Förbehandling av kommunalt avloppsvatten genom förfällning i kompaktanläggning

Förbehandling av kommunalt avloppsvatten genom förfällning i kompaktanläggning Petter Olsson Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik, LTH Examensarbete 2012

Förbehandling av kommunalt avloppsvatten genom förfällning i kompaktanläggning av Petter Olsson Examensarbete nummer: 2012-11 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik Lunds Universitet November 2012 Handledare: Professor Jes la Cour Jansen Examinator: Universitetslektor Karin Jönsson Bild på framsida: Pilotanläggningen på plats i Södra Sandby. Foto: Petter Olsson. Postadress Besöksadress Telefon P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46 222 82 85 SE 221 00 Lund, Sweden +46 46 222 00 00 Webadress Fax www.vateknik.lth.se +46 46 222 45 26

Förord Detta examensarbete på 30 högskolepoäng har skrivits för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik (VA-teknik) vid institutionen för kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola (LTH). De praktiska delarna av arbetet har framförallt utförts vid Södra Sandbys reningsverk, även om provanalyser till största delen gjorts på VA-tekniks laboratorium. Majoriteten av proverna från försöken i maj utfördes av Michael Cimbritz och Lars-Gunnar Alm i Hydrotech AB:s laboratorium i Vellinge. Det praktiska arbetet i samband med examensarbetet utfördes under perioden september 2011 till juni 2012, medan rapporten delvis skrivits under det praktiska arbetets gång, men först avslutats under hösten 2012. Undertecknad vill framföra ett stort tack till min handledare Jes la Cour Jansen, professor på VA-teknik vid institutionen för kemiteknik på LTH för värdefulla förslag på olika utvärderingsmetoder samt kommentarer och konstruktiv kritik under arbetets och rapportskrivandets gång. Ett tack också till min examinator Karin Jönsson, universitetslektor, på VA-teknik vid institutionen för kemiteknik vid LTH. Ett stort tack också till Gertrud Persson på VA-labbet som förevisat mig laboratoriet och bistått med hennes kunnande då jag behövt hjälp med mina analyser eller behövt låna utrustning för experiment. Ett stort tack riktas också till Michael Cimbritz och Lars-Gunnar Alm från Hydrotech AB, inte minst för förevisningen av mikrofilterförsöken under hösten, men framförallt för samarbetet vid vårens försök vid Södra Sandby då framförallt Michael var med på plats och körde pilotanläggningen tillsammans med undertecknad. Lars-Gunnar Alm bidrog med nödvändiga praktiska lösningar samt hopkopplingen av trumfiltret med ConPactanläggningen. Dessutom bistod Michael mig med resultat från provanalyserna som utfördes under denna försöksperiod. Även Mats Helander och Lars Gunnarsson från ConPura är värda ett stort tack för all hjälp jag fått med ConPact-anläggningen under försöksperioden. Framförallt för de snabba åtgärder och lösningar som genomfördes då problem uppstod med anläggningen. Bengt Hansen och Anders Pålsson från Kemira förtjänar också ett stort tack för deras hjälp med allt som har med fällningskemikalierna att göra, det vill säga allt från kemikalieval och kemikaliedoseringar till förevisning av Jar tester vid Södra Sandby. Vidare tackas också Tony Olsson, dåvarande driftansvarig på reningsverket i Södra Sandby för hans hjälp med diverse saker under försöksperioden. Också VA SYD förtjänar ett tack för att vi fick använda deras reningsverk under pilotförsöken. Även Marinette Hagman från NSVA ska ha ett tack för hennes kommentarer och deltagande i de möten som genomförts med projektgruppen för utvecklingen av denna pilotanläggning. Lund 2012-10-31 Petter Olsson Ekosystemteknik

Summary In many arid countries around the world there is a need to reuse wastewater for irrigationpurposes. To be able to do this it is necessary to treat the wastewater to minimize the risk for degradation of soil-quality and spreading of pathogens. A conventional wastewater treatment plant could be a solution, but such a treatment plant is expensive and also very spaceconsuming. Another potential solution is to construct a comparatively cheap treatment plant built up by different modules which also requires less space. This kind of solution could also be possible to use as a replacement for many of the smaller wastewater treatment plants in Sweden, of which many are old and worn and thus in need of either renovation or replacement. The purpose with this thesis was to evaluate the possibility to treat municipal wastewater by introducing a precipitation-process where a metal-salt is combined with a polymer in ConPura's compact pretreatment-plant for wastewater, ConPact B. This unit contains a rotating screen for mechanical removal of larger material and an aerated grit chamber for grit removal. There is also a grease scarper for removal of grease. The initial trials that were performed at Södra Sandby wastewater treatment plant indicated that it was possible to gain good flocks through the coagulation-process within the ConPactunit. The problem was that the main parts of the flocks were transported out of the unit with the treated water. Due to that the continuation of the trials were focused on different possibilities to separate the flocks. The first solution to be evaluated was the possibility to use a sedimentation process for the separation. Those trials indicated that the required volume for a sedimentation tank would need to be dimensioned for a retention time of 15-20 minutes, which is the time it took for the majority of the flocks to sediment. During the trials in the autumn of 2011 the water-treatment company Hydrotech AB was involved in the project due to their good knowledge of filter separation. Thus they performed a few tests in lab scale with their filters which gave a promising result. As a result of this a full scale facility was put up in Södra Sandby in the spring 2012 containing the ConPact B-unit and a drum filter from Hydrotech AB. During these trials that were performed in May 2012, the polyaluminium chloride PAX XL-100 was added combined with the cation-polymer Fennopol K5060 into the ConPact-unit where the coagulation-process was performed. The flocks were then transported with the outgoing water into the drum filter with a filter size of 100 µm and a filter area of 1.8 m 2, where the flocks were separated. The random samples that were taken during the trials indicated that a removal of suspended solids of about 90% was possible. The same number for total COD was 65 % whilst the filtrated COD was removed by 30%. Also removal of total Phosphorus and PO 4 -P was evaluated and were both removed by approximately 70%. Even though the initial results indicates that a good treatment capacity can be gained with this module-solution, more comprehensive trials during continued operation is needed to verify the result presented in this report. To replace small wastewater treatment plants in Sweden, it is necessary to complement the pilot-unit with a bio step to be able to fulfill the demands on COD-removal as well as increasing the phosphorus-removal. When it comes to the possibility to use the effluent water from the unit for irrigation purposes, more comprehensive

studies is needed to be able to evaluate the impact on the soil and the crop quality. Some kind of hygienisation process would also be necessary to secure that there is no spreading of pathogens.

Sammanfattning I många torrare länder runtom i världen finns ett behov av att återanvända avloppsvatten för bevattningsändamål. För att göra detta krävs dock att avloppsvattnet renas för att minimera risken för degradering av jordkvalitéten samt spridning av patogener. Ett konventionellt reningsverk skulle kunna vara en lösning, men ett sådant reningsverk innebär en väldigt hög investeringskostnad samtidigt som det kräver en förhållandevis stor yta. En annan potentiell lösning skulle kunna vara att konstruera ett förhållandevis billigt reningsverk som är uppbyggt i moduler och som därför inte kräver lika stor areal. En sådan lösning skulle också kunna vara aktuell för att ersätta många av de små reningsverken runtom i Sverige som nu börjar bli gamla och slitna och därför är i behov av upprustning. Syftet med detta examensarbete var att utvärdera möjligheten att rena kommunalt avloppsvatten genom att introducera en fällningsprocess där ett metallsalt kombineras med en polymer i ConPuras kompakta förbehandlingsanläggning för avloppsvatten, ConPact B. Denna anläggning innehåller en skruvsil för mekanisk avskiljning av det grövre materialet, samt ett luftat sandfång där även fettavskiljning sker med hjälp av en fettskrapa. De inledande försöken som genomfördes vid Södra Sandbys reningsverk visade att det gick att åstadkomma en god flockningsprocess i ConPact-anläggningen, men att de bildade flockarna följde med det utgående vattnet. I och med detta kom fortsättningen av försöken att inkludera olika möjligheter till avskiljning av dessa flockar. Inledningsvis utvärderades sedimentationsegenskaperna hos de bildade flockarna i det utgående vattnet samtidigt som analyser gjordes för att bedöma reningskapaciteten gällande suspenderade ämnen (SS), COD samt fosfor. Dessa försök visade att ett efterföljande sedimentationssteg skulle behöva vara dimensionerat för åtminstone 15-20 minuters uppehållstid för att en någorlunda effektiv avskiljning av föroreningarna skall hinna ske. Under höstens försök blev också vattenreningsföretaget Hydrotech AB involverade i projektet då de har mycket erfarenhet av filteravskiljning. Hydrotech AB genomförde därför några korta labförsök där flockavskiljningen utfördes med ett filter. Resultatet från dessa försök var mycket lovande varför en pilotanläggning med ConPact-anläggningen med efterföljande trumfilter från Hydrotech AB ställdes upp i Södra Sandby under våren 2012. Under de fällningsförsök som genomfördes under maj 2012 tillsattes polyaluminiumkloriden PAX XL-100 i kombination med katjonpolymeren Fennopol K5060 till ConPact-anläggningen där flockningsprocessen sedan skedde. Det flockade avloppsvattnet leddes därefter in i ett trumfilter med en duk med en filterstorlek på 100 µm och filterarea på 1.8 m 2, där flockarna sedan avskiljdes. De stickprover som togs ut i samband med dessa försök indikerar att en SS-avskiljning på runt 90 % sannolikt går att uppnå. Avskiljningen av ofiltrerat COD låg på ca: 65 % medan samma siffra för den lösta fraktionen av COD låg på 30 %. Även totalfosfor och löst PO 4 -P analyserades och avskiljdes båda till ca: 70 %. Även om de inledande resultaten indikerar att en god reningskapacitet går att uppnå med hjälp av denna modullösning krävs mer omfattande försök under kontinuerlig drift för att verifiera resultatet från stickproverna som presenteras i denna rapport. För att ersätta små reningsverk i Sverige skulle det dessutom krävas att pilotanläggningen kompletteras med ett biosteg för att

förbättra COD-avskiljningen och till viss del även fosforavskiljningen. När det gäller möjligheten till att använda det utgående vattnet från anläggningen till bevattningsändamål krävs det ytterligare försök för att kunna bedöma vilken effekt detta vatten skulle ha på jorden och kvalitéten på grödorna. Dessutom skulle detta vatten behöva genomgå någon form av hygienisering innan det används då risken är stor att det utgående vattnet fortfarande innehåller en del patogener.

Innehåll Bakgrund... 1 Syfte... 3 Frågeställningar... 3 Genomförande... 3 Avgränsning... 4 Begränsningar... 4 1. Förbehandling av avloppsvatten... 5 1.1 Bevattning med renat avloppsvatten... 5 1.2 Föroreningar i avloppsvatten... 6 Fosfor... 6 Kväve... 6 Partiklar... 7 1.3 Mekanisk rening... 8 Rensgaller... 8 Sandfång... 8 1.4 Kemisk fällning... 8 Direktfällning... 8 Förfällning... 9 1.5 Fällningsprocessen... 9 Fällningskemikalier... 9 Polymerer... 10 Mixning... 11 Koagulering och flockning... 11 1.6 Sedimentering... 13 Diskret sedimentering... 14 Flockulent sedimentering... 14 Hindrad sedimentering... 14 2. Södra Sandby reningsverk... 15 3. ConPact anläggningen och dess funktion... 17 3.1 Rensgodsbehandling... 17 3.2 Sandfång... 18 3.3 Fettavskiljning... 19 3.4 Dosering av fällningskemikalier... 20

3.5 Utlopp... 20 3.6 Trumfilter... 20 Funktion av... 20 4. Material och metod... 23 4.1 Pilotförsöksutrustning... 23 4.2 Inledande fällningsförsök... 23 Val av fällningskemikalier... 23 Polymerberedning, höst 2011... 24 Inställningsparametrar hos ConPact-enheten... 24 Försöksvariabler... 25 Provtagningspunkter... 25 Sedimentationskurvor... 25 Sedimentationsprov... 25 Utvärderingsparametrar... 26 4.3 Mikrofilterförsök... 26 4.4 Flockavskiljning med trumfilter... 26 Polymerberedning, vår 2012... 26 Spoltider... 27 Försöksvariabler... 27 4.5 Analysmetoder... 27 Suspenderat material... 28 Bestämning av fosforhalter, LCK 348/349... 28 Bestämning av COD-halter LCK 114/314... 28 5. Resultat... 29 5.1 Försöksinledningen... 29 5.2 Inledande fällningsförsök 3-4/11... 29 5.3 Sedimentationsförsök under november 2011... 33 5.4 Mikrofilterförsök 24/11... 35 5.5 Fällningsförsök med konstanta försöksparametrar 1/12... 35 5.6 Fällningsförsök med varierade kemikaliedoseringar 2/12... 38 5.7 Fällningsförsök med optimerad kemikaliedosering 6/12... 41 5.8 Fällningsförsök, maj 2012... 44 6. Diskussion... 49 7. Slutsats... 51

8. Framtida utveckling... 53 9. Referenser... 55 Bilagor... 57 Appendix 1 Sammanställning av det praktiska arbetet... 57 Appendix 2 Resultat från hösten 2011... 63 Appendix 3 - Resultat från Maj 2012... 69 Appendix 4 - Produktblad för PAX XL-100... 71 Appendix 5 - Produktblad för Fennopol K5060... 73 Appendix 6 - Produktblad Superflock 130... 83 Appendix 7 Analyssteg för bestämning av P-tot och PO 4 -P... 85 Appendix 8 Analyssteg för bestämning av COD-tot och löst COD... 87 Pretreatment of municipal wastewater with pre-precipitation in compact-unit... 89

Bakgrund I de torrare områdena i Europa och då framförallt Medelhavsländerna blir det allt viktigare att ta tillvara på alla befintliga vattenkällor. I många delar av världen har av liknande anledning avloppsvatten av olika kvalitét används till bevattningsändamål. Då reningen av detta vatten ofta har varit bristfällig, har detta lett till degraderad jordkvalitet och risk för spridning av patogener. Med detta som grund har det vuxit fram ett behov för enkla och förhållandevis billiga tekniker för att rena avloppsvatten. De enklaste varianterna består oftast av ett rensgaller där de grövsta föroreningarna tas bort samt någon typ av sedimentation för avskiljning av tyngre partiklar såsom till exempel sand. I många fall finns också ett begränsat utrymme för en sådan typ av reningsanläggning vilket innebär att kompakta lösningar blivit allt mer attraktiva på marknaden. För att rena ett avloppsvatten till den grad att det blir lämpligt för bevattning krävs dock att rensgaller och sandfång kompletteras med ytterligare reningstekniker. En metod för att uppnå detta är att tillsätta fällningsmedel baserade på till exempel aluminium eller järn för att fälla ut kolloider och lösta partiklar och därmed underlätta avskiljningen av dessa. Vattenreningsföretaget ConPura AB utvecklar och tillverkar kompaktenheter för förbehandling av avloppsvatten. Dessa förbehandlingsenheter har varunamnet ConPact och finns i flera olika utförande beroende på deras kapacitet och innehåll. Typiska reningssteg som dessa kompaktenheter innehåller är skruvsil, rensgaller, luftat sandfång samt fettavskiljning. ConPuras vision är att vidareutveckla dessa enheter för att kunna bemöta allt högre krav från kunderna gällande reningskapaciteten. Med detta som bakgrund tog Lars Gunnarsson på ConPura kontakt med Jes la Cour Jansen vid Vattenförsörjning och Avloppsteknik på kemitekniska institutionen på LTH med en önskan att starta upp ett samarbete. Ett förslag gällande vidareutveckling av enheten som kom upp var att införa en fällningsprocess inklusive sedimentation i anläggningen. Vid detta läge kontaktades Bengt Hansen vid Kemira Kemwater med en förhoppning att kunna erhålla nödvändig kompetens gällande fällningsmedel och fällningsprocesser. Efter detta kom även de två vattentjänstbolagen NSVA (Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp) och VA SYD att involveras i projektet. Anledningen till detta var att man ville starta upp en pilotstudie för att kunna testa möjligheterna med införandet av en fällningsprocess. För att göra detta behövdes tillgång till ett reningsverk där kompaktenheten skulle kunna kopplas in till inkommande avloppsvatten. Detta ledde till att tillstånd erhölls från VA SYD för att ställa upp en ConPact-anläggning vid Södra Sandbys reningsverk. Parallellt med detta inleddes också fällningsförsök med hjälp av Jar-tester utförda på avloppsvatten hämtat från Södra Sandby. Detta arbete utfördes som två projektkurser utförda av Yiming Yao i LTH:s regi. Resultatet från detta projekt visade att bästa reningsresultatet i labskala erhölls då det aluminiumbaserade metallsaltet PAX XL-100 kombinerades med en anjonpolymer. Utifrån detta införskaffades nödvändiga tillstånd för att kunna starta upp fällningsprocessen vid Södra Sandby reningsverk under hösten 2011. 1 1

Då det under försöken tidigt kunde slås fast att ingen flockavskiljning kunde ske inuti ConPact-enheten blandades ytterligare en part in i samarbetet, nämligen Hydrotech AB som är en del av Veoliakoncernen. Hydrotech AB representerades av Michael Cimbritz och Lars- Gunnar Alm och deras bidrag till reningsprocessen var att komplettera ConPact-enheten med ett trumfilter för att på det sättet kunna avskilja flockarna som bildas inuti ConPacten. Denna försöksuppställning togs i bruk under våren 2012. 2 2

Syfte Syftet med detta arbete är undersöka möjligheten att utöka reningskapaciteten för ConPuras kompaktanläggning ConPact B, som i nuvarande utförande renar vatten med en skruvsil, ett luftat sandfång samt fettavskiljning. Denna utökade reningskapacitet ska i detta projekt erhållas genom en kemisk fällningsprocess där ett metallsalt kombineras med en polymer för att flocka de inkommande föroreningarna. Ett annat syfte med arbetet är att utvärdera potentialen hos den kompakta anläggningen med avseende på möjligheten att ersätta mer platsberoende traditionella reningsprocesser. Frågeställningar Kan en kompakt och kostnadseffektiv förbehandling av avloppsvatten ske genom att introducera en kemisk fällningsprocess till ConPuras kompakta reningsverk ConPact B? Är det möjligt att avskilja de bildade flockarna inuti ConPact-enheten, eller måste den kompletteras med någon typ av filtrering eller sedimentationsprocess? Vilka reningsresultat kan uppnås med denna förhållandevis enkla och billiga teknik? Genomförande I Figur 1 presenteras en översikt av arbetets genomförande. En mer omfattande beskrivning av arbetet finns att läsa i appendix 1. Under inledningen av arbetet genomfördes några jartestförsök för att i labskala studera hur fällningsprocessen fungerar och hur resultatet kan variera beroende på kemikalietillsats. Dessutom erhölls en introduktion till laborationsarbetet. Under denna period inleddes också en litteraturstudie med inriktning på kemisk fällning. Efter inledningsfasen skedde uppstarten av pilotanläggningen i början av oktober. Uppstarten av dessa försök gick dock inte smärtfritt då anläggningen bräddade vid flera tillfällen, dessutom kunde det ganska snabbt konstateras att flockarna inte kunde avskiljas inuti ConPact-enheten. För att komma till rätta med bräddningsproblemet byttes silen i skruvsilsdelen ut mot en något mindre sil, vilken skruvens borstar klarade av att rensa. Detta betydde att fällningsförsöken inte kom igång på riktigt förrän i början av november. På grund av att ingen sedimentation skedde inuti ConPact-enheten erhölls endast en marginell avskiljning av föroreningarna som kom in till ConPact-enheten. Flockbildningen var dock god, varför det beslutades att genomföra sedimentationsförsök av både det inkommande och utgående vattnet i Imhoff-trattar för att studera sedimentationshastigheten. Dessutom togs prover av klarfasen vid olika sedimentationstider för att se vilken reningseffekt som skulle kunna uppnås i ett eventuellt efterkommande sedimentationssteg. Under denna period genomfördes också några korta mikrofilterförsök för att studera möjligheten att använda någon form av filter för att avskilja flockarna i det utgående vattnet. Under slutet av höstens fällningsförsök uppstod nya problem med rensskruven, delvis på grund av kylan men också till följd av att ingen spolning av renset skedde. På grund av detta bräddade anläggningen och försöken avbröts därför inför vintern. Under vintern beslutades det att det under våren skulle genomföras nya fällningsförsök. Denna gång skulle dock ConPact-enheten kompletteras med ett trumfilter från Hydrotech AB. I slutet av april monterades filtret och kopplades ihop med 3 3

ConPact-enheten. Detta betydde att fällningsförsöken startades upp i början av maj för att avslutas i slutet av månaden. Arbetets genomförande Studie om förbehandling av avloppsvatten Labintroduktion Fällningsförsök i ConPact-anläggningen Jartestförsök Byte av sil Sep Okt Nov Dec 2011 Rapportskrivning Fällningsförsök: Planering av ConPact med vårens försök Trumfilter Jan Feb Mar Apr Maj 2012 Figur 1: Översikt av genomförandet av arbetet Avgränsning På grund av att den utvärderade kompaktenheten är framtagen till förbehandling av avloppsvatten så är också rapporten avgränsad till att i stort bara behandla förbehandlingsprocesser. Begränsningar Arbetet med fällningsförsöken har under perioden begränsats på grund av upprepade problem med bräddning till följd av att skruvsilen inte fungerat som den ska. Avskiljningsgraden har till viss del varit svårberäknad på grund av svårigheter att ta ett representativt prov på det inkommande vattnet. 4 4

1. Förbehandling av avloppsvatten 1.1 Bevattning med renat avloppsvatten Bevattning av jordbrukslandskap, parker och gräsmattor står för en stor andel av den globala vattenförbrukningen. Majoriteten av detta bevattningsvatten leds eller pumpas från floder eller från akvifärer under jord (Pedrero et al., 2010). Då en avsevärd andel av världens befolkning bor i områden där vattentillgången är begränsad, är det viktigt att ta till vara på de vattenresurser som finns att tillgå. Detta har lett till att det under det senaste århundradet i många torrare länder med vattenbrist har vuxit fram en tradition att använda avloppsvatten till bevattningsändamål (Pedrero et al., 2010). I till exempel México bevattnas 260000 ha jordbruksmark med mestadels obehandlat utspätt avloppsvatten (Pedrero et al., 2010). Avsaknaden av avlopssvattenrening har dock lett till förhöjda hälsoproblem, framförallt hos bönderna och deras familjer, vilka utsätts för diverse vattenburna virus, parasiter och bakterier (Pedrero et al., 2010). Risken för sjukdomar har också lett till att framförallt de mer utvecklade länderna utarbetat direktioner gällande reningsprocesser och minsta vattenkvalitét som krävs för att det behandlade avloppsvattnet ska få återanvändas för bevattningssyften (Pedrero et al., 2010). Mest effektiva när det gäller återanvändning av avloppsvatten är Israel, där uppemot 20 % av det vatten som används för bevattning är renat avloppsvatten (Pedrero et al., 2010). Kvaliteten på det renade kommunala avloppsvattnet beror framförallt på kvaliteten hos vattenkällan varifrån dricksvattnet tas ifrån, vilka föroreningar som tillförs vattnet vid förbrukningen och naturligtvis den reningsprocess avloppsvattnet genomgår. Normalt mäts vattenreningsresultatet genom att mäta avskiljningsgraden av BOD, COD, SS, fosfor och kväve. När det gäller bevattningsändamål finns dock andra faktorer som också är viktiga, framförallt sådana ämnen som påverkar tillväxten av de planterade grödorna samt permeabiliteten hos jorden, vilka inte alltid mäts hos reningsverken (Pedrero et al., 2010). Rent generellt gäller att ju högre salinitet hos det behandlade avloppsvattnet är, desto större är risken för att problem uppstår med jorden, vattnet eller grödan. Om salthalten är högre än grödans toleransnivå kan det renade avloppsvattnet spädas ut med rent vatten för att motverka problem (Pedrero et al., 2010). Vissa specifika joner kan också ge upphov till skador på eller minskning av skörden då de tas upp och ackumuleras i plantorna, detta gäller framförallt natriumjoner, kloridjoner och borjoner (Pedrero et al., 2010). Vid varma väderförhållanden blir detta problem än större. Natriumjoner i bevattningsvattnet kan också påverka jordstrukturen och leda till lägre infiltrationshastighet samt sämre luftning av jorden. Om infiltrationshastigheten hos vattnet blir för låg finns en risk att plantorna inte kan ta upp tillräckligt med vatten för normal tillväxttakt. När det gäller näringsämnen, och då i första hand kväve och fosfor, kan dessa bidra som gödning. Men de kan också ge upphov till ökande tillväxt av ogräs, försämrad kvalitet hos grödorna samt bidra till en ojämn mognadsprocess (Pedrero et al., 2010). Andra problem som kan uppstå vid bevattning med renat avloppsvatten är att bevattningssystemen kan täppas igen, framförallt vid droppbevattning. Försök har visat att desinfektion där både uv-ljus och klor kombineras ger ett bättre resultat jämfört med en ökad dos av den ena (Pedrero et al., 2010). 5 5

1.2 Föroreningar i avloppsvatten Avloppsvatten innehåller stora mängder föroreningar som kan ge upphov till både hälsoproblem och miljöproblem. När det gäller hälsoproblem så är det framförallt olika virus och bakterier som står för det största hotet och som därmed måste avskiljas. När det gäller miljöproblem så har utsläpp av framförallt kväve och fosfor lett till att många sjöar och vattendrag runtom i världen har övergötts. Nedan följer en översikt av de största föroreningarna och hur dessa förekommer i avloppsvatten. Fosfor På grund av att fosfor ofta är en begränsande faktor för algtillväxt i vattendrag, leder utsläpp i många fall till att vattendragen övergöds och växer igen. På grund av detta är det av vikt att en stor andel av den fosfor som avloppsvatten innehåller avskiljs vid reningsverken. Fosforföreningar som förekommer i avloppsvatten delas upp i tre större fraktioner: ortofosfater, polyfosfater och organiskt bundet fosfor vilka tillsammans representerar totalhalten av fosfor (Kemira, 2003). Större delen av orto- och polyfosfaterna förekommer i löst form medan organisk fosfor i huvudsak förekommer bunden i fasta ämnen (Kemira, 2003). Den största delen av de fosforföreningar som finns i avloppsvattnet har sitt ursprung i fekalier, urin och tvättmedel. I princip all fosfor från fekalier och urin förekommer som ortofosfater medan den fosfor som tillförs avloppsvattnet från tvättmedel i regel förekommer som polyfosfater (Kemira, 2003). När polyfosfaterna från tvättmedel blandas ut i avloppsvattnet så startar en hydrolyseringsprocess där polyfosfaterna omvandlas till ortofosfater. Detta innebär också att större delen ca: 50-80 % av den fosfor som förekommer i avloppsvatten föreligger som löst ortofosfat (Kemira, 2003). Ortofosfat förekommer i två olika former: H 2 PO 4 - och HPO 4 2- vilkas fördelning beror på avloppsvattnets ph-värde. Det vill säga ju lägre ph, desto större andel förekommer som H 2 PO 4 - och vice versa (Kemira, 2003). Den näst största fraktionen av fosfor föreligger som partiklar. Två viktiga komponenter som innehåller fosfor och som förekommer som partiklar är bakterier och virus. Bakterier innehåller dels fosforrika nukleinsyror dels har de ett cellmembran som omges av fosfolipider. Även virusen innehåller fosforrika nukleinsyror som i detta fall är omgivna av proteinskikt (Kemira, 2003). Fosforavskiljning genom flockuleringsprocesser sker på tre olika sätt beroende på vilken form den förekommer i (Aguilar et al., 2002): Fosfater som binds till de fasta partiklarna i lösningen och som därmed avskiljs genom exempelvis sedimentering eller filtrering. Direkt adsorption av fosfatjoner i hydrolysprodukten från metalljonerna i koagulanten. Avskiljning genom utfällning av fosfater med metallsaltet som koagulant. Kväve De olika formerna som kväve förekommer i avloppsvatten kan leda till ökad syreförbrukning, förhöjd algproduktion samt verka toxiskt mot delar av det akvatiska livet i recipienterna (Aguilar et al., 2002). Kvävet i avloppsvatten förekommer endera organiskt bundet eller i 6 6

oorganisk form som ammonium, nitrit och nitrat (Kemira, 2003). Av dessa kväveföreningar är de talrikast förekommande i avloppsvatten ammonium och nitrat. Organiskt bundet kväve finns till exempel i proteiner, peptider, nukleinsyror samt urea (Aguilar et al., 2002). Det kväve som förekommer som proteiner kallas även albuminoidkväve och är den del av kvävet som genom flockulering är lättast att avskilja (Aguilar et al., 2002). För att uppnå en högre kväveavskiljning krävs det dock att ett biologiskt reningssteg införs. Vid biologisk kväveavskiljning utnyttjas nitrifikationsprocessen där ammoniumkvävet oxideras till nitrit eller nitrat varpå denitrifikationsprocessen kan ta vid där nitrit och nitrat reduceras till kvävgas som avges till atmosfären (Kemira, 2003). Partiklar Majoriteten av föroreningarna i ett avloppsvatten består av partiklar. Inom uttrycket partiklar ryms till exempel bakterier, insektsägg, virus, avfallsprodukter, lera och sand. Då föroreningarnas partikelstorlek har en viktig inverkan på deras egenskaper delas de upp i fyra olika kategorier beroende på deras diametrar enligt följande (Kemira, 2003): Löst material <0.08 µm Kolloidala partiklar 0.08-1.0 µm Superkolloidala partiklar 1-100 µm Sedimenterbara partiklar >100 µm De minsta partiklar som visuellt uppfattas som just partiklar har en diameter runt 40 µm. Partiklar med lägre diameter uppfattas istället som grumlighet vars intensitet styrs av partikeldiameterns avvikelse från ljusets våglängd som ligger mellan 0.4-0.7 µm (Kemira, 2003). Ju större avvikelse från detta intervall, desto lägre grumlighet. Då bakterier vanligen med partikeldiameterar mellan 0.35-35 µm och virus med en diameter inom intervallet 0.02-0.4 µm kan medföra stora humanitära risker är det viktigt att dessa avskiljs (Kemira, 2003). Vidare är de kolloidala partiklarna så pass små att de inte sedimenterar såvida de inte centrifugeras eller aggregeras, vilket alltså krävs om alla virus ska avskiljas. Dock kan inte alla partiklar aggregeras och därför är de uppdelade i stabila, icke möjliga att aggregera, och de instabila som är möjliga att aggregera (Kemira, 2003). Nästan alla partiklar som förekommer i vatten har en laddning, i de allra flesta fall är denna nettoladdning negativ. Detta medför att de repellerar varandra och därför förblir i finfördelad form i vätskan såvida de inte hittar något att adsorberas till (Kemira, 2003). Partiklarnas yta kan endera vara hydrofil eller hydrofob. De hydrofoba partiklarna har en fet yta som trots att rent fett saknar laddning i regel erhåller en negativ laddning då negativa joner binds till dessa partiklar genom Van der Waalskrafter (Kemira, 2003). Förutom partikelstorleken har även partikelns densitet stor betydelse för framförallt dess sedimenteringsegenskaper. Vid flockning av partiklar så ökar flockstorleken medan flockdensiteten kan förväntas minska till följd av att flockarna blir mer utsträckta och fluffiga (Kemira, 2003). 7 7

1.3 Mekanisk rening Rensgaller Den mekaniska reningen sker normalt i två steg, där det första består av ett rensgaller. Storleken på hålen i gallret, d.v.s. dess spaltvidd varierar men ligger i regel mellan 3-20 mm (Kemira, 2003). Rensgallrets huvuduppgift är att ta bort grövre föroreningar så som grenar, trasor, matrester och liknande. Sandfång Det andra steget i den mekaniska reningsprocessen är sandfånget. Här är det framförallt tyngre oorganiska partiklar såsom sten, grus och sand som avskiljs (Finger & Parrick, 1980). Detta sker genom att dessa partiklar har högre densitet jämfört med vattnets, vilka därför sjunker till botten. Därifrån transporteras de till exempel med en transportskruv vidare till en sandtvätt eller container. Förutom avskiljningen av dessa oorganiska partiklar kommer även tyngre organiska partiklar såsom kaffesump och frön att avskiljas i detta steg. Dessa organiska partiklar är lämpliga att avskilja från sanden. Detta kan göras med en sandtvätt där sandens högre densitet jämfört med de organiska partiklarna utnyttjas. En sandtvätt kan liknas vid en cyklon där de lättare organiska partiklarna hamnar i cyklonens övre del, medan de tyngre sandpartiklarna hamnar i den nedre delen där de kan avskiljas. Sandfången är ibland luftade för att underlätta fettborttagning, hålla vattnet syresatt samt för att motverka att lättare partiklar avskiljs tillsammans med sanden (Kemira, 2003). Om sandfånget inte fungerar tillfredsställande kan detta till exempel ge upphov till förhöjt slitage på pumpar samt ansamlingar av partiklar i distributionskanalerna efter sandfånget (Finger & Parrick, 1980). 1.4 Kemisk fällning Då en stor andel av föroreningarna i avloppsvatten förekommer i löst form eller som kolloidala partiklar vilka inte sedimenterar av sig själva, måste dessa aggregeras för att öka avskiljningen. Detta kan göras genom att tillsätta en fällningskemikalie som reducerar partiklarnas negativa laddning. Därmed minskar repulsionen mellan partiklarna så att ytkrafter såsom Van der Waals krafter börjar verka och ge upphov till aggregering. På detta sätt ökar partikelstorleken och därmed underlättas avskiljningen. Direktfällning Direktfällning innebär att reningsprocessen endast innehåller tre steg: rensgaller, sandfång och kemisk fällning (Kemira, 2003). Eftersom detta är den enda reningen vattnet genomgår eftersträvas en god fosfor och partikelreduktion, vilket kan ske genom tillsats av en fällningskemikalie (Hansen, 1997). De mest effektiva fällningskemikalierna för direktfällning är aluminiumbaserade, men även järnklorider kan användas, oftast i kombination med en organisk polymer (Hansen, 1997). Trots att denna process är relativt enkel så erhålls ett gott reningsresultat vilket kan ses i Tabell 1, det är framförallt endast avskiljningen av kväve som är bristfällig (Kemira, 2003). 8 8

Då både investeringskostnaden och driftkostnaden är jämförelsevisvis låg i förhållande till det reningsresultat som åstadkoms, är denna process lämplig att introducera i länder där avloppsvattenrening är bristfällig (Hansen, 1997). En nackdel med processen är den ökade slamproduktionen till följd av att fällningskemikalier tillsätts. Detta slam kan dock användas för att generera biogas genom en rötningsprocess (Hansen, 1997). Tabell 1: Reningsresultat med direktfällning (Kemira, 2003) Förorening Reningsresultat Suspenderad substans > 90 % BOD 75 % Total-fosfor > 90 % Total-kväve 25 % Förfällning Förfällning skiljer sig inte nämnvärt från direktfällning, bortsett från att den endast är ett försteg till den efterföljande biologiska reningen (Hansen, 1997). En skillnad mellan förfällning och direktfällning är dock att en lägre kemikaliedos tillsätts vid förfällning. En anledning till detta kan vara att dosera den mängd kemikalier som ger ett förbehandlat vatten med en lämplig kvot mellan BOD 5 /N/P som helst ska ligga runt 100/5/1 innan det förs in i det biologiska reningssteget (Kemira, 2003). Huvudsyftet med att introducera ett förfällningssteg i en reningsprocess är dock att avlasta den biologiska reningen. Detta sker genom avskiljning av partiklar som annars ger upphov till en högre syreförbrukning i det biologiska steget (Hansen, 1997). Även vid förfällning är det framförallt järn och aluminiumbaserade metallsalter som används som fällningsmedel (Hansen, 1997). 1.5 Fällningsprocessen Fällningskemikalier Utmärkande för fällningskemikalier är att de består av ett salt där dess aktiva del, det vill säga metalljonen, är positivt laddad. Anledningen till detta är att de huvudsakligen negativa laddningarna hos föroreningarna i avloppsvatten därmed kan neutraliseras, vilket gör att flockar bildas genom aggregering (Hansen B, 1997A). Det är också därför fällningskemikalier också kallas flockningsmedel. De fällningskemikalier som anses som de mest kostnadseffektiva för fällning av fosfor och suspenderat material är aluminiumsalter, järnsalter och blandningar av dessa. Exempel på fällningskemikalier som finns på marknaden är aluminiumsulfater (ALS), polyaluminiumkloriden (PAX) och järnklorider (PIX) (Kemira, 2003). Både PAX och PIX kan både innehålla sulfater och klorider som motjoner. Rent teoretiskt kan i princip vilken högt positivt laddad jon som helst användas som fällningsmedel (Hansen B, 1997A). Exempelvis skulle både guld och titan fungera alldeles utmärkt, men detta skulle medföra höga kostnader. Neutraliseringsförmågan hos fällningskemikalier ökar med deras positiva laddning. På grund av detta har det tagits fram aluminiumbaserade fällningskemikalier med laddningar på upp till 9 9

+7 vilket gör att de kan tillsättas i betydligt lägre koncentrationer än ett metallsalt med laddningen +3 (Hansen B, 1997A). De högladdade aluminiumsalterna är i regel bättre på att fälla ut partiklar och reducera turbiditeten jämfört med de lägre laddade aluminiumsalterna (Hansen B, 1997A). Å andra sidan är de järn- och aluminiumsalter med lägre laddning mer effektiva på att fälla ut löst ortofosfat i jämförelse med de högladdade jonerna (Kemira, 2003). Valet av fällningsmedel påverkas till viss del också av avloppsvattnets ph-värde. Vid phvärden under ph 5 ger generellt järnsalter bäst resultat medan aluminiumsalter är bäst i spannet ph 5-9 (Kemira, 2003). Då ph-värdet ligger över ph 10 kan även kalk vara lämpligt som fällningskemikalie. Ett problem med kalk är dock att slammängden ökar markant jämfört med de andra metallsalterna (Kemira, 2003). När det gäller aluminiumsalter är det också viktigt att ta hänsyn till att majoriteten av dessa är sura. Detta innebär att när ett aluminiumsalt tillsätts till ett avloppsvatten kommer detta att leda till en viss ph-sänkning. Hur stor ph-sänkningen blir beror på aluminiumsaltets basicitet, det vill säga på hur stor molkvoten OH - /Al 3+ är hos aluminiumsaltet (Kemira, 2003). Detta innebär att aluminiumsalter som saknar basicitet kommer att ge upphov till en större alkalinitetsförbrukning hos det behandlade vattnet jämfört med ett polyaluminiumsalt som innehåller hydroxidjoner. Aluminiumsaltets basicitet påverkar också fällningen av ortofosfat, där en högre basicitet ger en sämre utfällning av ortofosfatjoner (Kemira, 2003). Maximal partikelavskiljning uppnås då den relativa basiciteten, dvs. [mol OH - /3 mol Al], ligger runt 65 % (Kemira, 2003). Då högbasiska polyaluminiumsalt används ökar också risken för överdosering till följd av att laddningsneutralisationen sker inom ett smalare doseringsområde. En överdosering leder till att de tidigare negativa föroreningspartiklarna i vattnet istället för att förlora sin laddning och bli neutrala, istället får en positiv laddning och därmed repellerar varandra på grund av detta. Detta leder till minskad aggregering och kallas för restabilisering av partiklar (Kemira, 2003). Polymerer Två typer av organiska polymerer används frekvent inom vattenrening. Dels katjonpolymerer, vilka är repeterade enheter som innehåller positivt laddade grupper, dels anjonpolymerer som istället innehåller negativt laddade grupper (Kemira, 2003). Anjonpolymerer används ofta i kombination med metallsalt för att skapa starkare och tätare flockar. Detta genom att anjonpolymerens negativt laddade grupper binder till flockarnas positivt laddade säten och därmed kopplar samman dem (Kemira, 2003). Detta leder till starkare och tätare flockar med ökad sedimentationshastighet och lägre vatteninnehåll. Ytterligare en fördel som erhålls är att flockningstiden blir kortare då metallsaltet kombineras med en anjonpolymer. Det är dock viktigt att anjonpolymeren tillsätts efter att metallsaltet fått verka i någon sekund. Om anjonpolymeren istället tillsätts samtidigt som metallsaltet är risken stor att den binder direkt till de aktiva metalljonerna som då inte kommer att kunna reagera med föroreningarna i vattnet (Kemira, 2003). Om en låg metallsaltdosering är önskvärd under förutsättningen att avskiljningen av organiskt bundet kol förblir densamma, kan metallsaltet kombineras med en katjonpolymer. Detta innebär också att vattnet kan renas vid högre ph-värden samtidigt som det slam som bildas blir torrare (Kemira, 2003). Ett problem med katjonpolymerer är dock kostnaden som är högre per positiv laddning jämfört med metallsalten. 10 10

Mixning När ett trevärt järn eller aluminiumsalt tillsätts till ett avloppsvatten reagerar Fe 3+ eller Al 3+ jonerna så starkt med vattnet att det spjälkas i vätejoner och hydroxidjoner enligt följande formel (Kemira, 2003): Al 3+ + H 2 O AlOH 2+ +H + Denna reaktion sker mycket snabbt och redan efter en sekund har majoriteten av alla Al 3+ - joner endera reagerat med föroreningarna i vattnet eller med vattenmolekylerna. Då aluminiumjonerna reagerar med vattenmolekylerna sker detta genom följande mycket snabba reaktioner inom ca 1-7 sekunder (Kemira, 2003): AlOH 2+ + H 2 O Al(OH) 2 + +H + Al(OH) 2 + + H 2 O Al(OH) 3 +H + I ett avloppsvatten finns många fler vattenmolekyler för aluminiumjonerna att reagera med jämfört med vad det finns ortofosfatjoner och andra föroreningar. Detta innebär att risken är stor att aluminiumjonerna reagerar med vattnet och bildar aluminiumhydroxid istället för att aggregera föroreningarna (Kemira, 2003). På grund av att aluminiumjonerna reagerar snabbt, är det viktigt att fällningskemikalien tillsätts i ett skede där turbulensen i vattnet är så hög som möjligt. Anledningen till detta är att chansen då ökar för aluminiumjonerna att träffa på en förorening att reagera med under den sekunden då aluminiumjonerna fortfarande har en positiv laddning (Kemira, 2003). Även hydroxiderna hjälper till viss del till i avskiljningen av både ortofosfat och små partiklar då dessa kan adsorberas till hydroxidflockarna. Försök har dock visat att detta ger en betydligt lägre avskiljning av föroreningar jämfört med det fall där positiva aluminiumjoner reagerar direkt med föroreningen (Kemira, 2003). Koagulering och flockning Då majoriteten av partiklarna i avloppsvatten har en negativ ytladdning repellerar dessa varandra. Detta innebär att attraktionskrafter som verkar på mycket små avstånd, som till exempel Van der Waals krafter inte är starka nog för att aggregera partiklarna i vattnet (Hansen B, 1997A). Genom att tillsätta positivt laddade metallsalt, kan partiklarnas negativa laddning reduceras. Reduceringen av de negativa laddningarna hos partiklarna är det fenomen som benämns som koagulering (Hansen B, 1997A). I Figur 2 visas hur aluminiumjoner neutraliserar den negativa laddningen hos de kolloida partiklarna. Då partiklarnas negativa laddning neutraliserats sker en destabilisering av partiklarna som leder till att de aggregerar och skapar mikroflockar med hjälp av Van der Waals krafter (Hansen B, 1997A). När sedan en anjonpolymer tillsätts till avloppsvattnet aggregeras mikroflockarna till varandra. Detta 11 11

leder till att makroflockar bildas som då lättare kan sedimentera (Hansen B, 1997A). Figur 2: Översiktlig illustration som visar hur koagulering och flockning går till då ett metallsalt kombineras med en anjonpolymer för partikelfällning. (Illustrerad av Petter Olsson, 2012-10-16). Ju högre laddning ett metallsalt har, desto bättre är det på att neutralisera de negativa laddningarna på partiklarnas yta. Detta innebär att ju högre laddning den positiva jonen har, desto lägre koncentration krävs för laddningsneutralisationen. Omgivande faktorer som till exempel ph, temperatur och jonstyrka gör dock att det i praktiken krävs högre koncentrationer av de positiva jonerna än vad teorin låter tro (Hansen B, 1997A). Aluminium och polyaluminiumjoner kan även binda oladdade organiska molekyler genom att den organiska molekylens hydrofila sida vänds mot aluminiumföreningarnas yta och dess hydrofoba del mot vattenfasen (Kemira 2003). Detta resulterar i att aluminiumföreningens yta blir hydrofob och därmed kan den även binda och fälla ut partiklar med hydrofob yta. I Figur 3 illustreras hur denna process går till. 12 12

Figur 3: Bilden visar hur en oladdad organisk molekyl binds till en polyaluminiumjon och därmed ge den hydrofoba egenskaper för att den lättare ska kunna fälla ut andra hydrofoba ämnen. Bild illustrerad utefter figur i boken Om konsten att rena vatten s 123 (Kemira, 2003) (Med tillstånd från Kemira). Om målet med fällningen är att erhålla större flockar med högre styrka det viktigt att tänka på att uppfylla följande tre faktorer (Kemira, 2003): Hög dosering av koagulant Koagulering med låga skjuvkrafter Koagulant med hög basicitet Om skjuvkrafterna blir för höga, det vill säga om vattnets rörelser är för snabba resulterar detta i att flockarna slås sönder och minskar i storlek. 1.6 Sedimentering Sedimentationshastigheten hos partiklar beror till största delen på deras densitet och storlek. I Tabell 2 presenteras typiska sedimentationshastigheter för olika partikelstorlekar i stillastående vatten. I en flockningsprocess där flockarna ska avskiljas genom sedimentation sparas mycket tid om den erhållna flockstorleken och dess densitet optimeras för att förbättra dess sedimentationsegenskaper. I normala fall ökar sedimentationshastigheten med ökande flockstorlek trots att en viss minskning av densiteten sker. Det finns dock ett fenomen som beskrivs nedan som kallas hindrad sedimentering som uppkommer då partikeltätheten blir för hög, vilket leder till en minskad sedimentationshastighet trots att flockarna är stora. 13 13

Tabell 2: Sedimentationshastigheten hos olika partikelstorlekar. De angivna tiderna representerar den tid det tar för partiklarna att sjunka en meter i stillastående vatten vid 25 C. Dessa siffror är dock ungefärliga då de bygger på antagandet att partiklarna följer Stokes lag, vilket inte är riktigt sant då alla partiklar inte är sfäriska. (Med tillstånd från Kemira 2003). Partikeldiameter Sedimentationstid (ρ=1.05 g/cm 3 ) Sedimentationstid (ρ=1.10 g/cm 3 ) Sedimentationstid (ρ=2.65 g/cm 3 ) Total partikelyta (ρ=m 2 /cm 3 ) 1 mm 37 s 18 s 1 s 0.006 0.1 mm 1 h 31 min 2 min 0.06 10 µm 4 dagar 2 dagar 3 h 0.6 1 µm 1 år 0.6 år 13 dagar 6 0.1 µm 117 år 58 år 3.5 år 60 Eftersom vattnets viskositet ökar då temperaturen sjunker, medför detta att sedimentationshastigheten sänks. Vid 5 C ökar sedimentationstiden med uppemot 50 % jämfört med de angivna hastigheterna i Tabell 2 (Kemira, 2003). Diskret sedimentering Granulära partiklar, det vill säga de lite större och tyngre partiklarna som till exempel sandkorn sedimenterar i regel var för sig och det med en konstant sedimentationshastighet under lugna förhållanden (WTHa, 1995). Denna typ av sedimentering benämns som diskret sedimentering. Flockulent sedimentering Mindre partiklar som flockas i större eller mindre utsträckning kommer att erhålla olika storlek och därmed kommer deras sedimentationshastighet att variera. Vid lägre partikelkoncentrationer kommer sedimentationshastigheten att öka då flockstorleken ökar till följd av kollisioner med andra partiklar (WTHa, 1995). Detta fenomen kallas flockulent sedimentering. Hindrad sedimentering Då förekomsten av flockar och partiklar är hög måste interpartikulära krafter tas i beaktande. Detta då flockarna och partiklarna riskerar att klumpas ihop till ett lager. Till en början är både flockningen och sedimenteringen bra vid högre partikelkoncentrationer. Men då partikelkoncentrationen blir tillräckligt hög för att börja klumpas ihop till ett lager kommer en gränsyta att skapas mellan den sjunkande partikelmassan och vätskans klarfas (WTHa, 1995). Detta leder till en minskande sedimentationstid och benämns hindrad sedimentering och sker i regel bara då partikelkoncentrationen ligger över 500 mg/l (WTHa, 1995). 14 14

2. Södra Sandby reningsverk Figur 4: Flygbild över Södra Sandbys reningsverk, Foto: VASYD (Med tillstånd från VASYD, 2011). Reningsverket i Södra Sandby som visas i Figur 4 tar emot och behandlar avloppsvatten från Södra Sandby och Flyingeby och är dimensionerat för 7900 p.e. Transporten av dagvatten och spillvatten sker i separata ledningssystem, där transporten av spillvattnet sker med hjälp av fyra pumpstationer (VA SYD, 2011). I Tabell 3 presenteras vattenflödet in till reningsverket. Tabell 3: Vattenflöde in till Södra Sandbys reningsverk 2010 (VA SYD, 2011). Typ av vatten Flöde (m 3 /år) Spillvatten 651 570 Dagvatten 0 Tillskottsvatten 85 385 Total mängd inkommande vatten 736 955 Precis som alla andra reningsverk i Sverige har Södra Sandby reningsverk utsläppsgränser för några av de föroreningar som finns i avloppsvattnet. Dessa föroreningar presenteras i Tabell 4 tillsammans med gränsvärden och utsläppsmedelvärden för verksamhetsåret 2010 (VA SYD, 2011). Tabell 4: Inkommande och utgående koncentration samt tillåtet gränsvärde för olika föroreningar vid Södra Sandbys reningsverk under 2010 (VA SYD, 2011). Parameter Inkommande halter (medelvärde (mg/l)) Utgående halt (medelvärde (mg/l)) Tillåten koncentration i utgående vatten (mg/l) BOD 7 172 3.6 10 P-tot 5.2 0.16 0.3 NH 4 -N 0.63 5 N-tot 17 COD-Cr 31 TOC 7.8 Syremättnadsgrad > 62 % 15 15

Vid reningsverket genomförs mekanisk, biologisk och kemisk rening. Den mekaniska reningen består av rensgaller, sandfång och försedimentering. Även förfällning kan appliceras, men denna används i normala fall inte (VA SYD, 2011). Den biologiska reningen består av en aktivslamprocess indelad i fyra zoner som var och en kan drivas luftad eller oluftad. Därefter följer ett mellansedimenteringssteg innan den kemiska reningen tar vid. Den kemiska reningen inleds i en flockningsbassäng där järnklorid tillsätts för fällning av framförallt fosfor (VA SYD, 2011). Därefter leds vattnet vidare till eftersedimenteringsbassängerna där kemslammet avskiljs och förs tillbaks till försedimenteringen där det blandas med bioslam och primärslam (VA SYD, 2011). Det sista steget i reningsverket består av polering i tre seriekopplade dammar med mellanliggande luftningstrappor. Slutligen leds det renade vattnet ut i Sularpsbäcken (VA SYD, 2011). Det blandade slammet från försedimenteringssteget förtjockas gravimetriskt innan det förs in i en rötkammare. Efter rötningen centrifugeras slammet innan det läggs på verkets slamlager i väntan på transport till den externa slamplattan i Värpinge (VA SYD, 2011). Vattnet från förtjockning, rötning och centrifugering förs tillbaka till reningsverkets inlopp (VA SYD, 2011). Efter att slammet förvarats i minst 6 månader för att hygieniseras, blandas det upp med sand och strukturmaterial för att sedan spridas på åkrar där framförallt fodergrödor, energigrödor och spannmålsväxter odlas (VA SYD 2011). 16 16