A H I G D. Miljödom 2003 förstudie av utbyggnadsalternativ för att uppnå lägre utsläppshalter av fosfor och kväve. Gryaab rapport 2003: 4

Miljödom 2003 förstudie av utbyggnadsalternativ för att uppnå lägre utsläppshalter av fosfor och kväve B J E A H L F I G D C Gryaab rapport 2003: 4 Ann Mattsson Ulf Gingsjö 2003 12 29

Gryaab svarar för avloppsvattenreningen inom regionen. Bolaget ägs av Ale, Göteborg, Härryda, Kungälv, Lerum, Mölndal och Partille kommuner. Sedan Gryaabs tillkomst 1970, har miljövårdssatsningar på över 1 miljard kr gjorts i tunnlar och reningsverk. Detta har resulterat i att regionens vattendrag successivt har befriats från avloppsutsläpp och vattenmiljön i skärgården har förbättrats. Intern - och externrapporter 1994:1 Gryaab, Miljörapport 1993 1994:2 Nitrifikation i biobädd - dess beroende av varierande flöde och ammoniumkoncentration 1995:1 Gryaab, Miljörapport 1994 1995:2 Tillförsel av metaller till Ryaverket, 1994 1995:3 Vattenverksslammets bidrag till föroreningshalterna i Ryaverkets slam 1995:4 Provtagningar i referensområden, Etapp 4, Sjukhus 1995:5 Lakvatten från slam 1996:1 Metallbidrag från en ledningsnät vid en tandläkarmottagning 1996:2 Gryaab, Miljörapport 1995 1996:2 Analyser av metallhalter i slam, jämförelser mellan 6 laboratorier 1996:4 Nitrifikation i biobädd, Dosering av ammoniumsulfat och natriumhydroxid. 1996:5 Attityd- och opinionsundersökning för Gryaab 1996, Jostat & Mr Sample 1996:6 Metallinnehåll i färgslam från en fasadrenovering 1996:7 Bakteriehalter i Göta Älvs mynning, september 1996 1997:1 Gryaab, Miljörapport 1996 1997:2 Vad finns i hyllorna? 1997:3 UV-Disinfection of Wastewater 1997:4 Vad häller dom i hinken? 1997:5 Stickprovtagning vid 5 fordonstvättar i Göteborg 1998:1 Miljörapport 1997 1998:2 Analyser av tungmetaller i spillvatten. En jämförelse mellan fyra laboratorier. 1999:1 Arbetsmiljöinventering 1999:2 Slam - Miljöhot eller naturligt kretslopp 1999:3 Prov med mekanisk förtjockningsutrustning 1999:4 Miljörapport 1998 1999:5 Personalenkät 1999 1999:6 Provtagning och analys med avseende på tungmetaller av spillvatten från småindustriområden 1999:7 Provtagningar i referensområden - etapp 5, Drän- och dagvatten 1999:8 Denitrifikationsförsök i laboratorieskala 1999:9 Arbetsmiljöinventering, hösten 1999 1999:10 Beräkning av metallmängder i 9 provtagningspunkter - uppföljning av provtagningsprojekt Gryaab rapport 1999:6 2000:1 Provtagning av spillvatten från Valands konsthögskola 2000:2 Effekt av längre gående partikelavskiljning vid Ryaverket - beräkningar 2000:3 Avlopp i kretslopp - Åtgärder och resultat vid Ryaverket 1992 - mars 2000 2000:4 Miljörapport 1999 2000:5 Attitydmätning Gryaab 2000:6 Bedömning av vilka reningsresultat som kan uppnås med olika processmässiga kompletteringar 2001:1 Miljörapport 2000 2001:2 Undersökning av nitrifikationshämning 2001:3 Provtagning av utgående vatten från 11 fordonstvättar 2001:4 Modellstyrd koldosering för denitrifikation på Ryaverket 2002:1 Miljörapport 2001 2002:2 Actiflo på Ryaverket - Provdrift oktober -december 2001 2002:3 Processmodellering med GPS-X, Utvärdering av processlösningar 2002:4 Överledning av svartvatten till Ryaverket genom separata ledningar i tunnelsystemet - översiktlig teknik och ekonomisk bedömning 2003:1 Miljörapport 2002 2003:2 Bräddvattenrening - alternativ 2003:3 Provtagning av oljeavskiljare 2003:4 Miljödom 2003 förstudie av utbyggnadsalternativ för att uppnå lägre utsläppshalter av fosfor och kväve

Innehållsförteckning INLEDNING... 2 GENOMFÖRANDE... 2 FÖRUTSÄTTNINGAR... 4 FLÖDEN OCH BELASTNINGAR... 4 FRAMTIDA RENINGSKRAV... 5 BEFINTLIGT RENINGSVERK... 7 MARK... 12 FÖRUTSÄTTNINGAR FÖR BERÄKNINGAR... 15 ALTERNATIV... 16 FÖRVÄNTADE RENINGSRESULTAT... 16 ALT. 1 UTÖKAD SEDIMENTERINGSKAPACITET OCH FILTER... 18 ALT. 2 EN BIOFILMSANLÄGGNING FÖR EFTERDENITRIFIKATION OCH FILTER... 22 ALT. 3 PARALLELLVERK... 26 ALT. 4 KEMISK FÄLLNING... 30 ALT. 5 FILTER OCH EN BIOFILMSANLÄGGNING FÖR EFTERDENITRIFIKATION SAMT KOMPLETTERANDE NITRIFIKATION... 33 ALT. 6 BÄRARMATERIAL I BIOSTEGET OCH EFTERFÄLLNING... 35 REJEKTVATTENBEHANDLING... 37 SAMMANFATTNING OCH SLUTSATSER... 37 REFERENSER... 41 1

Inledning Efter en lång prövotid och överklagandeförfaranden har Gryaabs miljövillkor slutligen fastställts av Högsta Domstolen 2003-05-13 enligt Tabell 1. Länsstyrelsen är beslutande myndighet för eventuell dispens vad gäller fastlagda tider för villkorsändringen (2005 och 2007). Tabell 1 Utsläppsvillkor för Gryaab Parameter Kväve Fosfor BOD 7 Krav på det samlade utsläppet 10 mg N/l, Riktvärde per år Under prövotiden; 0,5 mg P/l, Riktvärde per år Från 2005; 0,4 mg P/l, Riktvärde per kvartal, Gränsvärde per år Från 2007; 0,3 mg P/l, Riktvärde per kvartal, Gränsvärde per år 10 mg/l; gränsvärde per år Det fastställda villkoret 0,3 mg P/l som kvartalsmedelvärde och riktvärde och som årsmedelvärde och gränsvärde från 2007, samt 0,4 på samma sätt från 2005, är besvärligt för Gryaab på flera sätt. Nivån 0,3 kräver en högre grad av partikelavskiljning än idag. Riktvärden på kvartalsbasis kommer att utgöra ett problem vid drift av anläggningen. Varje kvartal blir viktigt, oavsett väder, det blir inte möjligt att kompensera regnigt och kallt och dålig sedimentering i januari och februari med goda förhållanden i juni och juli. Tiden, 2007, är mycket snävt satt, eventuella alternativ till fler sedimenteringsbassänger och filtrering måste utredas mycket snabbt. Inför prövotidsredovisningen (2000) undersöktes ett antal alternativ för utbyggnad för att möta de olika krav som kunde ställas. Efter Miljödomstolens dom (2001) koncentrerades insatserna för att uppfylla de villkor som ställdes i domen (som överklagades av länsstyrelsen). Framför allt har en omfattande försöksverksamhet resulterat i en bra process för att minska inverkan av bräddning av försedimenterat vatten. Detta prioriterades då det ger stora minskningar av fosforutsläppen, som är viktiga för totalresultatet oavsett slutliga villkor. Parallellt har en förstudie för att klarlägga alternativ för att ytterligare förbättra kväve och fosforavskiljningen påbörjats. Den av miljööverdomstolen avkunnade domen är väsentligt svårare att uppnå än miljödomstolens dom. Trots detta och trots att Gryaab påpekat att den försening som behandlingen av överklagandet innebär också innebär att tiden vid vilken villkoren kan uppfyllas bör senareläggas meddelades ingen senareläggning av införandet av villkoren. Eventuella alternativ till de alternativ som redovisades inför prövotidsredovisningen måste alltså penetreras och utvärderas mycket snabbt. Genomförande Underlaget till denna rapport är framtaget på flera sätt. Konsulter har anlitats för att ta fram faktaunderlag för specifika delprocesser: VAI-VAprojekt utredde kostnaderna för att bygga sandfilter. H2Oland utredde olika alternativ för efterdenitrifikation. SWECO VIAK inventerade anläggningar med rörliga bärare, tagit fram underlag för dimensionering av rejektvattenbehandlingsanläggning och hjälpt till med beräkningar för att förutsäga reningsresultat för de olika alternativen. Bergab utredde kostnaden för att spränga en yta för parallellverket. Wistrands inventerade det miljöjuridiska läget. En grupp bestående av experter inom området har vid två tillfällen penetrerat problematiken och vänt och vridit på olika möjligheter för att möta de framtida kraven. Gruppen bestod av: 2

Sören Gotthardsson, PURAC, med bred erfarenhet av att bygga och driva stora reningsverk i hela världen Jes la Cour Jansen, Professor vid LTH, med erfarenhet av stora danska anläggningar och stora kunskaper om de biologiska proceserna i reningsverken. Peter Balmér, VA-strategi och före detta VD för Gryaab, har en god internationell överblick och kan Ryaverket utan och innan. Hallvard degaard, Professor Trondheim, har också en god internationell överblick och är dessutom expert på biofilmsprocesser (deltog vid ett tillfälle). Torsten Hedberg, Professor CTH, är expert på separationsprocesser (deltog vid ett tillfälle). Mark de Blois, H2Oland, kan de nya holländska processerna och dokumenterade mötena. Ett antal leverantörer har generöst bidragit med sitt kunnande. Nämnas bör Anox AB, CDM, Kemira, Krüger, Purac och VA-Teknik. Fler aktörer har bidragit med material, till exempel Stadskansliet, Göteborgs VA-verk och våra kollegor på reningsverk runt om i världen. Ett examensarbete där inverkan av efterdenitrifikation, biobäddskapacitet och rejektvattenbehandling på totalresultatet modellerades gav värdefullt förståelse för processerna (Brus 2002). Slutligen har de föreslagna lösningarna och rapportens slutsatser granskats av tre experter som på olika sätt har erfarenhet av liknande projekt. Förutom Sören Gotthardsson (se ovan), ställde Bengt Andersson (Malmö VA-verk) och Björn Rosén (Scanvironment) upp och granskade slutsatserna. Internt på Gryaab har Jan Mattsson skrivit kapitlet om recipienten och Emma Nivert tagit fram siffror om dagens reningsresultat. Många har bidragit med diskussioner och fakta mest systematiskt inom projektets styrgrupp bestående av Stig Hård, Doug Lumley och Lennart Ekfjorden. Projektgruppen bestod av Ann Mattsson och Ulf Gingsjö som också står för rapporten. Alla inblandade, och särskilt de externa granskarna, leverentörerna och deltagarna i expertgruppen tackas för sitt engagemang. Eventuella feltolkningar står dock författarna själva för. Utvärdering sker på följande grunder; Reningsresultat Kostnader; investering, driftkostnader, möjlig kostnadsutveckling Risker; redundans, dålig funktion och åtgärdsmöjligheter, överskridande, arbetsbelastning Utvecklingsbarhet; hur utvecklas längre gående kväverening Tider; byggtider, intrimning, ev. korrigerande åtgärder Övrigt Reningsresultat har modellerats med ett historiskt datamaterial som bas. För kostnadsberäkningarna är det värt att nämna att all el- och maskinutrustning skrivs av på 10 år och byggkostnader och övrigt på 30 år. En kalkylränta på 5 % har använts. Rörliga kostnader baseras på dagens priser. I en del fall köper Gryaab redan produkten och då används det aktuella priset. I andra fall används av leverantörerna angivna priser. Driftkostnaderna uttrycks som en differens mot dagens kostnader. En ökad dosering blir en positiv kostnad och om en dosering kan sänkas eller tas bort helt blir kostnaden negativ. Projektet har delats in i tre faser; Fas I Ett antal principiellt olika möjligheter identifieras och värderas. Fas I avslutas i och med denna rapport. Fas II De mest lovande väljs för noggrannare utvärdering. Fas III Val av processlösning 3

Förutsättningar Flöden och belastningar Vad gäller prognoser för framtida befolkningstillväxt och flödesbelastning kan man av historien lära att det inte är lätt och att prognoserna färgas av det aktuella läget när prognosen ställs. Historiskt har detta i kombination med en vilja att i varje fall inte underskatta det framtida behovet resulterat i överskattade flöden och belastningar till reningsverk. För Ryaverket, med dess trängda läge kan en klassisk dimensionering baserad på önskeprognoser och säkerhet i alla led leda till stora markbehov och kostnader. Å andra sidan leder en för knapp dimensionering till överskridanden, dåliga arbetsförhållanden och eventuellt stora kostnader för korrigerande åtgärder och kompletteringar. Göteborgs stadskansli prognostiserar 2003 en befolkningsökning på 13 % till 2015. Detta kan vara i överkant. Västra Götalandsregionen gör prognoser för kranskommunerna. Dessa ligger lägre, i storleksordningen 6-7 % för olika kommuner. Alla prognoser är beroende av att det byggs bostäder och finns arbetstillfällen, något som kan vara svårt att styra över. Anslutningen av Lerum ger i sig en ökning av tillrinningen med ca 3 %. Göteborgs VA-verk erfar att ökade anslutningar inte resulterar i motsvarande ökad vattenförbrukning, detta beroende på ökad användning av vattensnål utrustning och tätare ledningar. En viktig faktor för tillrinningen till Ryaverket är nederbörden. Knappt hälften av det tillförda vattnet utgörs av spillvatten. Resten består av tillförsel av regn via kombinerade ledningar och läckande separata ledningar samt dränvatten och inläckage av grundvatten. Detta ger ökad tillrinning vid ökad nederbörd. Vinternederbörden förutspås öka på grund av växthuseffekten, medan sommarnederbörden förväntas minska (Sweclim, Bernes 2003). För Ryaverkets del är det förmodligen nederbördsökningen vintertid som är dimensionerande. Hur stor ökningen blir beror på hur utsläppen av växthusgaser blir i framtiden, men enligt utsläppsscenarie A2 (som ger de största ökningarna) visar olika modelleringar ökningar av vinternederbörden med 40-50% till 2100 (Sweclim, Bernes 2003). Om en ökning av 40 % antas och den antas ske linjärt skulle det innebära en ökning med ca 6 % på 15 år (2000-2015). Effekter av eventuella systemskiften som separat svartvattenbehandling, urinseparering bedöms inte slå igenom till 2015. Ett försök att omsätta prognoserna i en total flödesökning genomförs i Tabell 2 där utgångspunkten är Göteborgs VA-verks angivna indelning av tillförselns delflöden. En total flödesökning på upp till 7 % (till 128,6 Mm 3 /år) på 15 år kan förutspås utifrån materialet. Vid den högsta extrapoleringen består dock en stor del av ökningen av dag- och dränvatten vilket är det vatten som orsakar de riktig höga flödena. Toppflödena kan därför förväntas öka mer. Det är också dessa flöden som riskerar att begränsa reningskapaciteten mest. Det antas i tabellen att de avloppsledningar som läggs för den nytillkommande befolkningen inte bidrar med något regnvatten. Slutsatser: Dimensionera för ett framtida verk som klarar god rening vid en ökning av 10 % både för flöde och föroreningsbelastning. Vid större nederbördsökning och/eller högre folkningstillväxt kan detta ge kapacitetsbegränsningar. Beakta risk för högre flödesökningar. Beakta risk för högre toppflöden. Möjlighet att expandera behandlingen av annars bräddat vatten bör finnas. 4

Tabell 2 Tillrinning till Ryaverket Dagens flöde Extrapolering 1: Extrapolering 2: Mm 3 /år Spillvatten 51 52,5 (+3%) 55,7 (+3%, +6%) Dagvatten från kombinerat system 12 12,4 (+3%) 13,1 (+3%, +6%) Dränvatten från kombinerat system 12 12 12,7 (+3%, +3%) Dränering från duplikat- och 16 16 17,0 (+3%, +3%) separatsystem Egenförbrukning och processvatten 4 vid vattenverken 4 4,0 Läckage från vattenrörnäten 13 13 13,4 (+3%) Inläckage till tunnelsystemet 4 4 4,2 (+3%, +3%) Inläckage av grund- drän- och 8 8 8,5 (+3%, +3%) dagvatten till det allmänna ledningsnätet för självfallstransport Totalt mottagen vattenvolym vid Ryaverket 120 121,9 128,6 Extrapolering 1:Lerum ansluts inte. Befolkningsökning 3% i övriga kommuner. Nederbörd ökar med 3% och påverkar minimalt. Nya ledningar antas vara helt täta. Extrapolering 2: Lerum ansluts och ger en flödesökning med 3 %. Befolkningsökningen i hela regionen är 6%. Nederbörden ökar med 6% och påverkar även dränvatten (med 3%). Nya ledningar antas vara helt täta. Framtida reningskrav Inom perioden fram till 2015 måste det bedömas som sannolikt att ytterligare krav på rening kommer att ställas på Gryaab. Gryaabs nyligen beslutade miljödom innebär att nya krav inte kan komma inom de närmaste åren, men på lite längre sikt kan detta inte uteslutas. Från myndighets- och forskarhåll förs redan fram tankar om ytterligare minskning av utsläppen från kommunala reningsverk. De gäller en minskning av kväveutsläppen och utsläppen av oönskade ämnen. Förslagen på ytterligare reduktion av kväveutsläppen kommer från två av varandra oberoende håll, dels de 15 svenska miljömålen och dels EU-kommissionens klagomål på att Sverige inte uppfyller Direktivet om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. Havsmiljökommissionen och de svenska miljömålen Av de 15 svenska miljömålen är det tre som direkt berör miljösituationen i kusthaven, Hav i balans, Ingen övergödning och Giftfri miljö. Vid utvärdering av dessa mål konstaterades att det inte verkade möjligt att uppnå dem under den stipulerade tiden (2020). Det rådde också oklarhet om vilka åtgärder som behövde sättas in för att uppnå målen. Dåvarande miljöministern, Kjell Larsson, beslutade tillsätta en Havsmiljökommission för att utreda och föreslå åtgärder. Utredarna fick ett år på sig och betänkandet redovisades den 26 juni 2003. I betänkandet tecknas en mörk bild av tillståndet i våra kusthav och utredarna menar att det måste till en radikal omläggning av förvaltningen av havets resurser för att åstadkomma en förbättring. Utredarna föreslår också ett antal konkreta åtgärder, tre av dessa gäller de kommunala reningsverken. De frågor som tas upp är möjligheten att behandla nya ämnen, bättre information om kemiska ämnen i varor samt en utökad kväverening. För att uppnå målet Giftfri miljö föreslår man att Naturvårdsverket bör få i uppdrag att utreda hur de kommunala reningsverken kan anpassas till dagens kemikaliesamhälle. Utredningen bör belysa såväl kända gifter som andra skadliga ämnens ursprung (läkemedel, varor, produk- 5

ter, flöden), vad som händer med de kemiska ämnena i reningsverken (avskiljning via partiklar, metabolism etc) samt hur mycket och i vilken form de skadliga ämnena når vattendragen. Naturvårdsverket bör överväga hur flödet av gifter från reningsverken kan reduceras, t ex genom att separera olika inflöden, skapa barriärer och tillämpa tekniker för att förstöra skadliga ämnen. Detta uppdrag bör genomföras i nära samarbete med berörda myndigheter, vatten- och avloppsbranschen och forskare." Havsmiljökommissionen konstaterar att åtgärder har vidtagits för att minska tillflödet av gifter till reningsverken. Det främsta skälet till detta har varit att förbättra kvaliteten på rötslammet. Relativt lite kraft har lagts på att reducera sådana gifter som passerar reningsverken, trots att undersökningar visar att en betydande del av gifterna i avloppsvattnet sköljs ut ur reningsverken och hamnar i vattendragen och i havet. Två exempel på gifter nämns: läkemedelsrester och hygienprodukter. När det gäller miljökvalitetsmålet Ingen övergödning lämnar kommissionen förslag på 10 ytterligare åtgärder för att uppnå detta mål. 7 av dessa rör jordbruket, ett anläggande av våtmarker, ett enskilda avlopp och ett de kommunala reningsverken. För dessa föreslår man att reningsgraden avseende kväve skall utökas. Kommissionen anser, att det är tekniskt möjligt att uppnå 85 procents kvävereduktion, och hänvisar till Himmerfjärdsverkets fluidiserade bädd. Detta anser man skall införas vid alla reningsverk större än 10 000 pe från Norrtälje kommun och söderut. När det gäller rening av fosfor gör Havsmiljökommissionen bedömningen att reningsverken i Sverige har idag en så effektiv reduktion av fosfor att ytterligare rening inte kan anses motiverad. Direktivet om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse Sverige är för närvarande inte ense med EU-kommissionen om vi lever upp till rådets direktiv om avloppsvattenrening för tätorter. I direktivet om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse sägs bland annat att medlemsländerna skall klassificera sina vattenområden som känsliga respektive mindre känsliga för eutrofiering. Sverige utpekade känsliga områden i samband med direktivets genomförande 1994. I denna klassificering utpekades hela Sveriges vattenområde som känsligt för eutofiering med avseende på utsläpp av fosfor. Kustvattnet från norska gränsen till och med Norrtälje kommun anses som känsligt för utsläpp av kväve. Bedömningen upprepades 1998 och medförde då ingen ändring. För vattenområden känsliga för eutrofiering med fosfor och kväve skall följande uppnås (Tabell 3). Tabell 3 Direktivet om rening av avloppsvatten (ur Tabell 2 i Bilaga 1 till direktivet) Parameter Anslutna personekvivalenter Koncentration Minsta procentuella reduktion Totalfosfor 10 000-100 000 2 mg/l 70 > 100 000 1 mg/l 70 Totalkväve 10 000-100 000 15 mg/l 70-80 > 100 000 10 mg/l 70-80 Värdena för koncentration eller procentuell reduktion skall gälla. I artikel 5.4 sägs att det som stadgas i Tabell 2, Bilaga 1, inte behöver tillämpas för alla reningsverk i ett känsligt område, om det kan visas att den sammanlagda belastningen som tillförs samtliga reningsverk för avloppsvatten från tätbebyggelse i området reduceras med åtminstone 75 % såvitt avser total mängd fosfor och 75 % såvitt avser total mängd kväve. 6

I artikel 5.5 sägs att även reningsverk som ligger i det känsliga kustområdets avrinningsområde skall införa kväverening. I sitt senaste svar till EU kommissionen (2003-01-27) menar Sverige att man i allt väsentligt uppfyller kraven i avloppsvattendirektivet. De svenska kustförlagda reningsverken längs sträckan som förklarats som känslig för kväveutsläpp och med mer än 10 000 pe anslutna har med några få undantag byggts ut för kvävereduktion. Trots ovanstående resonemang avser den svenska regeringen ändå att inkomma med ett åtgärdsprogram till EU kommissionen avseende det vidare arbetet med de svenska reningsverken. En ambition med detta åtgärdsprogram är att nå fram till en reducering av den totala kvävebelastningen med minst 75 % i enlighet med artikel 5.4. I maj i år uppdrog regeringen åt Naturvårdsverket att utarbeta förslag till åtgärder för att minska kväveutsläppen från avloppsreningsverk. Naturvårdsverket utarbetade förslag till olika sätt att uppfylla EU-direktivet. Naturvårdsverket redovisade översiktligt de tekniska och rättsliga förutsättningarna samt de ekonomiska konsekvenserna av sådana krav. Uppdraget redovisades till regeringen den 18 december 2003, varvid naturvårdsverket rekommenderade att den ursprungliga tolkningen av EU-direktivet, som innebär kravet 10 mg N/l för Ryaverkets del, skulle bibehållas. Slutsatser Reningsverket bör utformas för att klara de nu ställda villkoren med säkerhet. Vad gäller fosfor innebär kombinationen av gränsvärde på årsbasis och riktvärde på kvartalsbasis att partikelavskiljningen måste fungera ytterst säkert oavsett tillrinning och andra yttre omständigheter. Det finns idag inget som tyder på att ytterligare skärpningar av fosforvillkoren skulle göras inom överskådlig tid. Vad gäller kväve är villkoret ställt som riktvärde på årsbasis vilket ger en viss möjlighet att hantera ogynnsamma omständigheter under en del av året. Utbyggnaden bör utformas så att man inte lägger hinder i vägen för en framtida utbyggnad för längre gående kväverening. Vad gäller effekter av läkemedel, kemikalier och hormonliknande substanser finns det skäl att anta att detta kommer att vara i fortsatt fokus de närmaste åren. Forskning får utröna vilka åtgärder som kan bli aktuella. Det är möjligt att nya rön medför krav på ytterligare reningsåtgärder. Hur dessa kan komma att utformas är det för närvarande inte möjligt att ta ställning till. Gryaab bör även fortsättningsvis upprätthålla hög kompetens inom området. Befintligt reningsverk Den mekaniska reningen vid Ryaverket består idag av grovgaller (20 mm) och 12 försedimenteringsbassänger. Den biologiska och kemiska reningen består av simultanfällning med järnsulfat i en högbelastad, fördenitrifierande aktivslamanläggning samt efternitrifikation i biobäddar. Genom recirkulation av nitrifierat avloppsvatten till aktivslamanläggningen för denitrifikation åstadkoms kväverening (Figur 1). 7

FeSO 4 Polymer Figur 1 Flödesschema för Ryaverket Förbehandlingen kommer att byggas om för att minska bräddningen av enbart försedimenterat vatten och för att förbättra avskiljningen av sand och rens ungefär enligt Figur 2. Ett sandfång kommer att byggas, fingaller kommer att installeras och möjligheten att direktfälla upp till 3 m 3 /s vid höga flöden kommer att byggas in (Mattsson och Gingsjö, 2003). Dessa anläggningsdelar planeras vara i drift vid årsskiftet 2004/2005. Sandfånget och den tillhörande sandtvätten innebär dels att slitage på grund av sand i anläggningen minskar och dels att förutsättningarna för deponering/försäljning av den avskiljda sanden förbättras. Fingaller kommer att avskilja huvuddelen av det skräp som idag belastar utrustningen i reningsverket och utgör därmed en förutsättning för att våga införa mer avancerad/utrustningsintensiv behandling. Den tillhörande renshanteringen skall sänka vattenhalten och mängden slam i renset och därmed ge bättre förutsättningar för förbränning av renset. Genom direktfällning av upp till 3 m 3 /s av annars bräddat försedimenterat vatten vid höga flöden kommer det totala fosforutsläppet att minska väsentligt och därmed finns förutsättningar för att åtgärder för att förbättra den biologiska och kemiska reningen skall räcka för att totalt sett uppfylla det framtida fosforkravet på 0,3 mg P/l såväl på kvartalsbasis som på årsbasis. Den kemiska och biologiska reningen uppfyller idag nästan villkoret för utgående kvävehalt. När den ombyggda anläggningen togs i drift 1998 var det aviserade villkoret skärpt från 15 mg N/l till 10 mg N/l som riktvärde och årsmedelvärde. Förbättringar avseende rejektvattenhantering, koldosering och optimerad drift av eftersedimenteringsbassängerna har successivt sänkt utgående halt till 10-12 mg N/l på årsbasis. Ytterligare sänkningar enligt denna metod kräver högre recirkulation av vatten till biobädden och vidare till aktivslamanläggningen. Detta låter sig inte förenas med de ytterligare krav på partikelavskiljning som kravet 0,3 mg P/l innebär. Det befintliga systemet har ett antal begränsningar som styr möjligheterna för förbättrad avskiljning av fosfor och kväve. Biobäddarna har en begränsad nitrifikationkapacitet, historiskt ca 4000 kg N/d. Detta begränsas bland annat av problem med igensättningar, snäckor, mygglarver och underbelastning. Dessutom kan man förvänta alkalinitetsbrist. Det kväve som faktiskt avlägsnas begränsas ytterligare på grund av sedimenteringskapacitet, kolkälla och tekniska begränsningar (Figur 3 och Tabell 4). Sker avvattning vid Syrhåla återförs inte rejektvattnet till biobädden och därmed försämras kväveavskiljningen. Under åren 1999 till 2003 har den faktiska kväveavskiljningen genom denitrifikation varit 70-80 % av nitrifikationskapaciteten. Som framgår av Tabell 4 är den totala kvävereningen 1,3-1,4 ton N/d högre än det som avskiljs genom denitrifikation. Detta beror på att kväve binds i slammet. Under det senaste halvåret har driften av biobäddarna förändrats, biobäddarna har intensivspolats regelbundet. Denna åtgärd har medfört att slam spolats ut från biobäddarna och nitrifikationskapaciteten har ökat markant. Nitrifikationskapaciteten har ökat till nivån 4,5 ton N/d efter förändringarna. Huruvida detta är en varaktig förbättring återstår dock att se. Partikelavskiljningen genom sedimentering fungerar bra i ett internationellt perspektiv med hänsyn tagen till de höga flöden som behandlas. Sedimenteringsegenskaperna är också relativt 8

goda i ett internationellt perspektiv även om de är sämre än före ombyggnaden för kväverening. På grund av att bassängerna är hårt utnyttjade blir variationerna i sedimenteringsegenskaper kännbara (Figur 4). Sämre sedimenteringsegenskaper leder till lägre kapacitet, som vid höga flöden resulterar i bräddning, men också i att recirkulationen till biobäddarna och därmed kvävereningen begränsas. I Tabell 5 redovisas effekten av bräddningen på utgående halter. Förhöjningen av utgående fosforhalter på grund av bräddning avhjälps till stor del när direktfällningen är i drift år 2005. Då kan halterna sjunka till 0,35-0,4 mg P/l i det samlade utsläppet. Fingaller Direktfällning vid höga flöden Sandfång Direktfällt vatten till bräddlucka Figur 2 Planerad ombyggnad av förbehandlingen. 9

7 6 Nitrifikationskapacitet Kväverening genom denitrifikation Total kväverening Nitrifikation stickprov 5 ton N/d 4 3 2 1 0 dec-99 jun-00 dec-00 jun-01 dec-01 jun-02 dec-02 jun-03 dec-03 a) Kväverening 1999-2003 Snäckor Mygg Hög nederbörd Dåliga slamegenskaper Flödesbegränsn BB dec-99 jun-00 dec-00 jun-01 dec-01 jun-02 dec-02 jun-03 dec-03 b) Några av de driftfaktorer som har påverkat kvävereningen. Figur 3 Kväverening vid Ryaverket 1999 till 2003. 10

Tabell 4 Kväverening vid Ryaverket 1999-2003 Nitrifikationskapacitet, ton N/d Kväve avlägsnat genom denitrifikation, ton N/d Total kväverening, ton N/d 1999 2,6 4,3 2000 4,1 2,8 4,1 2001 4,1 3,1 4,5 2002 3,8 2,9 4,3 2003 4,5 3,3 (-nov) 4,5 (-nov) 9 8 SSSV, m/h SSVI, ml/g 180 160 7 140 SSSV, m/h 6 5 4 3 120 100 80 60 2 1 0 dec-99 jun-00 dec-00 jun-01 dec-01 jun-02 dec-02 jun-03 dec-03 SSVI, ml/g 40 20 0 Figur 4 Sedimenteringsagenskaper hos det aktiva slammet. (SSSV är den initiala sjunkhastigheten och SSVI slamvolymindex för omrört prov). Tabell 5 Halter fosfor och kväve i utgående vatten Kväve, mg N/l Fosfor, mg P/l Behandlat vatten Samlat utsläpp* Behandlat vatten Samlat utsläpp* 1999 11,6 11,7 0,34 0,47 2000 10,3 10,4 0,39 0,49 2001 10,6 10,6 0,38 0,40 2002 11,8 12,1 0,36 0,51 2003 (-nov) 10,5 10,6 0,35 0,39 * inklusive bräddning av försedimenterat vatten Om fosforhalten i det fullständigt behandlade vattnet skall sänkas till ca 0,2 mg P/l, vilket är nödvändigt för att på årsbasis och kvartalsbasis uppfylla villkor på 0,3 mg P/l för det samlade utsläppet, måste halten suspenderad ämnen sänkas till 3-5 mg SS/l (Mattsson och Fredriksson, 2000). Detta kan åstadkommas genom filtrering eller flotation, men möjligen även genom fällning i befintliga eftersedimenteringsbassänger om slamhalten in till bassängerna endast motsvarar nettoslamproduktionen i biosystemet. Vad gäller slamhanteringen finns det flera drivkrafter som kommer att leda till förändringar inom de närmaste åren. Förtjockarmaskinernas kapacitet begränsar tidvis möjligheten att ta ut överskottsslam från biosteget. Deponeringsförbud för organiskt avfall och krav på 11

hygienisering av slam och luktproblem är några problem som måste hanteras inom en snar framtid. Slutsatser: Det är inte rimligt att göra tillräckliga förbättringar med befintligt system för att sänka kvävehalten till under 10 mg N/l samtidigt som ytterligare avskiljning av små partiklar krävs för att reducera totalutsläppet av fosfor till 0,3 mg P/l på kvartalsbasis. Nitrifikationskapaciteten ser ut att kunna öka från nivån 4000 kg N/d till nivån 4500 kg N/d genom förbättrad drift av biobäddarna. För att denna utökade nitrifikationskapacitet skall omsättas i ökad kväverening krävs att det producerade nitratet kan denitrifieras. Detta kan inte åstadkommas genom ökad recirkulation med dagens sedimenteringsförhållanden i eftersedimenteringsbassängerna. Mark Gryaab har i dagsläget tillgång till 10,3 ha mark som via tomträtt eller arrendeavtal upplåts av fastighetskontoret. Det är inom detta område som det nuvarande reningsverket har lokaliserats. Ursprungligen var en del av Rya skog avsatt för framtida utbyggnad av Ryaverket (A). Denna del av skogen är inte skyddad genom naturreservat. Däremot har den likställts med naturreservatet av miljökännare och av opinionen. Det skulle vara svårt att motivera intrång även i denna del av skogen. I dagsläget är marken innanför staketet väl utnyttjad. Det finns dock några möjligheter innanför och utanför staketet. Se även Figur 5 och Tabell 6. Sedan flera år tillbaka arbetar Gryaab för att få tillgång till ytterligare markområden i närheten av nuvarande anläggningar. De områden som kan tänkas vara möjliga för framtida expansion ligger främst österut. Här har ca 8500 m 2 mark) förvärvats av Statoil (den s.k. Banantomten C). Denna ligger inte i direkt anslutning till befintlig anläggning varför det kan vara mer praktiskt att använda den för framtida slamhantering där mindre flöden hanteras än för vattenbehandling. Option har erhållits på att få förtur till värmepumpstomten (L) när Göteborg Energi avvecklar sin verksamhet där. En diskussion pågår för att om möjligt förvärva ytterligare mark öster och söder om Banantomten, den s.k. Cisterntomten (K). Det skulle även vara möjligt att använda en del av berget bakom rötkamrarna (D). En anläggning där skulle på ett praktiskt sätt kunna knytas ihop med det befintliga reningsverket och kan byggas utan att det orsakar stora störningar i det befintliga reningsverket. I övrigt finns några mindre ytor inom området där mindre anläggningsdelar möjligen kan placeras, förutsatt att vattentransporterna kan ordnas. Det måste förutsättas att byggen på dessa platser kommer att orsaka störningar under byggtiden. Om läge G skall utnyttjas måste slamhanteringen flyttas. 12

Tabell 6 Sammanställning av några lägen för framtida behandlingsanläggningar. läge Benämning Yta (m 2 ) Kommentarer A Ej fredad del av Ca 30 000 Korta avstånd att transportera vatten Rya skog Stor yta Naturlig anslutning till eftersedimenteringsbassänger i befintligt reningsverk Pålning Liten störning i befintligt reningsverk under byggtiden Avsatt för Ryaverkets expansion Stark opinion mot exploatering B Shelltomten Ca 3500 Inom skyddsområde för gas Liten yta Liten störning i befintligt reningsverk under byggtiden Dålig tillgänglighet för drift (förbjudet att uppehålla sig?) Värdefull trädridå runt oljevägen Ägs ej av Gryaab Expansionsyta för järnväg. C Banantomten Ca 8500 Transport av stora flöden fram och åter ej praktiskt; upp till 5 m3/s ev. möjligt om ledningar till värmepump kan användas. Begränsad yta men kan finnas möjlighet att expandera (se K). Liten störning i befintligt reningsverk under byggtiden. Oljeförorenad jord på berg. Dålig tillgänglighet för drift, möjligheten att bygga en kulvert utreds. Inga nu kända naturvärden. Ägs av Gryaab. D Berget bakom RK Ca 11 500 Transport av vatten från försedimenteringsbassänger praktiskt. Begränsad yta (5500 m 2 ) som är lättast att planspränga. Liten störning i befintligt reningsverk under byggtiden. God tillgänglighet för drift. Omfattande sprängning för att kunna använda ytan. Ligger i anslutning till Rya skog. E Öster om biobäddarna 615 Vattentransport från biobädd och försedimentering samt till utlopp möjlig. Mycket liten yta. Störning befaras i befintligt reningsverk under byggtiden. God tillgänglighet för drift. Sprängning? Redan exploaterad yta. Inom befintligt område. F Väster om eftersedimentering 2160 med plats för väg, totalt 3375 Vattentransport från eftersedimentering samt till utlopp möjlig. Liten yta. Störning befaras i befintligt reningsverk under byggtiden. God tillgänglighet för drift. Pålning. Redan exploaterad yta. Inom befintligt område. G Befintlig slambyggnad och slamupplag Ca 9000 Vattentransport från eftersedimenteringsbassänger och ev. anläggning i läge D samt till utlopp möjlig. Stor yta. Störning i befintligt reningsverk under byggtiden. Förutsätter att slamhanteringen flyttas. God tillgänglighet för drift. Berg. Redan exploaterad yta. En del reserveras för ut + intransport i nödläge? Inom befintligt område 13

läge Benämning Yta (m 2 ) Kommentarer H I J Rhododendron kullen Del av parkering öster om eftersedimentering Polymerbyggnaden 1825 Vattentransport från biobädd, inkommande och försedimenterng samt till utlopp möjlig. Liten yta. Störning befaras i befintligt reningsverk under byggtiden. God tillgänglighet för drift. Berg eller fyllnadsmassor på berg. Redan exploaterad yta. Inom befintligt område. 650 Vattentransport från eftersedimentering samt till utlopp möjlig. Liten yta Parkeringsplatser flyttas Störning befaras i befintligt reningsverk under byggtiden God tillgänglighet för drift Berg? Pålning? Redan exploaterad yta Inom befintligt område 900 Vattentransport från biobädd, aktivslamanläggning samt eftersedimentering möjlig. Polymerberedning och lagring måste flyttas. Liten yta. Störning befaras i befintligt reningsverk under byggtiden. God tillgänglighet för drift. Berg? Pålning? Redan exploaterad yta. Inom befintligt område. K Cisterntomten Ca 40 000 tillsammans med banantomten Stor yta Ägs av Statoil verksamhet pågår. Diskussioner pågår med Statoil om att framöver kunna förvärva cisterntomten. L Värmepumpstomten Ca 9100 Verksamhet pågår 10-tals år till? Gryaab har option på tomten när verksamheten avvecklas. B J E A H L F I G D C K Figur 5 Ytornas benämning. 14

Slutsatser: De större ytor som idag är praktiskt och juridiskt möjliga för stora nya anläggningsdelar är den icke fredade delen av Rya skog (A) och berget bakom rötkamrarna (D). Dessa områden ligger i anslutning till nuvarande anläggning. Vattenvägarna blir rationella för ett parallellverk efter försedimenteringen i berget bakom rötkamrarna och för en anläggning efter eftersedimenteringen i den ej fredade delen av Rya skog. Det större område som kan frigöras inom tomten är platsen för nuvarande slamhanteringen (G). Detta förutsätter att slamhanteringen disponeras om eller flyttas till Banantomten (C). Det kan vara möjligt att få plats för mindre anläggningsdelar (ex. efterdenitrifikation, skivfilter, flotation och mindre sandfilteranläggningar) mellan befintliga anläggningsdelar på tomten (E,F,H,I,J). Det kommer att orsaka störningar och kan vara beroende av att andra funktioner flyttas eller organiseras om. Förutsättningar för beräkningar Kostnadsberäkningarna är grova och eftersom inga detaljlösningar gjorts i detta läge är det troligt att det tillkommer kostnader för att lösa detta i ett senare skede. Kostnaderna är avsedda att användas för att jämföra alternativen, och därmed utgöra ett underlag för att välja vilka alternativ som man skall gå vidare med, inte för att avspegla den exakta kostnaden för investeringar. Driftkostnader avser tillkommande kostnader jämfört med dagens drift och kan således vara såväl positiva som negativa. Förutsättningarna för kostnadsberäkningarna framgår av Tabell 4. Driftkostnaderna är beräknade för ett fall då anläggningen uppfyller kraven med någon marginal. Det är i vissa fall möjligt att avlägsna mer kväve än vad villkoren föreskriver, detta leder i så fall till högre driftkostnader än de angivna. Tabell 7 Förutsättningar för kostnadsberäkningar Kapitalkostnader Driftkostnader Avskrivning maskin + el 10 år El 0,55 kr/kwh Avskrivning bygg 30 år Metanol 3 kr/kg Ränta 5 % Etanol 6 kr/kg Trevärda 1700 kr/ton fällningskemikalier Polymer 22 kr/kg Det förväntade reningsresultatet (Tabell 8) är avsett att användas för att jämföra hur olika alternativ kan förväntas uppfylla villkoren. Vad gäller fosfor baseras beräkningen på vad alternativet under ett flödesmässigt besvärligt kvartal (kvartal 4 1998) skulle ha givit för samlad utgående fosforhalt. Detta eftersom det för fosfor kommer det att vara riktvärdet på kvartalsbasis som blir svårast att uppfylla. För de flesta kvartal kommer det verkliga utfallet att bli bättre än det i tabellen angivna värdet. För kväve är modellen baserad på ett tidigare använt datamaterial (från 1993). Denna modell ger ett medelvärde på utfallet vid maximalt utnyttjande av anläggningen. Det verkliga utfallet kan bli lite bättre eller lite sämre än det angivna. Även här är avsikten i första hand att jämföra mellan alternativ. 15

Alternativ Förväntade reningsresultat Inför prövotidsredovisningen redovisades ett antal alternativ för att uppfylla de olika kravnivåer som då kunde förutses. Av dessa är det åtminstone två (Alt 1 och 2 nedan) som kan komma i fråga vid de krav som nu ställs. I tillägg har nya alternativ identifierats. Dessa är lösningar som har utvecklats under tiden eller blivit mer beprövade i den mån de tillämpas i full skala på ett sådant sätt att de nu, med varierande säkerhet, kostnad och miljöbelastning, skulle kunna uppfylla de nu ställda kraven. Alternativen och vilket reningsresultat de som mest kan förväntas ge beskrivs här kort. Vid det flödesrika kvartal som valts för jämförelsen var bräddningen av försedimenterat vatten stor vilket gav ett samlat utsläpp på närmare 0,6 mg P/l. Hade tillrinningen varit högre så hade mer vatten bräddats och fosforutsläppet blivit ännu högre. Den planerade direktfällningsanläggningen, där 3 m 3 /s kan behandlas kemiskt skulle ha reducerat totalutsläppet till lite drygt 0,4 mg P/l. Direktfällningen påverkar inte kväveutsläppet, vilket framgår av tabellen. För att förbättra fosforavskiljningen måste fler av de riktigt små partiklarna avskiljas. Det processmässigt enkla utbyggnadsalternativet (Alt. 1 Utökad sedimenteringskapacitet och filter) är att bygga fler sedimenteringsbassänger och sandfilter (Figur 7). En sådan anläggning, där utgående fosforhalt från filter blir 0,2 mg P/l eller lägre, uppfyller fosforkravet (0,3 mg P/l på det samlade utsläppet) även vid flödesökningar på 10 20 %. Även kvävehalterna kan sänkas eftersom den utökade sedimenteringskapaciteten medger att biobäddens hela kapacitet utnyttjas i stort sett hela tiden (Figur 6 a). Ytterligare ökad kväverening förutsätter att biobäddarna utnyttjas i stort sett hela tiden och att recirkulationsflödena ökar orimligt mycket. 18 18 16 16 Utgående löst kväve, mg N/l 14 12 10 8 6 4 2 dagens flöde 10% ökning 20 % ökning Utgående löst kväve, mg N/l 14 12 10 8 6 4 2 4000 kg N/d 4800 kg N/d 6000 kg N/d 0 0 5 10 15 0 0 1 2 3 4 Kapacitet eftersedimentering, m3/s Kapacitet efterdenitrifikation, m 3 /s a) Alternativ 1, linjerna anger resultat för olika flödesökningar jämfört med dagens flöde. b) Alternativ 2 (10 % flödesökning), linjerna visar hur nitrifikationskapaciteten påverkar den totala kvävereningen. Figur 6 Principiella samband för hur kapaciteten för eftersedimenteringen respektive efterdenitrifikationsanläggningen styr den genomsnittliga utgående kvävehalten. Till diagramens halt skall läggas 1-2 mg N/l. En möjlighet att samtidigt förbättra avskiljningen av fosfor och kväve är att leda ett delflöde av det nitrifierade vattnet direkt till en anläggning för denitrifikation (Alt. 2 En biofilmsanläggning för efterdenitrifikation och filter). På det viset kan denitrifikationen, och 16

därmed kväveavskiljningen, öka utan att sedimenteringsbassängerna belastas mer. För att avlägsna partiklarna finns en efterföljande partikelavskiljning (till exempel en filteranläggning, Figur 8). Begränsningen för kvävereningen sätts av biobäddarnas nitrifikationskapacitet och efterdenitrifikationsanläggningens denitrifikationskapacitet (Figur 6 b). Reningsresultaten för alternativ 1, 2 (och även 4) förutsätter att nitrifikationen ligger på en högre nivå än tidigare år. Den nitrifikationskapacitet som registrerats efter driftförändringarna i år 4500-5000 kg N/d räcker under förutsättning att den omsätts i denitrifikation av 4000 kg N/d för att sänka kvävehalten med ca 3 mg N/l. Om inte de högre nitrifikationskapaciteterna kan upprätthållas måste nitrifikationskapaciteten utökas eller separat rejektvattenbehandling tillgripas. Sker avvattning vid Syrhåla under långa perioder försämras kvävereningen, beroende på omfattningen kan det även i detta fall vara nödvändigt att komplettera med en rejektvattenbehandlingsanläggning. Högre nitrifikationskapacitet kan åstadkommas genom att biobädden kompletteras med ytterligare nitrifierande enheter eller genom att biobäddens kapacitet utökas inom befintlig volym. Detsamma gäller för denitrifikationsanläggningen (Alt. 5 Filter och en biofilmsanläggning för efterdenitrifikation samt kompletterande nitrifikation). Ett alternativ, om man redan nu är säker på att krav på ytterligare kväverening kommer, kan vara att helt ersätta aktivslamsteget med biofilmssystem för hela den biologiska reningen (Alt. 6 Bärarmaterial i biosteget och efterfällning). En möjlig fördel med ett sådant system är att en filteranläggning eventuellt inte skulle behövas. Vid de fosforgränser som gäller är det dock tveksamt om någon leverantör vågar garantera detta. Eftersom alla anläggningsdelar idag är högbelastade är ett logiskt alternativ att avlasta hela reningsverket med ett nytt parallellt reningsverk (alternativ 3, Figur 9). På grund av platsbristen måste ett sådant reningsverk vara mycket kompakt och därför baserat på biofilmsteknik. Långtgående fosforavskiljning förutsätter troligen att även det befintliga reningsverket kompletteras med filter eller motsvarande. Avlastningen av befintligt reningsverk kan även ske på kemisk väg. Genom att förfälla hela eller delar av inkommande flöde sänks belastningen på efterföljande anläggningsdelar. Ett förfällt delflöde kan ledas direkt till biobädden för nitrifikation, och därmed avlasta eftersedimenteringsbassängerna (alternativ 4 - Figur 10). Även detta alternativ förutsätter att nitrifikationskapaciteten höjs från dagens nivå. Separat rejektvattenbehandling, där rejektvattnet nitrifieras eller både nitrifieras och denitrifierats är ofta en god metod att minska de interna kvävebelastningarna. För Ryaverket skulle detta ge lägre utgående kvävehalter under förhållanden då nitrifikationen i biobädden begränsade kväveavskiljningen men inte när kväveavskiljningen begränsas av eftersedimenteringsbassängernas sedimenteringskapacitet. Den möjliga sänkningen av kvävehalten ut är ca 1 mg N/l. I de följande kapitlen diskuteras processerna mer detaljerat. 17

Tabell 8 Beräkning/uppskattning av det samlade utsläppet för olika processlösningar. (Alla framtida reningsprocesser inkluderar en direktfällningsanläggning som reducerar fosforhalten för 3 m 3 /s av det annars bräddade vattnet till 0,4 mg P/l). Alternativ Fosfor (mg P/l) Kväve (mg N/l) Ökning av flödet, % 0 10 20 0 10 20 Dagens anläggning 0,6 0,8 0,9 10,5 11,5 12,2 Med direktfällning 0,4 0,4 0,5 10,5 11,5 12,2 alt. 1 0,2 0,3 0,3 7-9 7,5-9,5 8-10 alt. 2 0,3 0,3 0,4 7 7-8 8 alt. 3 0,3 0,3 0,3 6-8 6-8 6-8 alt. 4 0,2-0,4? 8-9 8-11 10-11 alt. 5 0,2-0,4 Långtgående alt. 6 Beror på fällning/filtrering Långtgående För fosfor gäller beräkningen ett kvartal med höga flöden och dåliga sedimenteringsegenskaper För Kväve gäller beräkningen ett genomsnittsår. Alt. 1 Utökad sedimenteringskapacitet och filter Process och rening En utbyggnad av sedimenteringsbassängerna med 100 % ger en god försörjning av vatten till efterföljande filter. Det ökar också möjligheten att recirkulera eftersedimenterat vatten till biobäddarna för nitrifikation och denitrifikation i aktivslamsteget. En sandfilteranläggning som har kapacitet för 8 m 3 /s eftersedimenterat vatten reducerar partikelmängden i det behandlade vattnet till ca 3 mg SS/l motsvarande ca 0,2 mg P/l. I det samlade utsläppet bedöms 0,3 mg P/l kunna uppfyllas även under ett nederbördsrikt kvartal (Tabell 8) även vid en flödesökning på 10-20 %. På grund av att mycket vatten kan recirkuleras uppfylls även villkoret 10 mg N/l. Nackdelen med denna lösning är att kvävereningen fordrar ökade recirkulationsflöden. De begränsningar som finns idag kommer att bibehållas om än på en högre nivå. Ytterligare kväverening, bortom ca 9 mg/l, blir orimligt. De höga recirkulationsflödena innebär att syretransporten från biobäddarna till aktivslamanläggningen ökar ytterligare. Kolkällan (såväl avloppsvattnets som den inköpta) kommer att utnyttjas sämre. 18

Me 3+ Polymer FeSO 4 Polymer +100% Filter a) process b) plan Figur 7 Utbyggnad med ytterligare sedimenteringsbassänger och nya sandfilter (alt. 1). Tillkommande enheter och placering För eftersedimentering byggs 24 eftersedimenteringsbassänger av samma typ (två-våningsbassänger) som de befintliga (men ca 1 m djupare i vardera planet) och sandfilter eller motsvarande med kapacitet för att behandla 8 m 3 /s. Den enda praktiskt möjliga placeringen av nya eftersedimenteringsbassänger är i anslutning till de befintliga bassängerna i den icke fredade delen av Rya skog (Figur 7). En stor sandfilterenhet placeras även den bäst i anslutning till eftersedimenteringsbassängerna, det vill säga i den icke fredade delen av Rya skog. 19

Kostnader Tabell 9 Investering alt. 1. Specifikation Kapacitet/ dimensionering Investering Mkr Eftersedimenteringsbassänger 24 st som de befintliga men 1 m 376 djupare i varje plan Sandfilter 8 m 3 /s 197 10 m/h Renovering befintlig 10 returslampumpning Summa 583 Tabell 10 Årskostnader alt.1. Specifikation Kapacitet/ dimensionering Kostnad Mkr/år Extern kolkälla Etanol + 650 ton/år + 4 Fällningskemikalier Järnsulfat som idag + 0 El returslampumpning + 2 m 3 /s + 1,6 El Filter + 3,8 m 3 /s + 0,3 El Pumpning till/från biobädd + 2 m 3 /s + 2,1 El Övrigt nya skrapor etc. + 0,1 Summa rörliga kostnader + 8,1 Underhåll inklusive reservdelar + 4,5 Kapitalkostnader +45,3 Summa +57,9 Alla årskostnader är uttryckta som ökning/minskning mot dagens kostnader. Investeringen domineras av det stora eftersedimenteringsblocket. Tillsammans med sandfiltret blir det en stor investering och kapitalkostnaden utgör 70-80% av årskostnaden. Det är möjligt att etanoldoseringen kan bytas mot metanol om doseringen sker kontinuerligt. Detta blir i så fall något billigare. De rörliga kostnaderna utgörs av energibärare (etanol och el). Det är rimligt att tro att dessa stiger i pris framöver. Simultanfällning med järnsulfat kan fortfarande användas. En del aktörer på marknaden tror att järnsulfat kommer att stiga i pris. Ett alternativ till sandfilter som innebär lägre investeringskostnader kan vara skivfilter. Driftaspekter Eftersedimenteringsbassänger är dagens teknik och bör inte drabbas av andra problem än de som finns i dagens anläggning. Utrustningsproblem är fokuserade till skrapor och returslamhantering. Processproblem i form av dålig sedimentering kan förväntas förekomma i samma omfattning som idag. Konsekvenserna av dålig sedimentering eller till exempel skraphaveri blir vid många drifttillfällen mindre allvarliga än idag. Beräkningarna i Tabell 8 förutsätter dock att sedimenteringskapaciteten i en sådan anläggning verkligen är dubbelt så stor som i dagens anläggning. Erfarenheterna från dagens anläggning ger vid handen att djupare bassänger skulle ge bättre resultat. Sandfilter är en reningsprocess som används av flera av de större nordiska reningsverken för att uppnå 0,3 mg P/l i utgående vatten. De har i flera fall drivits i ca 10 år och fungerar som slutavskiljare av partiklar. I många fall är det verkliga reningsresultatet i storleksordningen 0,15 mg 20

P/l. Det är värt att notera att de i många fall drivs vid väsentligt lägre hydraulisk belastning än vad de dimensionerats för. Detta skulle inte vara fallet för en anläggning vid Ryaverket. En anläggning här kommer att drivas närmare dimensioneringsvärdena än vad motsvarande andra anläggningar gör. Detta kan resultera i tätare spolning av filtren och högre slitage på komponenter. Spolvatten från sandfilter utgörs av ett tunt slam som vanligen recirkuleras till anläggningen. Omsorg måste tas så att inte övriga anläggningen störs. Vid slamflykt från tidigare behandlingssteg (i det här fallet sedimenteringsbassängerna) blir filtren snabbt igensatta och måste spolas ofta. Det är viktigt att anläggningen utformas så att spolning kan genomföras tillräckligt ofta detta för att undvika s.k. spolkö. Under senare tid har ett antal sandfilteranläggningar vid anläggningar som fäller med järnsulfat drabbats av problem med igensättningar av dysor. Den totala arbetsbelastningen ökar genom att många nya komponenter införs. En fungerande anläggning ger en viss marginal till gränsvärdena och kräver därmed mindre tillsyn utanför ordinarie arbetstid. Eftersom antalet sedimenteringsbassänger fördubblas blir konsekvensen av att ett bassängpaket tas ur drift betydligt mindre än idag. Biobäddarnas kapacitet utökas inte men eftersom sedimenteringsbassängernas kapacitet inte så oftasätter gränsen för hur mycket som kan tillföras dem kan ett bortfall av nitrifikation på grund av att en pump (till eller ifrån) biobäddarna är ur drift i viss mån kompenseras av högre flöde vid andra tillfällen. Arbetsmiljöproblem i nya tvåvåningsbassänger bör inte skilja sig från dem som upplevs i dagens anläggning. Arbetsmiljön kring filter bör utvärderas genom besök till befintliga anläggningar. Fjädermygg kan förekomma i samband med filter. Kemikaliehanteringen blir inte väsentligt annorlunda från idag. Eventuellt kan järnsulfatdosen komma att delas upp så att en mindre del doseras i samband med filtren. Utvecklingsbarhet för längre gående kväverening För längre gående kväverening krävs att recirkulationen till biobädden kan öka samt att det recirkulerade vattnet kan nitrifieras och denitrifieras. Detta kan utföras i form av en efterdenitrifikationsanläggning kompletterad med rejektvattenbehandling och/eller ytterligare nitrifikationskapacitet. Denna ytterligare kväveavskiljning blir helt beroende av en extern kolkälla. Tider Det är troligt att planfrågor i samband med exploatering av Rya skog tar lång tid. Byggnationen i sig är relativt okomplicerad, eftersedimenteringsbassängerna liknar de befintliga och bör kunna byggas och kopplas in blockvis utan att orsaka någon större störning på befintligt reningsverk. Även sandfilterblocket bör kunna byggas och tas i drift utan att orsaka störningar på befintligt reningsverk. Dock är den totala byggvolymen stor och kräver noggrann projektering och upphandling och en relativt lång byggtid. Vid en okomplicerad planprocess kan anläggningen stå klar ca 3 år efter investeringsbeslut. Återstående frågor Sandfilter som ständigt arbetar vid hög hydraulisk belastning löper risk för att överskrida sin slamlagringskapacitet fort och därmed behöva spolas ofta. Under olyckliga omständigheter (tex slamflykt från eftersedimenteringsbassänger vid höga flöden) kan detta resultera i att flera enheter är ur drift samtidigt i väntan på spolning (s.k. spolkö). 21