakt med sediment och vegetation i diket. En annan möjlig förklaring kan vara att gödsel från närliggande gräsmattor läcker till diket. En tredje förklaring kan vara att det pulsvisa flödet i diket gynnar mineralisering. I flertalet fall finns inget eller endast låga halter fosfor kvar vid den sista mätpunkten. Detta beror sannolikt på att den förbrukats av de växter och alger som