Biorening i små reningsverk vid enskilda avlopp med hög organisk belastning

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 BOD 7 COD cr NH 4 NO 3 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 Syfte och frågeställningar... 3 2 Bakgrund... 4 2.1 Lagar och bestämmelser för små reningsverk... 4 2.1.1 Certifiering... 5 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 Provtagning... 14 3 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 4 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 BOD 7 ) 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 Normal Hög BOD 7 90 % 90 % Totalfosfor 70 % 90 % Totalkväve - 50 % 2.1.1 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 Definition av Avlopp med hög hushållsavlopp organisk belastning ph 6,5 8,5 9 Alkalinitet (g/m 3 ) 120 150 90-120 Hårdhet ( dh) 5 12 5-7 Klorid (g/m 3 ) < 100 25-110 BOD 7 (g/m 3 ) < 350 500-2800 COD cr (g/m 3 ) < 700 1200-6800 Totalkväve (g/m 3 ) < 80 150-290 Totalfosfor (g/m 3 ) < 15 16-25 6

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 (NH 4 ) 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 NH 2 -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. 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 (CH 2 O). Tillgången på kol undersöks genom kvoten BOD 5 :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:BOD 5 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 bakterierna 1. 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 (4) 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). Efter fosforfällning sedimenteras flockarna. Tiden det tar att sedimentera partiklar baseras på beräkningar utifrån Stokes lag för partikelns hastighet i ekvation 7 (Sandberg 2010). v Partikelns hastighet (m/s) g Gravitationskonstant (m/s 2 ) ρ p Densitet på partikel (kg/m 3 ) ρ f Densitet på fluid (kg/m 3 ) d Partikeldiameter (m) η 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). (5) (6) (7) (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). Typisk diameter (mm) Densitet (kg/m 3 ) Organiskt material 0,15 1010-1015 Biologiska flockar 0,1 1030-1100 Kemiska flockar 0,1 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 Sedimenteringstid (sekunder) Sedimenteringshöjd (m) 2.3.3 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 (CH 2 O) n och bryts ner enligt ekvation 10 vid en aerob process. I avloppsvatten beskrivs biologiskt nedbrytbart organiskt material som C 10 H 19 O 3 N (Metcalf & Eddy 2003), medan enskilda celler till exempel är utformade enligt C 12 H 87 O 23 N 12 P 2. 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). Då sulfat agerar elektronacceptor bildas vätesulfidjoner (HS - ) som vid reaktion med vätejoner bildar den giftiga gasen vätesulfid (H 2 S) 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/m 3 ) av syre i avloppsvattnet än tillsatser av luft (3-5 g/m 3 ). 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/m 3 har visat sig generellt förhindra förekomsten av sulfider (Zhang et al. 2008). I avloppsrör där problem med sulfider uppstått tillsattes 30 g nitrat/m 3 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/m 3, 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. (10) (11) (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. 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). (13) O 2 Fyllning 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

Bärarmaterial Anaerob zon Aerob zon Avloppsvatten 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). O 2 NO 3 N 2 CO 2 CH 4 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 m 3 /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 m 3 /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 m 3 /dygn. Det renade avloppsvattnet transporteras till en perkulationsbrunn och vidare till ett dike vid höga flöden. 15