Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den biologiska ...

Umeå universitet
Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap
Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den
biologiska fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk
Mikrobiologiska, processtekniska och externa aspekter
Examensarbete
Jannice Örnmark
Gävle, maj 2007

Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den
biologiska fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk
Mikrobiologiska, processtekniska och externa aspekter
Examensarbete
Jannice Örnmark
Handledare: Sten Backlund
Carin Eklund

SAMMANFATTNING
Övergödning är ett globalt problem vars orsak i huvudsak står att finna i antropogent utsläpp
av växtnäringsämnena kväve och fosfor till den akvatiska miljön. För att motverka skadorna
på miljön har en rad olika tekniker utvecklats för att avlägsna fosfor från kommunala
avloppsvatten innan det når recipienten. I Sverige är kemisk fällning den vanligaste metoden
för fosforavskiljning eftersom det är en relativt enkel och stabil metod. De ökade kraven på
låga utsläppsvärden har dock lett till att användandet av fällningskemikalier är omfattande.
Detta strider mot visionen om ett hållbart ekologiskt samhälle befriat från användandet av
ändliga naturresurser.
På senare år har en ny metod för fosforavskiljning börjat tillämpats på svenska reningsverk.
Tekniken går under benämningen biologisk fosforavskiljning (bio-P) och bygger på vissa
mikroorganismers naturliga förmåga att lagra ett överskott av fosfor i cellstrukturen.
Processen kräver en konfiguration med alternerande anaeroba och aeroba förhållanden
samtidigt som en tillräcklig mängd kolkälla i form av flyktiga fettsyror (VFA) finns
närvarande. När mikroorganismerna byggt på sig tillräckligt med fosfor avlägsnas cellmassan
i form av ett slam, och på så vis avskiljs en betydande mängd fosfor från vattenströmmen.
Duvbackens reningsverk i Gävle införde 2004 en bio-P-process med syftet att uppnå en mer
ekologiskt hållbar avloppsrening med minskad kemikalieanvändning. Verket saknar krav på
kväveavskiljning och har från och med oktober 2006 krav att rena fosfor till ett utsläppsvärde
understigande 0,4 mg/l. På grund av processens känslighet för störningar har stundtals
problem uppstått med förhöjda halter av fosfor i utgående vatten vilket har lett till att
fällningskemikalie måste nyttjas emellanåt. Målet med denna studie var därför att utreda
orsaken till dessa störningar samt att ta fram lämpliga metoder för att utvärdera verkets bio-Pprocess
med avseende på processtekniska, mikrobiologiska och externa parametrar. Detta
uppnåddes genom försök med satsreaktor i laboratorieskala samt analyser av utvalda
parametrar i processen kompletterat med mikrobiologiska metoder. Försök utfördes även i full
skala på utvalda delar av processen för att få en ökad förståelse och en bättre karaktärisering
av den aktuella bio-P-processen.
Resultaten pekade på att fosforavskiljningen på Duvbackens reningsverk till största delen är
biologisk. Karaktäriseringen av bioslammet gav dock en indikation på periodvis skiftande
bio-P-aktivitet där processen tycks ha fungerat bättre i slutet av sommaren jämfört med i
början. Vidare visades att tillgången till kolkälla i form av VFA skiftade kraftigt och
mestadels var undermålig för mikroorganismerna i bio-P-processen. Ingen VFA producerades

heller spontant över försedimenteringssteget. Försöken i full skala visade dock att verket har
goda möjligheter att internt framställa VFA genom hydrolys av primärslam direkt i
försedimenteringssteget. Vidare fastslogs att de momentant förhöjda utsläppsvärdena av
fosfor kunde sättas i samband med låga syrehalter i de aeroba zonerna och att orsaken
sannolikt berodde på extern tillförsel av syreförbrukande material till reningsverket. Tre
industrier med betydande utsläpp av syreförbrukande material kopplade till ledningsnätet
återfanns.
En rad betydelsefulla kontrollpunkter identifierades där mikroorganismernas tillgång till VFA
tillsammans med syrehalten i de aeroba zonerna tycks vara mest kritisk för bio-P-processen.
Den befintliga luftningskapaciteten klarar inte av momentant förhöjda koncentrationer av
syreförbrukande material som verket periodvis får ta emot, men som även införandet av en
hydrolysprocess skulle innebära. Resultaten visade också att den periodvisa recirkulationen av
kemslam till biosteget verkar ha en negativ inverkan på bio-P-processen.

ABSTRACT
Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a relatively new method for reducing
phosphorus in municipal wastewaters. The method is being applied at Duvbacken wastewater
treatment plant in Gävle, were it has been used in operation since 2004. The process is
sensitive to disturbances and due to this, the treatment plant has had problems with temporary
heightened levels of phosphorus in the effluent. This study aims to investigate the reason for
these interferences, and also to find suitable methods for evaluating the EBPR process by
performing both laboratory analysis of selected significant parameters, microbial methods and
batch tests in a laboratory reactor. As a compliment, and to get a better understanding and
characterisation of the current EBPR process, experiments were also performed in full scale.
The main goal is to improve the short-term stability of the EBPR process, so as to ensure low
phosphorus levels in the effluent and minimise the usage of chemicals in the process.
One important parameter was found to be the levels of carbon source in form of volatile fatty
acids (VFA) which was found to be inferior for the process. Increased levels of VFA were
successfully achieved by anaerobic hydrolysis of primary sludge. Another crucial parameter
was found to be the temporary critical levels of oxygen in the aerobic zones, which were
shown to be initiated by external instantaneous loads, consequently affecting the process
negatively. Three industries with major discharges of oxygen-demanding sewage were
identified, and the capacity of the existing aeration machinery was estimated to be to low for
external instantaneous high loads and a possible future hydrolysis process. The usage of
chemical precipitation was also shown to have possible bad influence on the process.
Keywords: Enhanced biological phosphorus removal (EBPR), volatile fatty acids (VFA),
sludge hydrolysis, phosphorus accumulating organisms (PAO), glycogen accumulating
organisms (GAO)

INNEHÅLLSFÖRTECKNING
1 INLEDNING 9
1.1 SYFTE OCH AVGRÄNSNINGAR
1.2 LÄSHÄNVISNINGAR
9
10
2 BAKGRUND 12
2.1 FOSFOR I AKVATISKA MILJÖER
2.1.1 Källor
2.1.2 Effekter På recipienten
2.1.3 Fosfor i avloppsvatten
2.2 FOSFORRENING I SVERIGE
2.2.1 Krav på fosforavskiljning
2.2.2 Återföring av fosfor
2.2.3 Metoder för fosforavskiljning
12
12
13
15
16
16
16
18
3 TEORI 18
3.1 BIOGISK FOSFORRENING
3.1.1 Processkonfiguration
3.1.2 Biokemisk modell
3.1.2.1 Mikroorganismerna
3.1.2.2 Anaeroba zonen -fosforsläpp
3.1.2.3 Aeroba zonen -fosforupptag
3.1.3 Faktorer för fungerande biologisk fosforavskiljning
3.1.3.1 Mikrobiell konkurrens
3.1.3.2 Kolkällan
3.1.3.3 Nitrat och syre
3.1.3.4 Motjoner
3.1.3.5 pH
3.1.3.6 Temperatur
3.1.3.7 Slamflykt
3.1.3.8 Slamålder och anaerob uppehållstid
3.1.3.9 Anaerobt släpp av fosfor
3.1.3.10 Extern stötbelastning och variation i flöde
3.1.3.11 Kemisk fällning
3.2 SLAMHYDROLYS
3.2.1 Flyktiga fettsyror
3.2.2 Processkonfiguration
3.2.3 Anaeroba nedbrytningsprocessen
3.2.3.1 Bildningen av flyktiga fettsyror
3.2.3.2 Metangasbildning
3.2.4 Faktorer för fungerande hydrolys
3.2.4.1 Uppehållstid
3.2.4.2 pH
3.2.4.3 Temperatur
3.2.4.4 VFA-potential och -produktion
18
19
20
20
21
23
24
25
26
28
29
29
30
31
31
32
32
33
33
34
35
36
37
38
38
38
39
39
39

3.2.4.5 Extern stötbelastning 40
3.2.4.6 Redoxpotential 40
3.2.4.7 Slamtyp 40
3.2.4.8 Belastning till biosteget 40
3.3 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING KOMBINERAD MED KEMISK FÄLLNING 41
3.3.1 Fällningsprocessen 41
3.3.2 Effekter på den biologiska fosforavskiljningen 42
3.3.3 Processkonfiguration 43
3.4 BIOLOGISK FOSFORRENING KOMBINERAD MED KVÄVERENING 44
3.4.1 Biokemisk modell 44
3.4.1.1 Nitrifikation 45
3.4.1.2 Denitrifikation 45
3.4.2 Processkonfiguration 46
4 DUVBACKENS AVLOPPSRENINGSVERK 48
4.1 BELASTNING OCH RENINGSKRAV 48
4.2 REAKTORKONFIGURATION OCH PROCESSER 49
4.3 PROBLEMATIK KRING BIO-P-PROCESSEN 52
5 METODIK FÖR KARAKTÄRISERING AV BIO-P- PROCESSEN 53
6 METODIK 55
6.1 COD 55
6.2 BOD7
55
6.3 TOC 55
6.4 TOT-P 56
6.5 PO4-P 56
6.6 NO3-N 56
6.7 VFA-BESTÄMNING 56
6.8 VFA-POTENTIAL 56
6.9 FOSFORSLÄPP OCH UPPTAGSFÖRSÖK 57
6.10 SS, GF OCH VSS 58
6.11 MIKROSKOPERING 59
7 RESULTAT OCH DISKUSSION 60
7.1 KARAKTÄRISERING AV INKOMMANDE AVLOPPSVATTEN 61
7.1.1 VFA-analyser 61
7.1.2 Belastning till biosteget 62
7.1.3 Rekommendationer 64
7.2 UTVÄRDERING AV BIO-P-PROCESSEN 64
7.2.1 Fosfatprofil 64
7.2.2 Slamålder och nitrathalt 67
7.2.3 Fosforsläpps- och upptagsförsök 68
7.2.4 Mikroskopering 71
7.2.5 Fosforhalt i bioslammet 72
7.2.6 Rekommendationer 73
7.3 HYDROLYSFÖRSÖK 74
7.3.1 Spontan hydrolys 74
7.3.2 VFA-produktion med befintlig pump 75
7.3.3 VFA-produktion med extern pump 76
7.3.4 Effekter av hydrolysprocessen 77
7.3.4.1 Fosfatprofil vid hydrolys 78
7.3.4.2 Belastning från försedimentering 80
7.3.5 Rekomendationer 80
7.4 MOMENTAN STÖTBELASTNING 82
7.4.1 Rekommendationer 85
8 SLUTSATSER 86
9 FRAMTIDA STUDIER 87
FÖRKORTNINGAR/FÖRKLARINGAR 88

REFERENSER 95
BILAGOR 98

1 INLEDNING
Eutrofiering är ett globalt problem som leder till störningar i miljön i form av algblomning,
minskad biologisk mångfald och igenväxta sjöar. Huvudorsaken är antropogent utsläpp av
växtnäringsämnena fosfor och kväve. Allt sedan konsekvenserna av övergödning blivit kända
har olika metoder för rening av avloppsvatten utvecklats. Kemisk fosforavskiljning är den
mest frekvent förekommande metoden för att reducera fosfor men på senare tid har ett
fenomen kallat biologisk fosforavskiljning (bio-P) uppmärksammats och fått en tillämpning
på ett fåtal reningsverk. Metoden innebär att specifika processbetingelser på ett
avloppsreningsverk gynnar naturligt förekommande fosforavskiljande mikroorganismer som
därmed kan rena vattnet från fosfor. I dagsläget är huvuddragen kring denna biologiska
process kända samtidigt som det finns mycket att vinna genom en ökad kunskap beträffande
ekologin bakom de för processen specifika mikroorganismerna. Bio-P-processen passar väl in
i ett kretsloppssamhälle och är ekologiskt föredelaktig då kemikalieförbrukningen minimeras
samtidigt som kvalitén på det avskiljda slammet höjs.
Duvbackens reningsverk i Gävle använder sig sedan några år tillbaka av en bio-P-process för
att avskilja fosfor. Processen är känslig för störningar vilket har lett till att fällningskemikalier
stundtals nyttjas vid momentant förhöjda halter av fosfor i utgående vatten. Det mesta av
dagens forskning bygger på försök utförda i laboratorieskala där ideala förhållanden råder.
Dessa studier är viktiga för att få en ökad kunskap om den mikrobiologiska processen
samtidigt som försök i full skala är nödvändiga för att få en helhetsbild och för att utveckla
lämpliga metoder för att karaktärisera och påvisa störningar i en aktuell bio-P-process.
Kontinuerlig utvärdering av processen leder till ökad förståelse samtidigt som problem kan
förebyggas och åtgärdas. Denna studie är inriktad på de specifika problem och
omständigheter som uppstått i samband med nyttjandet av bio-P på Duvbackens reningsverk.
1.1 SYFTE OCH AVGRÄNSNINGAR
Examensarbetet är indelat i en praktisk och en teoretisk del. Tonvikten av den praktiska
studien innefattar en utvärdering av den befintliga bio-P-processen vid Duvbackens
avloppsreningsverk i Gävle, samt en undersökning av orsaken till momentant förhöjda
fosforhalter i utgående vatten. Syftet är att undersöka huruvida bio-P-processen fungerar
optimalt eller om förbättringar kan göras internt, att identifiera kritiska kontrollpunkter
och ta fram rekommendationer för förbättrad driftoptimering. Syftet är dessutom att utreda
interna och externa faktorer som kan ha en negativ inverkan på processen och därmed bidra
till att utsläppskvoten av fosfor stundtals överskrids. Huvudmålet är därmed att identifiera
lämpliga åtgärder som kan vidtas för att på sikt minimera utsläppen av fosfor till recipienten
9

Inledning
samtidigt som användandet av fällningskemikalier ska minimeras i linje med Duvbackens
reningsverks miljömål samt de nationella miljömålen.
Ett annat delmål är den teoretiska delen som innefattar en litteratursammanställning. Syftet
med denna är att sammanfatta tillgänglig litteratur inom området för att samla adekvat
information om bio-P-processen som kan användas i informationssyfte av personalen på
Duvbackens reningsverk. Sammanställningen ska ge grundläggande kunskap om bio-P, de
faktorer som påverkar processen samt viktiga driftsparametrar. Sammanställningen ska även
innefatta teori om kemisk fällning i relation till bio-P eftersom dessa är de processer som i
dagsläget nyttjas på reningsverket. Teori rörande biologisk kväveavskiljning kommer också
att ingå eftersom krav på kväveavskiljning kan bli aktuella på Duvbackens reningsverk i
framtiden. Sammanställningen syftar också till att ge förslag på kontrollprogram för
kontinuerlig utvärdering av bio-P-processen med avseende på processtekniska och
mikrobiologiska aspekter samt felsökning med avseende på interna och externa störningar.
Tyngdpunkten i det laborativa arbetet kommer att ligga på analys av förhållandet mellan löst
fosfor och lättillgänglig kolkälla (VFA) samt en utredning om denna kvot kan anses tillräcklig
för den fosforavskiljande bakteriekulturen och därmed för en väl fungerande
fosforavskiljningsprocess. Produktionen av VFA över försedimenteringssteget kommer också
att analyseras, dels genom analyser i laboratorieskala och dels genom hydrolysförsök i full
skala, för att på så sätt utreda avloppsverkets möjligheter att vid behov internt framställa
ytterligare VFA. Vidare kommer bioslammet att karaktäriseras för att utvärdera
mikroorganismernas fosforavskiljningskapacitet. Även externa faktorer kommer att utredas
som möjlig orsak till de momentant förhöjda halterna av fosfor i utgående vatten. Här
kommer bland annat analys av avloppsvatten från olika industrier med misstänkt hög
belastning av syreförbrukande material att utföras.
Ett antal begränsningar har gjorts på grund av den tidsbrist som råder under ett
examensarbete. I rapporten redovisas teoretiskt förslag på andra studier som kan göras för att
utvärdera en biologisk fosforavskiljningsprocess mer ingående. Den praktiska studien
begränsas endast till den biologiska fosforavskiljningen och belyser exempelvis inget om
slamhantering i samband med processen.
1.2 LÄSHÄNVISNINGAR
Rapporten är indelad i en teoretisk del och en praktisk del. I teoriavsnittet beskrivs
inledningsvis, i kapitel 2.1, bakgrunden till övergödningsproblematiken med fokus på fosfor.
Kapitlet syftar till att ge en insikt i varför utsläppen av fosfor till den akvatiska miljön bör
begränsas samtidigt som ett kretslopp på sikt återskapas. Därefter följer ett kapitel, 2.2, som
specifikt berör fosforrening i Sverige. Kapitlet inkluderar teori om riktlinjer och bestämmelser
för utsläpp, återföring av fosforberikat slam till jordbruksmarker samt en kort introduktion till
olika fosforavskiljningsmetoder som tillämpas vid kommunala reningsverk i landet. I kapitel
3.1 ligger fokus på teoriavsnittet och här behandlas grundläggande kunskaper om biologisk
fosforavskiljning för att ge en insyn i hur processen fungerar biokemiskt och praktiskt.
Kapitlet innehåller vidare avsnitt om mikrobiell konkurrens, metoder för att detektera
fosforavskiljande bakterier samt en mer ingående analys av olika faktorer som kan ha en
inverkan på bio-P-processen. Teori om den för bio-P-processen essentiella kolkällan i form av
flyktiga fettsyror (VFA) behandlas i ett separat kapitel, 3.2, som tar upp hur dessa kan
framställas internt, genom hydrolys, samt faktorer som är viktiga att beakta vid denna process.
Därefter följer ett kort kapitel, 3.3, om biologisk fosforavskiljning i relation till kemisk
fosforrening samt 3.4 om kombinerad biologisk fosfor och kväverening. I kapitel 4 ges en
10

Inledning
bakgrund om Duvbackens reningsverk som innefattar utsläppskvoter, reaktorkonfiguration,
processer samt problematiken kring den befintliga bio-P-processen på verket.
Den praktiska delen av rapporten bygger på data från provtagning samt analyser utförda vid
Duvbackens reningsverk. Kapitel 5 innehåller en sammanfattande redogörelse av metoder
som är lämpade att använda sig av vid utvärdering av en biologisk fosforavskiljning medan
kapitel 6 tar upp den metodik som användes vid denna studie. Resultaten redovisas och
diskuteras i kapitel 7 som också innefattar rimliga åtgärder ur ett ekonomiskt och praktiskt
perspektiv. Kapitel 8 sammanfattar slutsatserna av studien och kapitel 9 inkluderar förslag på
fortsatta studier. Avslutningsvis redovisas en ordlista i kapitel 10, referenser som nyttjats i
studien i kapitel 11 samt ett antal bifogade bilagor med separat innehållsförteckning i kapitel
12.
11

2 BAKGRUND
Fosfor är ett näringsämne som är livsviktigt och återfinns i alla levande organismer där det
har en central roll för cellens överlevnad. Bland annat ingår fosfor i ATP, som är en viktig
länk i cellens energiförsörjningssystem och som en del i de byggstenar som bygger upp alla
organismers arvsmassa, DNA och RNA (Johnsson et al., 1991). Den största delen av
oorganisk fosfor återfinns i naturen bunden till mineraler såsom apatit och fosforit. Växter och
en del mikroorganismer har förmågan att ta upp oorganisk fosfor ur mark och vatten och
därmed integrera den till viktiga beståndsdelar i biomassan. Fosforn förs sedan vidare till
mikroorganismer och djur i näringskedjan. När växter och djur dör återförs fosforn till marken
i ett naturligt kretslopp.
2.1 FOSFOR I AKVATISKA MILJÖER
Fosfor är det begränsande näringsämnet för många fotosyntetiserande organismer i akvatisk
miljö. Problem uppstår då antropogen påverkan leder till att fosfor överskrider
koncentrationer som är tillväxtbegränsande för dessa organismer. Samtidigt som fosfor är en
bristvara inom industrin och jordbruket går enorma mängder till spillo via avlopp och
avrinning där det slutar upp i naturen och orsakar olägenheter. Huvudsyftet med
avloppsrening har länge varit att skydda människor från sanitära olägenheter i städerna och
kom senare, i vissa delar av världen, även att inbegripa skydd av recipienten från vissa
föroreningar och näringsämnen. Problematiken kring övergödning har länge varit känd vilket
lett till att många tekniska lösningar har utvecklats som gett upphov till att utsläppen av
näringsämnen har minskat. Trots detta kvarstår effekter av övergödningen i miljön eftersom
näringsämnena finns kvar och bidrar till en långsam återhämtning samtidigt som kunskap och
teknik inte nått ut till alla delar av världen.
2.1.1 KÄLLOR
I dag odlar människan upp stora arealer till vilka vi bryter fossil fosformineral som modifieras
och nyttjas som konstgödsel till våra grödor. Detta är inte hållbart ur ekologisk synpunkt
eftersom fosfor är en begränsad ändlig resurs och beräkningar tyder på att tillgången till
brytbar mineral kommer att sina inom en hundraårsperiod. Användandet av konstgödsel leder
dessutom till att det naturliga kretsloppet bryts eftersom en betydande del av fosforn anrikas i
den akvatiska miljön via läckage från
jordbruket (Naturvårdsverket, 2002). Fosfor har dock till skillnad från kväve egenskapen att
delvis binda till partiklar varför en del av fosforn blir kvar i marken. Den antropogena
påverkan på vattendrag har också utmynnat i att många bäckar rätas ut och våtmarker dikas.
12

Bakgrund
Detta leder till ökad erosion och minskad kontaktyta och följden blir att fosforn inte får
samma chans att binda till markens partiklar och tar sig därmed mer obehindrat vidare mot
sjöar och hav. Fosforns förmåga att binda till markens partiklar och mineraler gör den också
till viss del otillgänglig för växterna i odlingsmarkerna. För att kompensera för detta använder
jordbrukare ofta mer gödningsmedel än vad som egentligen behövs. Med tiden blir marken
dock mättad på uppbunden fosfor vilket leder till att den överdimensionerade dosen utgör en
betydande ökning av de för växterna tillgängliga fosforföreningarna. Grödorna på
odlingsmarkerna hinner inte med att ta upp överskottet vilket betyder att lättillgängliga lösta
fosforföreningar lakas ur jordbruksmarkerna och når den akvatiska miljön (Brandy & Weil,
1996).
De mest betydande källorna till fosfor i den akvatiska miljön är förutom jordbruket även
skogsbruk och betesmarker för kreatur. Dessutom sker punktutsläpp från industrier som vid
tillverkning av pappersmassa, från slakterier och från bland annat urin och tvättmedel via den
kommunala avloppsvattenhanteringen (Naturvårdsverket, 2002). Ca en tredjedel av
fosforinnehållet i avloppsvatten härrör från tvättmedel medan huvuddelen kommer från
fekalier och urin. Sammantaget släpper varje enskild person i Sverige ut i genomsnitt 2,0-3,5
g fosfor per dygn (Kemira Kemwater, 2003).
Punktutsläppen från avlopp och industrier är lättare att åtgärda till skillnad från diffusa
utsläpp från exempelvis jordbruket (Brandy & Weil, 1996). En av de viktigaste åtgärderna för
att på sikt komma till bukt med fosforutsläppen är därför att begränsa utsläppet av fosfor
direkt vid källan. Detta kan göras exempelvis genom att minimera användandet av oorganisk
fosfor i jordbruket. I de fall detta inte är möjligt bör fosforn om möjligt hindras från att lakas
ur från jordbruksmarker och det vatten som når sjöar, vattendrag och hav så långt det är
möjligt och ekonomiskt försvarbart renas från näringsämnen. Detta kan uppnås genom att
återskapa naturliga förhållanden exempelvis genom att låta marken vara obrukad i zoner
längst med vattendragen. Dessa kantzoner fungerar då som ett filter som tar upp fosfor och
hindrar detta från att laka ut i vattnet. Näringsämnena som avskiljs bör också tas om hand
återföras till naturen för att komma ifrån beroendet av fossilt fosfor och på sikt få ett
ekologiskt hållbart samhälle.
2.1.2 EFFEKTER PÅ RECIPIENTEN
Fosforhalterna har under den senare hälften av 1900-talet blivit så höga att det tillsammans
med den ökade mängden kväve leder till störningar i form av övergödning i naturen. Detta tar
sitt uttryck i igenväxta sjöar, främst i Sveriges södra delar, algblomning samt syrefria bottnar i
Östersjön som i förlängningen leder till att många arter, däribland människan, blir drabbade.
Detta är inte enbart ett problem i Sverige utan är ett globalt problem som på grund av
människans utbredning och levnadssätt blir allt mer påtagligt.
Vilket näringsämne som har störst betydelse för övergödningsproblematiken beror framförallt
på recipientens beskaffenhet. I havsvatten är vanligen kväve begränsat, och därmed det
gödande näringsämnet, medan sjöar och vattendrag främst påverkas av fosfor. Den marina
miljön kan dock påverkas av både kväve och fosfor beroende på vilket ämne som finns i
underskott för algproduktionen (Seviour et al., 2003). Undantaget, där fosfor antas vara det
begränsande näringsämnet, är kustvatten i norra Sverige. Här är salthalten så pass låg att det
begränsande näringsämnet liksom i sjöar och vattendrag är fosfor. I havsvatten kan också
cyanobakterier (blågröna alger) med förmågan att fixera atmosfäriskt kväve förekomma.
Tillväxten av dessa alger påverkas då inte av begränsande kvävehalter i vattnet utan endast av
13

Bakgrund
tillgången på fosfor (Naturvårdsverket, 2006). Effekterna av detta tas upp senare i detta
stycke.
När en fosformolekyl når vattnet tas den upp av eukaryota alger, bakterier eller vattenlevande
växter som nyttjar fosforn för sin tillväxt. Dessa primärproducenter kan sedan fungera som
näringskälla till andra organismer i vattendraget och fosforn förs på så vis vidare i
näringskedjan. Händelseförloppet åskådliggörs i figur 1, där även problematiken kring
övergödning summeras.
Växtplankton
Kväve och fosfor
Överskott av kväve
och fosfor
Djurplankton
Normal näringsväv
Obalanserad näringsväv
Fiskar och
fleråriga
makroplankton
• Ökad produktion av organiskt material
• Flytande bälten av alger
• Blågrön algblomning
• Luktproblem
• Försämrad ljusgenomsläpplighet
• Syrefria bottnar
• Toxiskt svavelväte
• Minskad biologisk mångfald
• Igenväxta sjöar
Figur 1. Näringsämnenas upptag i näringsväven samt händelseförlopp i en eutrofierad störd
akvatisk miljö.
Problemet uppstår vid överskott av kväve eller fosfor vilket till en början leder till att
mängden växtplankton ökar explosionsartat. Den ökade tillgången till primärproducenter får
till följd att även djurplankton och andra större organismer, som fiskar, snabbt ökar i antal.
Till en början tar sig detta i uttryck som en ökad växtlighet och ett grumligare vatten då
tidigare oligotrofa vatten genomgår en eutrofieringsprocess. Ett allvarligt tillstånd uppstår då
växter och alger dör och sedimenterar. När det organiska materialet bryts ner förbrukas
nämligen syre vilket på sikt leder till att syrebrist kan uppstå (Naturvårdsverket, 2006). Fosfor
bidrar således till en sekundär förbrukning av syre i recipienten och beräkningar visar att 1
gram fosfor kan ge upphov till så mycket som 100 g sekundärt syreförbrukande organiskt
material i vattenmassan. Mängden närsalter som finns i obehandlat avloppsvatten kan
medföra mer än fem gånger så stor sekundär syreförbrukning jämfört med den som primärt
orsakas av den organiska substans som finns närvarande i avloppsvatten (Kemira Kemwater,
2003). När vattnet ovanför bottnen blir anaerobt leder denna fysikaliska betingelse till att mer
fosfor, som tidigare varit uppbundet i sedimenten, får möjligheten att lösa sig i vattenmassan
vilket i sin tur leder till en accelerering av eutrofieringsprocessen. Bakterier som finns
närvarande i sedimenten kan även bilda toxiskt svavelväte och metangas som avges från
14

Bakgrund
sedimenten och ytterligare förvärrar situationen i vattendraget. Den ökade turbiditeten i form
av organiskt material leder också till en reducerad ljusgenomsläpplighet vilket är kritiskt för
fotosyntetiserande organismer. En minskad fotosyntes på djupet leder vidare till att en
minskad mängd koldioxid får möjlighet att omvandlas till syre och därmed minskar
syresättningen ytterligare, speciellt nedanför språngskiktet (Seviour et al., 2003). Den ökade
sedimentationen leder också till att botten höjs och att sjöar så småningom helt kan växa igen.
Vissa arter blir gynnade medan andra blir missgynnade av eutrofieringsprocessen. Torsken,
som är beroende av syrerika djuphål för sin fortplantning, får problem att överleva medan
ekologiska förändringar i näringsväven kan utlösa massförökning av andra fiskarter och alger.
När torsken försvinner kan detta exempelvis gynna andra mindre fiskarter vars bestånd
tidigare hållits nere av torsken. I sjöar kan gäddan få problem då den ökade turbiditeten leder
till en försämrad sikt som försvårar jakten för gäddan. Tillbakagången av gädda får då till
följd att bland annat abborre och andra fiskar med djurplankton som huvudsaklig diet får
möjlighet att öka i antal. Konsekvensen blir att växtplankton inte konsumeras vilket leder till
ytterligare ökning av turbiditeten och en utökad algblomning. Eutrofieringsprocessen leder
således till en minskad biologisk mångfald och på sikt, då syrebristen blir för utbredd, klarar
sig heller inte de arter som till en början gynnades av processen (Naturvårdsverket, 2006).
En art som till en början gynnas är cyanobakterien som kan bilda toxiner i vattnet vilket
ytterligare förvärrar situationen för många arter. Cyanobakterien har också, som tidigare
nämnts, en speciell förmåga att kunna ta upp och fixera atmosfäriskt kväve (N2) direkt ur
luften. Detta får till följd att algen inte begränsas av kvävehalten i vattnet (Seviour et al.,
2003). Cyanobakterierna gynnas således av höga fosforhalter eftersom fosfor är det enda som
begränsar dess tillväxt. Detta har lett till diskussioner som delat upp forskarvärlden i två delar.
Enigheter råder beträffande vikten att rena fosfor i vatten som når Sveriges kuster medan
frågan om kväverening har blivit tvåeggad. Vissa hävdar att det fortfarande är betydelsefullt
att rena kväve medan andra hävdar att det inte har någon betydelse eftersom cyanobakterierna
ändå kan tillgodogöra sig detta och tillför havsvattnet kväve via luften. Här hävdar forskarna
att det vore mer klokt att satsa resurserna som läggs på kvävereningen på att förbättra
fosforreningen och minskning av de kväveföroreningar som når haven via luften
(Naturvårdsverket, 2006).
2.1.3 FOSFOR I AVLOPPSVATTEN
Normalt förhåller sig biologiskt syreförbrukande material (BOD) till kväve och fosfor som
100:17:5 i ett kommunalt avloppsvatten (Johnsson & Jönsson, 1991). Fosforn kan därefter
delas in i tre olika fraktioner, nämligen ortofosfat, polyfosfat och organiskt bundet fosfor.
Ortofosfater (PO4-P) består av föreningar lösta i avloppsvattnet och är den typ av fosfor som
lättast kan tas upp av mikroorganismer och växter. Poly-P (polyfosfat) består kemiskt av
långa kedjor ortofosfat. I avloppsvattnet utgörs det av suspenderat material och är en
biologiskt omvandlad form som lagras i bakteriecellen. Organiskt bunden fosfor är, som
namnet antyder, uppbunden i kolloidala eller suspenderade partiklar och kan liksom poly-P
genomgå hydrolys och därmed omvandlas till löst ortofosfat i avloppsvattnet. Den biologiska
processen beskrivs i reaktionsformel 1 nedan och är en process som ständigt pågår och
tillgängliggör fosforn för mikroorganismerna i avloppsvattnet.
Poly-P ↔ H3PO4 ↔ H2PO4 - ↔ HPO4 2- ↔ PO4 3- (1)
fosforsyra ortofosfatjon
15

Bakgrund
30-40 % av fosfor i avloppsvatten är uppbundet till organiska föreningar. Fosfor från
tvättmedel förekommer som poly-P medan fosfor härrörande från fekalier och urin till största
delen redan föreligger som lösta ortofosfater (Kemira Kemwater, 2003). Faktumet att den
största fraktionen förekommer som löst fosfor komplicerar reningsprocessen eftersom
ortofosfater inte kan avskiljas mekaniskt och kemiska eller biologiska metoder måste
tillämpas (Daton & Wallergård, 2003).
2.2 FOSFORRENING I SVERIGE
Under 1960-talet fick övergödningsproblematiken stor uppmärksamhet i Sverige. Följden
blev att staten gick in med åtgärder mot vattenföroreningarna och satsade pengar bland annat
på utbyggnad av kommunala reningsverk under 1960- och 70-talet. I dag är så gott som alla
hushåll i tätorterna anslutna till kommunala reningsverk där ungefär 95 % av vattnet
genomgår både biologisk och kemisk rening (Naturvårdsverket, 2004). Varje år passerar
ungefär 7000 ton fosfor de kommunala reningsverken. Här renas ca 95 % av fosforn bort och
problemet ligger inte längre i utsläpp till recipienten utan hur det fosforberikade slammet tas
om hand, se avsnitt 2.2.2.
2.2.1 KRAV PÅ FOSFORAVSKILJNING
”Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på
människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig
användning av mark och vatten (Naturvårdsverket, 2006).”
Utdraget ovan är ett av de femton miljökvalitetsmålen som Sveriges riksdag antog 1999 med
syftet att förhindra övergödningen av svenska vatten. De eutrofierande ämnen som det
framför allt talas om är fosfor och kväve.
Ett av delmålen till ovan nämnda miljökvalitetsmål berör särskilt fosforutsläpp och säger att
vi fram till år 2010 ska ha minskat de vattenburna utsläppen av fosforföroreningar från
mänsklig verksamhet till sjöar, vattendrag och kustvatten med 20 % från 1995 års nivå
(Naturvårdsverket, 2006).
I länsstyrelsernas tillstånd enligt miljöbalken anges i allmänhet riktvärden för föroreningar
som släpps ut från reningsverk. Dessa riktvärden gäller på utgående vatten till recipienten och
sammanfattas nedan.
• Kväve ska understiga 15 mg/l (10 mg/l för reningsverk med >100 000 pe).
• Fosfor ska understiga 0,5 mg/l men riktvärdet är ofta lägre beroende på
recipientens beskaffenhet.
• Kemiskt syreförbrukande ämnen (COD) ska understiga 70 mg/l.
För kväve har riktvärdet fastställts för reningsverk belägna med havsvatten som recipient
mellan norska kusten och Stockholms skärgård. För dessa reningsverk råden även krav på
fosforavskiljning, medan avloppsverk benägna ovanför denna punkt endast har krav på
avskiljning av fosfor. Dessa krav är laga bindande från och med att miljöbalken trädde i kraft
1999 (Naturvårdsverket, 2006).
2.2.2 ÅTERFÖRING AV FOSFOR
Allt sedan de kommunala reningsverken byggdes har problem hur slammet som uppstår ska
tas om hand funnits. 1998 producerades exempelvis 1,2 miljoner ton slam (TS halt 20 %) i
16

Bakgrund
Sverige. Slammet har en koncentration på omkring 3 % fosfor som i dagsläget med undantag
för några få kommuner inte återförs till jordbruksmarker. LRF (Lantbrukarnas riksförbund)
gick hösten 1999 ut med en rekommendation där medlemmarna uppmanades att inte nyttja
slam från reningsverk till sina jordbruksmarker eftersom det ansågs vara förknippat med
risker i form av oönskade föroreningar i slammet. Bland annat kom larm om förhöjda halter
av tungmetaller som silver och kadmium, organiska föroreningar som exempelvis
flamskyddsmedel och smittoämnen i slammet (Naturvårdsverket, 2002).
Regeringens riktlinjer (proposition 1997/98:145) vad det gäller slamhantering sammanfattas
nedan.
• Slutna kretslopp mellan samhälle och jordbruk ska skapas för närings- och
humusämnen, i första hand för fosfor.
• Risk för smittspridning till människor och djur ska minimeras. Slamanvändningen ska
inte leda till negativa hälso- och miljöeffekter, varken på kort eller på lång sikt.
• Användning av icke förnybara råvaror och energi för drift av VA-system ska
minimeras och energin i avloppsvatten och/eller slam ska tillvaratas.
• Användare, konsumenter och jordbrukare ska ha förtroende för VA-systemen med
avseende på funktion och uppfyllelse av de angivna kraven.
Från och med januari 2005 började regeringens renhållningsproposition (1998:902) gälla med
förbud mot deponering av organiskt avfall, där slam inräknas. Detta tillsammans med icke
hållbart nyttjande av fossil fosfor på jordbruksmarker gör det viktigt att i framtiden
möjliggöra återföring av slam från kommunal avloppsvattenhantering till jordbruket och på så
vis återskapa ett naturligt kretslopp av fosfor.
Målet att återföra fosfor i ett kretslopp berörs av ett annat delmål till miljömålen som säger att
vi fram till 2015 ska återföra minst 60 % av fosforn i avlopp till produktiv mark, varav minst
hälften bör återföras till åkermark. För att göra detta möjligt måste kvalitén på slammet höjas
så att fosfor och andra näringsämnen kan återföras till naturen på ett hållbart och säkert sätt. I
dag kvarstår problemen med främst organiska föroreningar som flamskyddsmedel och
läkemedelsrester i slammet som tillsammans med hygieniska skäl gör att vi i Sverige nyttjar
slam exempelvis för deponitäckning eller till gödsling av grönytor istället för att nyttja det i
jordbruket (Naturvårdsverket, 2002).
Ett annat problem är de stora vattenmängderna i slammet som gör transporter av slam från
städerna till åkermark kostsamt. Mängden energi som krävs för att återföra näringsämnena
från slammet till jordbruket kan således vara större än mängden energi som krävs för att
skörda, transportera och förbruka näringsämnena i skörden (Kirchmann et al., 2005). Enligt
beräkningar i Sverige är transporter längre än 30 km inte ekonomiskt försvarbara.
Syftet med avloppsvattenrening har heller inte varit att återföra näringsämnen till naturen
varför processen i dagsläget på grund av det kemikaliesamhälle som utvecklats inte är optimal
för detta ändamål. Detta utgör den kanske största utmaningen för framtiden vilket inbegriper
utvecklingen av nya metoder för att utvinna fosfor ur slam och lakvatten så att det på nytt kan
nyttjas som växtnäringsämne i jordbruket (Kirchmann et al., 2005). Som ett led i detta arbete
kommer bio-P in i bilden då denna metod bland annat bidrar till att mindre slammängder
bildas samtidigt som kvalitén höjs. En av fördelarna är att biologiskt uppbunden fosfor är mer
lättillgänglig för växer jämfört med kemiskt uppbunden fosfor i slam från ett konventionellt
reningsverk (Tykesson, 2005).
17

Bakgrund
2.2.3 METODER FÖR FOSFORAVSKILJNING
Oberoende av om kemisk eller biologisk fosforavskiljning tillämpas är alla
avloppsreningsverk utrustade med någon form av fysikalisk grovrening från större partiklar.
Innan vattnet når försedimenteringen passerar det ofta genom rensgaller och sandfång som har
till uppgift att avskilja större föremål och partiklar ur avloppsvattnet. Vattnet fortsätter sedan
in i försedimenteringsbassängen där den partikulära fraktionen av inkommande fosfor
fortsätter att avlägsnas ur systemet. Här nyttjas gravitationskraften och vattenmassan har en
tillräckligt lång uppehållstid för att tillåta suspenderade partiklar, tillsammans med uppbunden
fosfor, att sjunka till botten. Denna fraktion utgör maximalt 30 % av totalhalten varför
efterföljande rening är nödvändig (Kemira Kemwater, 2003). Slammet, som tas ut i botten av
bassängen, benämns primärslam och förs vidare till efterföljande slambehandlingssteg.
I dagsläget är det vanligast att svenska avloppsreningsverk använder sig av biologisk rening
för att avlägsna syreförbrukande ämnen ur vattnet tillsammans med kemisk fosforavskiljning
där fällningskemikalier nyttjas för att fälla ut återstoden av fosforn. På senare tid har även ett
nytt alternativ börjat tillämpas på svenska reningsverk. Process går under benämningen
biologisk fosforavskiljning (bio-P) där naturligt förekommande fosforackumulerande
bakterier i slammet gynnas för att binda upp fosfor som då kan avlägsnas från vattnet via
slammet.
3 TEORI
Teorin bakom biologisk fosforavskiljning behandlas i avsnitt 3.1 nedan. Denna reningsmetod
kombineras också på vissa håll i södra Sverige med kväverening. Processkonfigurationen ser
då lite annorlunda ut då även nitritbildande och denitrifierande bakterier måste gynnas i
processen (Borglund, 2004). Biologisk fosfor- och kväveavskiljning kompletteras också ofta
på många håll med kemisk rening av fosfor och teorierna bakom dessa processer återfinns i
avsnitt 3.3 och 3.4.
3.1 BIOGISK FOSFORRENING
Bio-P är en relativt ny metod med syftet att rena fosfor ur avloppsvatten och tillämpas endast
på ett fåtal reningsverk i ett tjugotal kommuner i Sverige (Borglund, 2003). Utvecklingen av
processen startade av en slump redan på 1960-talet då det på olika håll i världen, med början i
Sydafrika, observerades ett nettoupptag av fosfor i aktivslamprocessen på reningsverk.
Aktivslamprocessens huvudsakliga syfte var då att rena avlopp från organiskt material och
inte fosfor. Fenomenet tycktes uppstå vid vissa processbetingelser med omväxlande anaeroba
och aeroba förhållanden som tycktes gynna vissa typer av naturligt förekommande bakterier i
avloppsvattnet med förmågan att ackumulera fosfor. Dessa specifika bakterier har senare visat
sig ta upp löst fosfor från vattenmassan och bygga på sig detta i cellstrukturen i större
18

utsträckning än vad vanliga heterotrofa bakterier gör. Cellmassan, det aktiva slammet, kan då
bakterierna tagit upp tillräckligt med fosfor avlägsnas ur systemet och på så sätt avskiljs en
betydande mängd fosfor från vattenströmmen (Seviour et al., 2003).
Bio-P introducerades i Sverige i liten skala redan på 80-talet då många reningsverk som
ställde om till biologisk kväverening samtidigt passade på att införa en bio-P-process
(Borglund, 2004). I takt med att större krav ställs på ekologiskt hållbar vattenrening med
minskad energi- och kemikalieanvändning samt ökade krav från EU på minskad tillförsel av
fosfor till naturen ökar också intresset för bio-P som ett alternativ till den konventionella
fosforavskiljningen. Många av de processtekniska egenskaperna bakom bio-P-processen är i
dag kända samtidigt som de mikrobiologiska och biokemiska processerna i dagsläget är långt
ifrån utredda. Forskningen går dock hela tiden framåt och fler och fler reningsverk världen
över får upp ögonen för fördelarna med denna process. Nedan följer en sammanfattning
modifierad från Tykesson (2005) på några av de fördelar och nackdelar som finns med
processen jämfört med kemisk fosforavskiljning.
Fördelar
• Minskade kostnader för och hantering med kemikalier
• Ekologiskt fördelaktigt och i linje med ett kretsloppstänkande
• Bättre näringsinnehåll i slam då fosforn blir tillgängligare för växter
• Mindre slammängder
Nackdelar
• Känsligare process
• Processen tar längre tid att starta upp
• Problem med fosforutlakning vid efterföljande rötning av bioslam
• Ökade energimängder vid luftning
Bio-P-processen är känsligare för allahanda störningar jämfört med vid nyttjandet av
fällningskemikalier eftersom en fosforavskiljande bakteriekultur nyttjas och således måste
gynnas för att få till stånd en tillräcklig fosforavskiljning. På grund av detta tar det också tid
för en nystartad process att få till stånd en optimal fosforavskiljning eftersom det kan ta flera
veckor för en fosforavskiljande bakteriekultur att etablera sig i systemet. Skillnaden mellan ett
slam från biologisk respektive kemisk fosforavskiljning är att det kemfällda slammet
innehåller mer metallsulfater och metallhydroxider jämfört med slammet från en bio-Pprocess,
se avsnitt 3.3. Metallkomplexen i kemslammet är hydrofila vilket betyder att det
binder in mer vatten i jämförelse med bioslammet. Följden blir att kemslam torde vara mer
svåravvattnat jämfört med slam från en bio-P-process (Borglund, 2004). Ett högt
vatteninnehåll är också negativt med tanke på transportkostnaderna. Driftsättet som tillämpas
vid bio-P anses också kunna gynna flockformade bakterier framför filamentbildande, och
därmed också gynna goda slamegenskaper som gör att slammet lättare sedimenterar (Jönsson,
1996). Detta tillsammans med att fosforn är mer biologiskt tillgänglig, då den inte är
uppbunden i ett metallsulfat, betyder att slammet från en biologisk fosforavskiljning är mer
lämpat att nyttja i jordbruk och därmed har en större potential att ingå i ett kretslopp.
3.1.1 PROCESSKONFIGURATION
Ett fundamentalt krav för en fungerande bio-P-process är att vattnet förs genom alternerande
anaeroba och aeroba zoner samtidigt som en del av slammet recirkuleras för att bibehålla en
stabil bakteriekultur. Den enklaste konfigurationen kallas A/O-processen (Anaerobic/Oxic)
och visas i figur 2. Uppställningen består efter försedimenteringen av en anaerob del följd av
en aerob del, eftersedimentering och returslampumpning (Britton, 1999). Denna
19

Teori
processuppställning karaktäriseras av korta hydrauliska upphållstider och hög belastning av
organiskt material då nitrifikation sällan förekommer (Tykesson, 2002).
Primärslam
Figur 2. A/O-processkonfiguration för biologisk fosforavskiljning. Förbehandlat vatten får
passera en anaerob och därefter en aerob zon. Det producerade bioslammet avskiljs sedan i
en sedimenteringsbassäng varav delar av slammet recirkuleras till processen medan
resterande mängd tas ut för slambehandling. Modifierad från Tykesson (2002).
3.1.2 BIOKEMISK MODELL
Försedimenterat vatten, rikt på tillgänglig kolkälla (VFA), får möta det aktiva slammet i det
biologiska reningssteget. VFA är samlingsnamnet för flyktiga fettsyror som kan tas upp av
mikroorganismer och därmed bidra till celltillväxt. Dessa fettsyrors betydelse för bio-Pprocessen
samt hur de bildas kommer att behandlas senare i detta kapitel samt i kapitel 3.2 En
schematisk bild över händelseförloppet i de två zonerna presenteras i figur 3. Principen
bakom bio-P är att de för processen specifika mikroorganismerna kan ta upp och lagra mer
fosfor än vad de behöver för tillfället. Fosfor kan på så sätt genom sedimentering avskiljas via
slammet som blir betydliga rikare på fosfor jämfört med vid vanlig biologisk rening. Delar av
slammet recirkuleras samtidigt för att bibehålla en fosforavskiljande bakteriekultur. Nedan
följer en mer ingående beskrivning av mikroorganismerna samt vad som sker i den anaeroba
respektive den aeroba zonen där bio-P-processen äger rum.
• Hydrolys av slam
• Upptag av VFA
• Släpp av fosfor
Anaerobt Aerobt
Returslam
• Upptag av fosfor
• Tillväxt av
mikroorganismer
Anaeroba delen Aeroba delen
Överskotts-
slam
Figur 3. Schematisk beskrivning av bio-P-processen. Förbehandlat vatten passerar en
anaerob del där bakterierna tar upp kol i form av VFA medan de släpper fosfor simultant. I
den efterkommande aeroba delen nyttjar bakterierna kolet för att tillväxa samtidigt som fosfor
återigen tas upp i cellmassan.
3.1.2.1 Mikroorganismerna
Bakterier som står för bio-P-funktionen kallas för PAO (fosfatassimilerande organismer) och
har den specifika förmågan att under anaeroba förhållanden kunna nyttja energin från tidigare
lagrat poly-P för kolupptag. Bakterierna släpper fosfor simultant med upptaget av VFA och
får då konkurrensfördelar i förhållande till vanliga heterotrofa bakterier eftersom de inte har
20

Teori
behov av att konkurrera om kolkällan i den efterföljande aeroba zonen. PAO har också den
för processen gynnsamma egenskapen, att de aerobt kan ta upp mer fosfor än vad som krävs
för dess tillväxt, s.k. lyxupptag, och lagra detta för senare behov (Röttorp et al., 2000). För att
bakterierna ska göra detta krävs en anaerob miljö, innan den aeroba, där bakterierna stressas
och först släpper fosfor. Fosforsläppets storlek i den anaeroba zonen är således relaterad till
upptagets storlek i den aeroba zonen. Vanliga heterotrofa bakterier tar bara upp så mycket
fosfor som de behöver för stunden och kan heller inte ta upp VFA i anaeroba miljöer. Länge
trodde forskarna att det endast var PAOs som besatt denna förmåga men det har visat sig att
så inte är fallet (Gustavsson, 2005).
I bio-P processen avskiljs fosfor enligt Tykesson (2005) på tre olika sätt.
• Fosfor assimileras i bakteriernas normala metabolism.
• Fosfor tas upp av PAO, s.k. lyxupptag.
• Fosfor fälls ut av metalljoner.
För att möjliggöra celltillväxt kräver bakterierna tillgång på BOD, kväve och fosfor i ett
inbördes förhållande 100:5:1 (BOD:N:P). Den fosfor som tas upp under celltillväxten kallas
för assimilation (Tykesson, 2005). Vid en vanlig biologisk reningsprocess utan PAO
avlägsnas främst organiskt substans medan fosfor endast avlägsnas till ca 20 % (Jönsson,
1996).
3.1.2.2 Anaeroba zonen -fosforsläpp
Efter den mekaniska reningen av partikulär fosfor når avloppsvattnet det anaeroba steget där
bio-P-processen tar vid i fosforavskiljningen. VFA, som har förmågan att hydrolyseras
anaerobt från andra mer komplexa kolföreningar, fortsätter att bildas. Samtidigt förbrukas
också VFA vid kontakt med det aktiva slammet genom att det tas upp och lagras av PAO.
Fettsyrorna lagras i form av en eller flera energirika föreningar, s.k. polyhydroxylalkanoater
(PHA). Upplagringsprocessen kräver energi och reduktionsmedel (Tykesson, 2002). Hur
fettsyrorna lagras beror på vilken typ av fettsyra som assimilerats. PHA nyttjas inte av PAO
direkt utan lagras som reservnäring i väntan på syrerika förhållanden (Jansen et al., 2002).
Energin som krävs för att biomassan ska kunna ta upp VFA och transportera kolmolekylerna
genom cellväggen erhåller PAO genom nedbrytningen av lagrad poly-P till ortofosfat (PO43-
). (Röttorp et al., 2000). Det finns mer ingående biokemiska teorier som bygger på att PAO
förutom poly-P nyttjar lagrat intracellulärt glykogen (C6H10O5) eller acetat (C2H4O2) som
reduktionsmedel (elektrongivare) för lagring av VFA. Den senare, s.k. ”Comeau/Wentzelmodellen”,
bygger på degradering av acetat och vidare oxidation av acetyl-CoA genom
tricarboxylsyra-cykeln (TCA-cykeln) även kallad krebs-cykeln. En förenklad schematisk bild
av hur detta kan gå till visas i figur 4 nedan. Studier har visat att TCA-cykeln vanligtvis
nyttjas i samband med respiration då även syremolekyler tycks krävas som
elektronacceptorer. Det är därför mer troligt att acetat nyttjas som reduktionsmedel under
anoxiska eller aeroba förhållanden (Mino et al., 1998). Hypotesen kan dock inte helt förkastas
eftersom andra studier, baserade bland annat på NMR (nuclear magnetic resonanse) har visat
att en förhållandevis liten del kolkälla anaerobt tycks metaboliseras via TCA-cykeln (Seviour
et al., 2003). Det är alltså möjligt att glykogen till största delen nyttjas men att även acetat till
viss del bidrar till det anaeroba upptaget av VFA (Tykesson, 2002).
21

CH3
O
Acetat
Teori
Figur 4. Förenklad schematisk bild över nedbrytning av intracellurlärt acetat via TCA-cykeln
för lagring av VFA i cellen enligt den s.k. Comeau/Wentzel-modellen. Bakterien nyttjar poly-
P som energikälla för VFA-upptag. Acetat fungerar som reduktionsmedel för reglering av
redox-potentialen vid omvandling och lagring av VFA som PHA i cellstrukturen.
Ytterligare studier visar också att en del VFA i form av acetat skulle kunna passera
cellmembranet genom passiv diffusion vilket i så fall inte skulle kräva någon energi för
bakterien (Seviour et al., 2003). Glykogen är ett mer troligt reduktionsmedel vid aktiv
transport av VFA genom cellmembranet och flera studier har visat att PAO till största delen
använder sig av detta vid anaerobt kolupptag. Detta är beskrivit biokemiskt som den s.k.
”Mino-modellen” vars huvudsakliga processer illustreras i figur 5 nedan.
C6H10O5
P-P-P-P
PO4 3-
OH
Konc. löst fosfor
Anaerobt
energi och reduktionsmedel
energi
PO4-P
VFA-upptag och
lagring
PHA
kolkälla
VFA
Acetyl-CoA
Poly-P
Energi / red-medel
PHA
fosforsläpp fosforupptag
kolkälla
energi
Anaerob zon Aerob zon
O2
CO2
Aerobt
C6H10O5
celltillväxt
P-P-P-P
PO4 3-
TCA-
cykeln
Netto-
upptag
22

Teori
Figur 5. Förenklad metabolisk modell över bio-P-processen (”Mino-modellen”) Modifierad
från Jönsson 1996.
Glykogen fungerar enligt denna modell som en reglerare av redox-balansen i cellen samtidigt
som det fungerar som en energikälla och ger då tillsammans med poly-P upphov till den
energi som krävs för upptag av VFA. Det har vidare visat sig att både intracellulärt glykogen
och poly-P kan vara den begränsande faktorn vid upptag av VFA. Då överskott av VFA i
form av acetat tillfördes en reaktor i laboratoreiskala inhiberades acetatupptaget efter ett tag
och orsaken visade sig i detta fall vara brist på glykogen och inte poly-P (Mino et al., 1998;
Seviour et al., 2003).
Nedbrytningen av poly-P för upptaget av VFA ger slutligen upphov till ett fosforsläpp från
bakterierna då poly-P bryts ner till löst ortofosfat och transporteras ut ur cellen. Följden blir
en ökad fosfatkoncentration i den anaeroba zonens vätskefas (Röttorp et al., 2000). Eftersom
den lösta ortofosfaten bär en negativ laddning krävs också en ekvivalent mängd katjoner då
fosfaten transporteras ut genom cellväggen. Motjonerna består främst av kalium- och
magnesiumjoner (K+ respektive Mg2+) som även de transporteras ut i vattnet och därmed
neutraliserar cellen (Britton, 1999; Tykesson, 2005).
3.1.2.3 Aeroba zonen -fosforupptag
I den följande aeroba fasen kommer PAO i kontakt med löst syre och börjar då att
metabolisera det lagrade kolet varvid tillväxt och förökning av cellmassan sker. Här används
syret som oxidationsmedel vid omsättning av PHA till den energi som bakterien behöver.
PHA används också som kolkälla vid återskapandet av glykogen som på nytt lagras i cellen
inför kommande anaeroba förhållanden (Röttorp et al., 2000). PAO nyttjar även energin från
PHB (polyhydroxybuturat), en specifik typ av PHA, för att ta upp löst fosfor som syntetiseras
till poly-P och återigen lagras i cellmassan (Röttorp et al., 2000). På samma sätt som motjoner
släpptes i samband med fosforsläppet i den anaeroba delen sker nu ett upptag av dessa
simultant med fosforupptaget. Molförhållandet mellan fosfor och motjonerna är 3:1:1
(P:K:Mg) (Borglund, 2004).
Optimalt medför bakterietillväxten att fosforupptaget i den aeroba fasen är större än
fosforsläppet i den anaeroba fasen varvid ett nettoupptag av fosfor sker (Röttorp et al., 2000).
Studier har visat att storleken på fosforupptaget är proportionell mot fosforsläppets storlek,
vilket illustreras i figur 6 nedan.
Fosforkonc. (mg/l) i slammet
25
20
15
10
5
0
Anaerobt Aerobt
Hög konc. NaAc
Medel konc. NaAc
Låg konc. NaAc
23

Teori
Figur 6. Anaerobt fosforsläpp och aerobt fosforupptag vid skiftande acetatdosering. Hög
koncentration av acetat ger upphov till ett stort fosforsläpp medan en låg koncentration av
acetat ger ett motsvarande lågt fosforsläpp. Modifierad från Jönsson (1996).
Den upplagrade fosforn nyttjas sedan som energikälla av bakterierna på nytt då delar av
slammet från den aeroba zonen recirkuleras till den anaeroba zonen. I takt med att
bakteriekulturen tillväxer kan en betydande mängd bakteriebunden fosfor avlägsnas ur
systemet. Detta uppnås genom att nettoupptaget av fosfor tas ut med den mängd slam som
motsvarar bakteriekulturens tillväxt och förs vidare till slambehandlingssteget (Borglund,
2004).
3.1.3 FAKTORER FÖR FUNGERANDE BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING
Olika mikroorganismer har genom evolutionen anpassat sig för att klara sig i specifika
livsmiljöer med vitt skiljda betingelser. Exempelvis kan nämnas bakterier som klarar sig i
polarisarnas extrema kyla medan det finns andra som anpassat sig till hettan i varma källor.
När det gäller bio-P är det av största vikt att styra processen och därmed skapa de betingelser
som gynnar etableringen av PAO-populationen. Detta för att undvika att andra
mikroorganismer konkurrerar ut PAO och stör fosforavskiljningsprocessen. Det har nämligen
visat sig att det finns andra grupper av mikroorganismer som har förmågan att ta upp
kolföreningar under anaeroba förhållanden. Nackdelen är att dessa organismer saknar PAO:s
förmåga att ackumulera fosfor då de endast utvinner energi ur glykogen, därav namnet GAO
(glykogenassimilerande organismer), och tar alltså inte upp mer fosfor än en vanlig heterotrof
bakterie (Seviour et al.,2003).
Bio-P-processen och konkurrensen mellan PAO och GAO påverkas av en lång rad olika
faktorer. Alla dessa faktorer påverkar olika delprocesser av bio-P-processen på olika sätt och
optimala förhållanden kan aldrig råda för alla delprocesser samtidigt. I figur 7 nedan visas en
förenklad bild över samspelet mellan olika faktorer som har en inbördes inverkan på varandra
men även direkt på bio-P-processen.
pH
Temperatur
VFA
Syrehalt
Fosfat
Me +
Nitrat
Syresättning
Nitrifikation
Avloppsvattnets
karaktär
Kemfällning Denitrifikation Uppehållstider
Hydrolys
Process
utformning
Bio-P
processen
Slamflykt
Mikrobiell
population
Slamålder
PAO
GAO
Figur 7. Tre fundamentala faktorer och deras inbördes effekter på bio-P-processen.
Modifierad från Tykesson (2002).
24

Teori
Komplexiteten gör det svårt att utföra försök i laboratorieskala samtidigt som det är svårt att
överföra resultaten från en sådan undersökning till en fullskaleanläggning (Tykesson 2005).
Detta bör has i åtanke då slutsatser från sådan forskning görs. Nedan följer ett urval av några
av de viktigaste miljöfaktorerna och omständigheterna att beakta vid biologisk
fosforavskiljning.
3.1.3.1 Mikrobiell konkurrens
I den anaeroba zonen sker upptag av kol i form av VFA för både PAO och GAO. Om det inte
finns tillräcklig mängd VFA som tillåter dessa två bakteriegrupper att samexistera kommer de
att konkurrera med varandra om tillgänglig kolkälla. GAO kan då i vissa fall bli den
dominerande bakteriekulturen varvid bio-P-processen hämmas eller i värsta fall slås ut. En
bristande mängd VFA är således ofta en huvudanledning till att bio-P-processen inte fungerar
optimalt (Seviour et al., 2003).
GAO:s använder glykogen som både energikälla och reduktionsmedel för sitt upptag av VFA
men i övrigt är metabolismen i stort sett den samma som för PAO (Gustavsson, 2005).
Glykogenmetobolismen hos GAO är dock mer komplex och mindre energieffektiv i
jämförelse med PAOs metabolism. Slam rika på PAO tar således både upp mer acetat och gör
också detta snabbare jämfört med slam rika på GAO (Mino et al., 1998). I tabell 1 nedan
sammanfattas skillnaderna mellan de olika mikroorganismerna i det aktiva slammet med
avseende på kolupptag.
Tabell 1. Jämförelse mellan olika organismgrupper och deras upptag av VFA
Upptag av VFA
Mikroorganism Miljö Energikälla Reduktionsmedel
PAO Anaerobt Poly-P
Glykogen
Glykogen
(Acetat)
GAO Anaerobt Glykogen Glykogen
Heterotrofa bakterier Aerobt ---- ----
Studier har utförts med syftet att undersöka om PAO och GAO i själva verket tillhör samma
bakteriesläkten och om GAO-aktiviteten då i själva verket skulle bero på att PAO var uttömda
på poly-P. Hypotesen som testades var om PAO skulle kunna ta upp VFA i frånvaro av poly-
P i cellmassan om tillräcklig mängd VFA fanns närvarande. Försöket utfördes i
laboratorieskala på en PAO-population under anaeroba förhållanden. Försöksreaktorn hade
överskott på acetat samtidigt som fosfortillförseln minskades. PAO blev då uttömda på poly-P
och skulle teoretiskt endast kunna nyttja glykolys av glykogen som energikälla för upptag av
VFA. Studien visade att PAO inte kunde ta upp acetat i frånvaro av fosfor vilket tyder på att
PAO- och GAO-gruppen består av olika mikroorganismer (Brdjanovic et al., 1998 a).
Det är alltså bara PAO och GAO som anaerobt kan ta upp VFA och eftersom PAO innehar en
konkurrensfördel mot GAO då de kan nyttja energi från nedbrytandet av intracellulära poly-P
är det viktigt att kvoten mellan VFA och fosfatfosfor är fördelaktig för PAO (Röttorp et al.,
2000). PAO har en väldigt energikrävande metabolism eftersom de till skillnad från GAO,
förutom att tillväxa, även måste återuppbygga sina poly-P och glykogenförråd under den
aeroba fasen. Förmågan att snabbt kunna ta upp substrat i form av VFA under den anaeroba
fasen blir därför kritisk för PAOs överlevnad i bio-P-processen (Mino et al., 1998).
25

Teori
I litteraturen anges att halten VFA ska vara ungefär 10-20 gånger så hög som halten av löst
fosfor i vatten inkommande till den anaeroba zonen för att gynna PAO och därmed bio-Pprocessen
(Britton, 1999). Förhållandet är dock komplext då försök i laboratoriereaktor har
visat att även GAO kan gynnas av en hög halt VFA. Dessa tycks få en konkurrensfördel då
VFA-halten är hög samtidigt som halten av löst fosfor är låg. Om halten av fosfor är så låg att
endast normal celltillväxt kan ske tas kolkällan anaerobt upp av GAO utan att PAO har någon
möjlighet att konkurrera. Värt att nämna är att ett överskott av fosfor inte heller alltid verkar
gynna PAO. Laboratorieförsök har nämligen visat att GAO även under dessa betingelser kan
bli den dominerande bakteriekulturen (Tykesson, 2005).
Några av de PAO-släkten som i dag är påvisade är Acinetobacter, Pseudomonas, Aerobacter,
Moraxella, Escherichia coli, Beggiatoa och Mycobacterium (Britton, 1999). Länge trodde
forskarna att det var endast Acinetobacter som var ansvarig för bio-P-processen. Detta
antagande byggdes på resultat från cellodlingar på artificiella medier och det visade sig att
Acinetobacter var den bakteriestam som selekterades medan andra bakterier inte kunde
tillväxa på dessa medier. Senare forskning har visat att Acinetobacter står för mindre än 10 %
av den totala mängden PAO i det aktiva slammet. Antagandet att aktiva slam från en bio-Pprocess
endast innehåller en dominant grupp av mikroorganismer har också visat sig vara fel.
Istället verkar det som om en divers grupp av mikroorganismer tillsammans är ansvariga för
fosforackumuleringen (Mino et al., 1998; Seviour et al., 2003). Andra studier har pekat på en
trend att endast ett fåtal bakterisläkten av det totala antalet i det aktiva slammet är involverade
i bio-P-processen. Dessa studier bygger på jämförelser mellan aktivt slam från konventionell
biologisk rening med slam från bio-P-processer. I en väl fungerande bio-P-process kan det
alltså vara så att endast några få procent är fosforackumulerande organismer (Seviour et al.,
2003). Än så länge finns det inget universellt synsätt på hur en typisk bio-P-kultur ska se ut
och det är osäkert om det ens existerar någon sådan.
Vilka bakteriesläkten som slutligen finns närvarande i det aktiva slammet har visat sig vara
beroende av bland annat avloppsvattnets karaktär och sammansättning samt
processutformningen på reningsverket (Tykesson, 2002).
3.1.3.2 Kolkällan
En annan kvot, förutom VFA/P-kvoten, som kan användas som ett grövre mått på kolkälla
och förutsättningen för bio-P-processen är halten av COD i förhållande till totalfosfor. I
litteraturen anges värden på 35 g COD per g totalfosfor för att uppnå en halt på 1 mg P/l i
utgående vatten eller en halt på minst 40 g COD per g totalfosfor (Borglund, 2003). Kvoten
kan också användas för att skatta hur stor del av fosforn som bör avskiljas biologiskt i en bio-
P-process. Gustavsson et al. (2006) anger en kurva, se figur 8, där COD/P-kvoten plottas mot
andelen fosfor i överskottsslammet som krävs för 90 % biologisk fosforavskiljning. En hög
halt COD kan också tyda på att en stor mängd lättnedbrytbart material finns närvarande och
därmed en hög potential för avloppsvattnet att producera VFA (högt VFA-potential)
(Tykesson, 2005).
26

Andel P i bioslam (%)
6
5
4
3
2
1
Teori
0
30 40 50 60 70 80
COD/P-kvot inkommande till biosteget
90% P reduktion
Assimilation
Figur 8. En känd kvot COD/P in till biosteget kan användas för att prediktera hur stor
procentandel fosfor som bioslammet bör innehålla. Hämtad från Gustavsson (2005).
Det är fortfarande oklart huruvida endast ett fåtal substrat är viktiga för bio-P-processen eller
om många olika kolkällor kan användas av mikroorganismerna. Det finns exempelvis
indikationer på att vissa bakterier, utan föreliggande fermentation, kan nyttja andra kolkällor
än VFA som karboxylsyror, sockerarter och aminosyror i cellmetabolismen (Mino et al.,
1998). Få studier finns gjorda men dessa har visat att bland annat glutamat och aspartat kan
tas upp och nyttjas av PAO (Seviour et al., 2003). Försök har även visat att specifika bakterier
assimilerar vissa typer av VFA medan andra ratas. Vilka mikroorganismer som finns
närvarande har således stor betydelse för vilken VFA-fraktion som tas upp i cellmassan.
Oberoende forskning har konstaterat att fosforsläppet och därmed fosforupptaget blir olika
stort beroende på vilken kolkälla som PAO använder som substrat (Jönsson, 1996). Olika
typer av VFA är alltså olika effektiva med avseende på fosforavskiljningen. Tabell 2 nedan
visar exempel på olika substrat och dess förhållande till fosforsläpp.
Tabell 2. Kvot mellan fosforsläpp och upptag av kolkälla under anaeroba förhållanden. En
hög kvot indikerar ett stort fosforsläpp i förhållande till mängden upptaget kol. Tabellen är
hämtad från Jönsson (1996)
VFA mg Psläppt/mg CODupptaget
Ättiksyra 0,37
Propionsyra 0,12
Smörsyra 0,15
Iso-smörsyra 0,16
Valeriansyra 0,19
Iso-valeriansyra 0,25
Tykesson et al. (2006) utförde försök med satsreaktor där acetat och propionat jämfördes med
avseende på upptag och simultant fosforsläpp hos mikroorganismerna. Acetat visade sig här,
liksom i andra studier, vara mest effektivt. Både PAO och GAO tog upp acetat medan endast
en liten del tog upp propionat. Acetat och propionat, som kan tas upp direkt av
mikroorganismerna, har en större inverkan på fosforavskiljningskapaciteten medan andra mer
komplexa VFA-föreningar som valeriansyra troligen måste fermenteras till lägre fettsyror
27

Teori
innan de kan tas upp i cellerna (Tykesson, 2002). Detta ses också i tabell 2 där ättiksyra leder
till det största fosforsläppet per upptagen VFA-enhet.
Typen av tillgänglig kolkälla, och inte bara mängden, kan även ha en betydelse med avseende
på konkurrensen mellan mikroorganismerna. Studier i laboratorieskala har bl.a. visat att GAO
kan ta upp och lagra många olika typer av substrat och att olika typer av GAO verkar föredra
olika kolkällor. I försöket ändrades den huvudsakliga kolkällan från acetat till propionat med
resultatet att olika typer GAO dominerade vid de olika tillfällena (Tykesson, 2005).
Även Randall et al. (1997) utförde försök där olika typer av VFA och alkoholer tillsattes till
en satsreaktor med bio-P-slam. Försöket visade bland annat att stärkelse, som är
svårnedbrytbart endast gynnade bio-P-processen marginellt. Vidare testades olika typer av
VFA varav de med en grenad kolstruktur visade sig vara mest gynnsamma för bio-Pprocessen.
Alkoholerna visade sig här ha en liten eller ingen inverkan på fosforsläpp
respektive fosforupptag.
Glukos verkar inte kunna nyttjas direkt av PAO men kan lätt fermenteras, i det aktiva
slammet varefter det kan tas upp i cellmassan (Tykesson, 2005). GAO verkar dock ha
förmågan att byta ut acetat mot glukos och kan då nyttja detta som både energikälla och
reduktionsmedel. En hög halt glukos kan således missgynna PAO i konkurrensen med GAO
(Mino et al., 1998). Också andra studier har visat att glukos gynnar GAO och därmed kan
vara missgynnsamma för bio-P-processen (Randall et al., 1997; Seviour et al., 2003).
3.1.3.3 Nitrat och syre
En av de viktigaste parametrarna för en väl fungerande bio-P-process tillsammans med en
lämplig mängd VFA är att den anaeroba zonen verkligen hålls fri från syre. Här spelar halten
av nitrat (NO3-N) en stor roll. En hög nitrathalt kan påverka bio-P-processen negativt på två
sätt. Dels innebär det att denitrifierande bakterier kan konkurrera ut PAO i sin jakt på VFA
och dels kan en hög nitrathalt bidra till ett anoxiskt fosforupptag istället för ett anaerobt
fosforsläpp. Det finns nämligen vissa typer av PAO som kan utnyttja syret i nitrat istället för
löst syre som elektronacceptor vid respiration (Tykesson, 2005; Seviour et al., 2003).
Nitrifikation är en aerob process och kan efter bildande i de aeroba zonerna följa med
returslammet tillbaka till den anaeroba delen av biosteget. Processerna bakom nitrifikation
behandlas i avsnitt 3.4.1. Nitrathalten på returslammet bör hållas lägre än 0,5 mg/l för att
undvika störningar i bio-P-processen (Borglund, 2004). Satsvisa anaeroba försök i
laboratorieskala har visat en reducerad fosforsläppshastighet om nitrat finns närvarande i
slammet. Någon ökning av fosforsläppshastigheten skedde heller inte förrän nitrathalten
minskade i reaktorn (Tykesson, 2005).
Även syre i den anaeroba delen påverkar processen negativt. Löst syre kan följa med
inkommande vatten vid häftiga regn eller då fallhöjden i ledningsnätet är hög. Följden blir,
liksom vid närvaro av nitrat, att fosforavskiljningsprocessen hämmas. PAO får också
konkurrens av vanliga heterotrofa bakterier som kan bryta ner och tillgodogöra sig organiskt
material i närvaro av syre. Det lättillgängliga kolet som är viktigt för bio-P-processen
förbrukas då snabbt av andra processer.
Lika viktigt som det är att hålla den anaeroba zonen fri från syre är det att upprätthålla en god
syrenivå i den aeroba zonen. Om syrenivån sjunker under en för PAO kritisk nivå kommer
fosforupptaget att hämmas eller i värsta fall, om miljön blir helt anaerob, att avstanna vilket i
förlängningen leder till ökade utsläpp av fosfor till recipienten. Som ett riktvärde krävs en
28

Teori
syrehalt över 2 mg /l i luftningssteget (Jönsson, 1996). Det är således viktigt att kapaciteten på
blåsmaskinerna klarar av extremsituationer med hög organisk belastning av syreförbrukande
material samt hög hydraulisk belastning. Syrehalten får heller inte vara för hög, för mycket
syre vid låg organisk belastning har nämligen visat sig leda till för snabb nedbrytning av
lagrat PHB i bakteriecellerna (Gustavsson et al., 2006).
3.1.3.4 Motjoner
Som tidigare nämnts krävs motjoner i form av kalium (K+) och magnesium (Mg2+) för
fosforsläpp respektive upptag. Således krävs adekvata mängder av dessa joner för att
möjliggöra ett fullständigt fosforupptag för PAO. Olika studier har visat att bakteriecellen tar
upp mellan 0,23 och 0,30 mol kalium per mol fosfor (Tykesson et al., 2003). Upptaget beror
på att bakteriecellen måste kompensera för laddningsförändringen som uppstår då den avger
fosfor i form av negativt laddat fosfat. Detta uppnås genom att avge positivt laddade kalium
och magnesiumjoner. Om inte dessa joner finns närvarande kan inget fosforsläpp ske. Det
omvända gäller således vid fosforupptag i den aeroba zonen då fosfat tas upp tillsammans
med kalium- och magnesiumjoner till cellen (Borglund, 2004). Labboratorieförsök har visat
att extra tillsats av magnesiumjoner tydligt förbättrat fosforavskiljningsprocessen men det kan
vara svårt att överföra dessa resultat till verkligheten (Seviour et al., 2003). Försök på
australiensiska fullskaleverk har dock kunnat visa en korrelation mellan låga halter av
magnesiumjoner under sommaren och en felande bio-P-process (Seviour et al., 2003). Studier
har visat att magnesiumflöden på över 8 mg/l förbättrar bio-P-processen (Gustavsson et al.,
2006). Förhållandet mellan motjoner och fosfor vid först fosforsläppet och sedan
fosforupptaget har visat sig vara ickekonstant när slam från olika avloppsreningsverk har
analyserats i laboratorieskala (Tykesson, 2005). Studier gjorda på Öresundsverket
(Helsingborg) visade släpp i storleksordningen 0,27-0,36 mol kalium och 0,29-0,32 mol
magnesium per mol släppt fosfor. Enligt Jönsson (1996) stämmer dessa värden överens med
resultat från tidigare studier gjorda på andra slam.
3.1.3.5 pH
Mikroorganismernas tillväxt påverkas av omgivningens pH och olika bakterier har specifika
pH-optima. När det gäller PAO är inte påverkan till fullo känd men försök har visat att ett lågt
pH verkar ge ett lågt fosforsläpp samtidigt som upptaget av VFA inte verkar påverkas
nämnvärt hos populationen. En anledning till detta kan vara att energin som fodras för att
transportera VFA genom cellmembranet varierar termodynamiskt med pH-värdet. Vid låga
pH-värden krävs mindre energi för upptag av VFA jämfört med vid högre pH. Eftersom
energin för VFA-upptag bland annat skapas genom nedbrytning av poly-P till löst ortofosfat
betyder det således att mindre mängd fosfat avges vid låga pH (Seviour et al., 2003). Försök
utförda av Tykesson et al. (2006) visar också att fosforsläppshastigheten ökar med ett ökat pH
vilket styrker denna teori. Skillnader i förhållandet mellan fosforsläpp/acetatupptag har visat
sig kunna variera mellan 0,25-0,75 mol fosfor per mol kol då pH ändrades mellan 5,5 till 8,5
(Smolders et al., 1994). Detta betyder således att pH kan vara av stor betydelse för att få till
stånd en väl fungerande bio-P-process (Mino et al., 1998; Smolders et al., 1994).
Andra studier visar dock att acetatupptaget verkar ha ett visst pH-beroende. Här verkar det
som om acetatupptagshastigheten minskar vid pH överstigande 8,5 (Schuler & Jenkins, 2002).
Vissa forskare menar att andelen glykogen och poly-P som finns upplagrat i cellen har större
betydelse för VFA-upptaget än pH har (Seviour et al., 2003). pH verkar också kunna påverka
vilken av dessa två energikällor som är begränsande för organismen. Vid höga pH verkar
exempelvis poly-P vara den faktor som begränsar acetatupptaget och inte glykogen (Mino et
al., 1998). De biokemiska processerna ser även ut att variera beroende på hur PAO-
29

Teori
populationen är uppbyggd och mer forskning krävs således inom området för att reda ut
rådande frågetecken (Seviour et al., 2003).
Hos GAO verkar hastigheten på acetatupptag i den anaeroba zonen påverkas markant av pH
jämfört med hos PAO. Studier har visat att acetat tas upp snabbare vid lägre pH samtidigt som
mindre mängd glykogen fodras för upptaget. Vid högre pH minskade hastigheten på
acetatupptaget samtidigt som större mängd energi i form av glykogen krävdes. GAO fungerar
alltså mer effektivt och får således konkurrensfördelar vid lägre pH i den anaeroba zonen
(Filipe et al., 2001a; Filipe et al., 2001b; Schuler & Jenkins, 2002). Laboratorieförsök har
visat att ett pH under 7,25 verkar leda till att GAO får konkurrensfördelar mot PAO även om
omvända förhållanden då PAO har dominerat vid pH 7 också har uppvisats (Filipe et al.,
2001c; Seviour et al., 2003). Återigen tyder detta på att olika sammansättningar av PAOpopulationer
har olika egenskaper och att en generell bild därför är svår att få (Seviour et al.,
2003).
Det finns tecken på att bio-P-processen reglerar sig själv med avseende på pH. Studier har
visat att då GAO tar över i den anaeroba zonen så höjs pH allt eftersom bakterierna tar upp
VFA. Detta beror på att VFA verkar surgörande på vattnet och då dessa molekyler tas upp
utan att fosfat samtidigt avges stiger pH-värdet i vattenfasen (Filipe et al., 2001c).
Om pH är lågt i den anaeroba fasen betyder detta att pH även blir lågt i efterföljande aerob
zon. Även PAO:s aeroba metabolism tycks påverkas negativt av låga pH.
Fosforupptagshastigheten vid pH 6,5 var endast 37 % av hastigheten vid pH 7,5. Ett lågt pH
innebär alltså att bakterierna tar upp mindre fosfor medan mer fosfor följer med vattnet ut ur
systemet. Detta innebär vidare att PAO som recirkuleras till den anaeroba zonen har ett
undermåligt lager av fosfor vilket i sin tur betyder att de kan missgynnas vid konkurrensen
om VFA mot GAO. GAO verkar varken påverkas negativt eller positivt av pH-förändringar i
den aeroba zonen (Filipe et al., 2001d).
Det finns många olika faktorer som kan påverka pH-värdet i slammet på ett
avloppsreningsverk. Exempelvis kan fällning med järn eller aluminium leda till en sänkning
av pH. Att reglera pH i bio-P-processen är inget ekonomiskt och miljömässigt hållbart
alternativ eftersom en av fördelarna med processen jämfört med kemisk fosforavskiljning är
just det faktum att inga kemikalier tillsätts (Tykesson, 2005).
3.1.3.6 Temperatur
Generellt sett minskar enzymaktiviteter, och därmed mikroorganismers aktivitet, vid lägre
temperaturer. På samma sätt hämmas också mikroorganismernas aktivitet vid högre
temperaturer. Vilken temperatur som är optimal skiljer sig emellertid mellan olika
bakteriesläkten och blir betydelsefull vid konkurrens mellan dessa. Temperaturen på vattnet i
ett konventionellt reningsverk är svår att påverka och är årstidsberoende samtidigt som den
kan variera över dygnet beroende på bl.a. nederbördsmängder. Generellt kan
reaktionshastigheter i biologiska processer sägas följa en förenklad version av Arrhenius lag.
Denna säger att reaktionshastigheten fördubblas med en temperaturökning på 10ºC
(Brdjanovic et al., 1998b).
Temperaturen har större inflytande över PAO jämfört med över vanliga heterotrofa bakterier.
Vad det gäller konkurrensen mellan PAO och GAO i det aktiva slammet är förhållandet
komplext. Bland annat har studier visat att ett maximalt fosforsläpp hos PAO i den anaeroba
zonen sker mellan 20°C och 30°C och att de aeroba processernas kinetik (respiration,
30

Teori
fosforupptag, PHA-förbrukning och tillväxt) ökar vid högre temperaturer. Det är dock inte
klarlagt vad de exakta temperaturoptima är för PAO, för olika delprocessen som fosforsläpp,
VFA-upptag, PHA- och syreförbrukning och det kan mycket väl vara så att de skiljer sig
mellan olika organismer inom PAO-gruppen (Brdjanovic et al., 1997). För att demonstrera
komplexiteten kan nämnas att temperaturen även har påverkan på andra processer som i sin
tur påverkar konkurrensen mellan PAO och GAO. En låg temperatur leder bland annat till att
nitrifierande bakterier missgynnas och hindrar därmed att nitrat följer med returslammet till
den anaeroba zonen vilket är positivt för bio-P-processen (Tykesson, 2005). En låg temperatur
missgynnar också produktionen av VFA i försedimenteringssteget och i den anaeroba zonen
vilket kan vara negativt för bio-P-processen (Gustavsson, 2005).
Låga temperaturer på 10°C eller lägre tycks ge PAO konkurrensfördelar mot GAO (Tykesson,
2005) även om VFA-upptag och fosforsläppshastigheterna blir mer än tre gånger lägre vid
temperaturer på 5°C jämfört med vid 20ºC (Brdjanovic et al., 1997). Andra studier pekar på
att PAO är den dominerande kulturen vid 20ºC medan GAO dominerar vid högre
temperaturer på upp emot 30ºC (Seviour et al., 2003). Studier gjorda i norra Sverige tyder på
att en bio-P-process är möjlig ner till temperaturer mellan 4 och 5°C (Tykesson, 2005).
Generellt kan alltså sägas att PAO tycks klara sig bättre i konkurrens mot GAO vid
temperaturer lägre 20ºC även om dess metabolism fungerar bättre och går snabbare vid
temperaturer över 20ºC (Brdjanovic et al., 1997).
3.1.3.7 Slamflykt
När bio-P-processen fungerar optimalt och acetat och fosfor finns i överskott kan fosforhalten
i slammet vara så hög som 10-15 % av TS (Gustavsson, 2005). En följd av detta är att
slamflykt bör undvikas då annars stora mängder slambundet fosfor kan följa med vattnet ut
till recipienten (Borglund, 2004). För fosforhalter under 0,6 mg/l i utgående vatten krävs en
utgående SS-halt som är under 10 mg/l då bio-P-slammet normalt antas innehålla ca 6 %
fosfor. Således krävs en SS-halt under 6,7 mg/l då fosforhalter på utgående vatten ska
understiga 0,4 mg/l. Med tanke på detta är viktigt att bioslammet har goda
sedimentationsegenskaper. Bl.a. filamentbildande bakterier kan ha en negativ inverkan på
dessa egenskaper eftersom de bidrar till att densiteten hos slamflockarna minskar och flytslam
kan bildas (Pers. med. Carin Eklund, 2006-12-05). Halten av löst fosfor i utgående vatten kan
vara extremt låg men till föga nytta om SS-halten fortfarande är hög (Kemira Kemwater,
2003). En lösning kan i detta fall vara att införa ett filtersteg i slutsedimenteringssteget
(Borglund, 2004).
3.1.3.8 Slamålder och anaerob uppehållstid
Slamåldern bör hållas tillräckligt låg så att inte nitrifierande bakterier gynnas och en
nitrifikationsprocess sätts igång (Gustavsson et al., 2006). Detta är speciellt viktigt att beakta
under sommarperioden, då temperaturen på avloppsvattnet naturligt är högre. Vid
temperaturer kring 20ºC kan nitrifikation förekomma även vid väldigt låga slamåldrar. Bio-Pprocessen
har visat sig fungera vid så låga slamåldrar som ner till ett par dagar. Om
temperaturen ligger kring 10ºC bör slamåldern dock vara minst 2,5 dagar för en väl
fungerande bio-P-process (Aspegren, 1995).
Det är också viktigt att den anaeroba uppehållstiden i biosteget är optimal då denna är specifik
beroende på yttre omständigheter som bland annat mängden lättnedbrytbart organiskt material
som finns tillgängligt och kan bildas i avloppsvattnet, samt mängden fosfor som ska avskiljas
(Gustavsson et al., 2006). I praktiken används oftast s.k. ”plug-flow”-reaktorer i biosteget där
vattenmassan får passera en enkel bassäng under omrörning. Även nya designer börjar synas
31

Teori
på marknaden där hänsyn tas till bland annat avloppsvattnets karaktär, temperatur, nitrathalt
och syrebalans. Studier gjorda i Holland visar att halten VFA i inkommande till den anaeroba
zonen kan ha stor betydelse för hur lång uppehållstiden bör vara. Här har fosforsläpp påvisats
vid uppehållstider på under en timme för vatten med COD-halter på över 50-100 mg/l.
Eftersom VFA även produceras i den anaeroba delen av biosteget ger en längre uppehållstid
möjligheten för större VFA-produktion och lägger därmed grunden för en större bio-Ppopulation,
ett större fosforsläpp och ett större nettoupptag av fosfor i slutändan (Janssen,
2001). VFA som produceras i den anaeroba zonen går dock inte att mäta eftersom den tas upp
av mikroorganismerna i samma stund som den bildas (Tykesson, 2005). VFA bör heller inte
vara detekterbar i slutet av den anaeroba zonen då detta skulle tyda på ett överskott av VFA
som skulle belasta den aeroba zonen genom att vid nedbrytning förbruka syre. Tillgänglig
VFA i den aeroba zonen betyder också att fosforsläpp och -upptag kan ske samtidigt varför en
försämrad fosforavskiljning kan väntas (Jönsson 1996). För att maximera fosforsläppet nämns
uppehållstider på upp till tre timmar som normalt (Janssen, 2001). Om uppehållstiden i den
anaeroba delen blir för lång finns risken att kolkällan tar slut vilket innebär att PAO inte kan
lagra på sig tillräckligt med PHA i cellstrukturen. Detta får till följd bakterierna på grund av
energibrist inte kan ta upp tillräckligt med fosfor i den efterföljande aeroba zonen och
fosforavskiljningsprocessen blir då lidande. Överdimensionerade anaerobbassänger eller låga
flöden sommartid kan leda till för lång anaerob uppehållstid med brist på VFA och
efterföljande fosforsläpp som följd (Borglund, 2004).
3.1.3.9 Anaerobt släpp av fosfor
Om PAO utsätts för anaeroba förhållanden under senare skeden av processen kan s.k.
sekundera fosforsläpp äga rum. Detta problem uppstår om uppehållstiderna för slammet i
anaeroba förhållanden blir för långa samtidigt som brist på VFA råder. Bakterien behöver då
fortfarande energi för att upprätthålla livsviktiga funktioner och löser detta genom att liksom i
den anaeroba zonen bryta ner poly-P till ortofosfat men utan att samtidigt ta upp VFA.
Problemet kan bland annat uppstå i sedimenteringsbassänger eller då överskottsslammet
pumpas via förtjockare till rötkammare eller i själva rötkammaren. Fosforn släpper och följer
med rejektvattnet från centrifugen och belastar på nytt det inkommande vatten. Studier finns
gjorda som tyder på att ca 2/3 av den fosfor som tagits upp i bio-P-processen normalt förs
tillbaka till reningsprocessen på detta sätt (Aspegren, 1995). En del av den fosfor som är
kemiskt bunden kan också släppa i den anaeroba rötningsprocessen. Detta beror på att trevärt
järn (Fe3+) reduceras till tvåvärt järn (Fe2+) och följaktligen då kan binda en mindre mängd
fosfor. En lösning till detta kan vara att blanda primärslam med överskottslam i rötkammaren
eftersom primärslammet ger ett extra tillskott på metaller som härrör från inkommande
avloppsvatten. Detta har dock visat sig kunna ge upphov till skumningsproblem och är därför
inte alltid en optimal lösning. Andra lösningar kan vara att fälla fosforn i rejektvattnet efter
centrifugering eller tillsätta järn externt i rötkammaren (Wild et al., 1997).
3.1.3.10 Extern stötbelastning och variation i flöde
Avloppsvattnets karaktär är inte densamma över dygnet utan varierar beroende på aktiviteter
utefter ledningsnätet. Ofta är flödet och belastningen lite högre under morgon och kväll då
husliga bestyr pågår i hemmen. Till detta adderas belastning i form av syreförbrukande
organiskt material, tungmetaller och andra föroreningar från olika industrier som är kopplade
till det kommunala ledningsnätet och vars utsläpp varierar över dagar, veckor och år. Även
nederbördsmängder kan ha betydelse, speciellt vid snösmältning och kraftiga regn då
avloppsvattnet kan spädas ut kraftigt. Flödets varierande storlek förändrar även
uppehållstiderna vid de olika stegen i reningsverket.
32

Teori
Industrier med utsläpp av stor mängd BOD, en hög BOD/COD-kvot, belastar reningsverk
med stora mängder lätt nedbrytbart organiskt material som vid nedbrytning förbrukar syre i
avloppsvattnet. Problem kan då uppstå i de aeroba zonerna där syrehalten kan vara svår att
hålla optimal. En för låg syrehalt leder till att nästan allt syre åtgår till nedbrytningsprocesser
och inget återstår då till PAO:s fosforupptag. Fosforn följer då istället med vattnet och
belastar recipienten eller leder till att fällningskemikalier måste nyttjas (Pers. med. Jes La
Cour Jansen, 2006-10-14).
Studier har visat att då låg belastning av organiskt material med en efterföljande
belastningsökning äger rum verkar detta leda till ett ökat fosforsläpp samtidigt som upptaget i
den aeroba zonen försämras. Detta tycks bero på att PAO under perioden med låg VFA-halt
förbrukar all PHA i cellen. När sedan näringshalten ökar i vattnet råder brist på PHA i
bakteriecellen vilket leder till ett snabbt svar hos bakterierna som vill bygga på sig ny
kolkälla. Därför återgår fosforsläppets storlek snabbt till det normala samtidigt som det
efterföljande fosforupptaget inte hinner med på grund av brist på intracellulärt PHA och
nettoeffekten blir en försämrad fosforavskiljning. Variationer i mängden organiskt material
verkar också påverka konkurrensen mellan GAO och PAO. Perioder med överflöd av VFA
verkar gynna GAO och blir till nackdel för PAO då konkurrens sedan uppstår vid lägre halter
(Tykesson, 2005).
Uppehållstiden i ledningsnätet beror på hur stort flödet är och påverkas således av perioder
med hög nederbörd osv. En lång uppehållstid kan leda till att det organiska materialet får en
längre anaerob tid i ledningsnätet och kan på så vis leda till att mer VFA bildas. Detta kan
därmed bidra till en varierande belastning och sammansättning av VFA till bio-P-processen
och på så vis påverka mikroorganismerna i processen. En lång uppehållstid leder bland annat
till att mer acetat bildas i förhållande till andra typer av VFA (Mino, 1998).
3.1.3.11 Kemisk fällning
Det kan vara av intresse att följa upp hur stor del av fosforn som binds kemiskt i biosteget vid
bio-P-drift. Detta för att se att inte allt för stor del av fosforn görs otillgänglig för PAO som då
kan hämmas till förmån för GAO, med en försämrad fosforavskiljning som följd. Detta visade
bland annat Tykesson et al. (2003) i en laboratoriestudie där fällningskemikalie tillsattes en
satsreaktor med väl fungerande bio-P-process. Följden blev ett försämrat fosforsläpp som
tycktes bero på en minskad aktivitet samt population av PAO. I sammanhanget bör nämnas att
inkommande mängder fosfor i svenska kommunala reningsverk är förhållandevis låga
(Gustavsson et al., 2006). Fosforn kan bindas till katjoner som järn och aluminium vilka
tillförs biosteget antingen från inkommande vatten eller från internströmmar (Borglund,
2004). Det har konstaterats att en del av fosforn i ett reningsverk fälls kemiskt trots att ingen
fällningskemikalie nyttjas i processen (Tykesson, 2002). Om reningsverket dessutom
använder sig av kemisk fällning kan effekterna på bio-P-processen som vi ska se i avsnitt 3.3
bli än större.
3.2 SLAMHYDROLYS
När avloppsvattenhanteringen introducerades i Sverige var målet med den biologiska
reningen att avlägsna organiska syreförbrukande kolföreningar ur vattnet. Först när effekterna
av övergödningen blev uppmärksammade insågs vikten av att även avskilja näringsämnen
som fosfor och kväve. De organiska kolföreningarna gick då från att vara ett problem som
skulle avlägsnas till en resurs i den biologiska fosforavskiljningsprocessen. För en optimal
bio-P-process krävs som tidigare nämnts en tillräcklig mängd lättillgänglig kolkälla i flödet
från försedimenteringen som möter mikroorganismerna i den anaeroba zonen. Detta är en av
33

Teori
de viktigaste faktorerna att beakta vid bio-P-drift, eftersom den fosforavskiljande
bakteriekulturen är beroende av en tillgänglig kolkälla för sin överlevnad. En viss del av
denna kolkälla finns redan närvarande i det inkommande avloppsvattnet medan ytterligare
tillskott kan bildas genom anaerob nedbrytning (hydrolys) av slam exempelvis över
försedimenteringssteget. Eftersom förståelsen om varför en tillräcklig mängd kol i förhållande
till fosfor är viktig för PAO i bio-P-processen följer ett stycke om mikroorganismernas
kolskälla beträffande flyktiga fettsyror, VFA, och hur en optimal mängd av denna kan
säkerställas.
3.2.1 FLYKTIGA FETTSYROR
VFA utgör en del av det totala kolinnehållet i avloppsvattnet och är samlingsnamnet för de, av
bakterierna, mest lättupptagliga fettsyrorna som exempelvis smörsyra, ättiksyra och
propionsyra. En viss mängd VFA finns redan i det inkommande avloppsvattnet men halten är
ofta inte tillräcklig för en tillfredställande fosforavskiljning. Nedan redovisas hur stor del av
totalhalten COD i ett avloppsvatten som består av VFA samt hur stor fraktion som anses vara
lätt nedbrytbart organiskt material.
• 2-10 % VFA
• 10-20 % lätt nedbrytbart organiskt material
Den största fraktionen kol i avloppsvattnet består således av större, men lätt nedbrytbara,
föreningar som fetter, proteiner och kolhydrater som inte kan tillgodogöras av
mikroorganismerna eftersom dessa molekyler är för stora för att kunna transporteras genom
cellväggen. Detta kan dock möjliggöras genom att dessa molekyler spjälkas till enklare
kolföreningar, VFA, som senare kan tas upp i cellmassan (Henze et al., 1995). Detta kan
göras medvetet då problem med bio-P-driften på ett reningsverk uppstått och orsakerna visats
sig vara en för låg VFA/P-kvot eller betydande mängder GAO i slammet. VFA-produktionen
kan ske genom intern hydrolys av det organiska materialet i befintligt primärslamm eller
genom hydrolys av organiskt material i bioslammet (Daton & Wallergård, 2003). VFA kan
också tillsättas externt till avloppsvattnet, men detta är oftast inte ekonomiskt försvarbart.
Några exempel på interna respektive externa kolkällor enligt Jönsson (1996) följer nedan.
Interna kolkällor
• Organiskt material i avloppsvattnet
• Hydrolyserat primär- eller bioslam
• Klarfas av hydrolyserat slam
• Klarfas från slambehandling
Externa kolkällor
• Acetat
• Etanol
• Restprodukter från industrier
Värt att nämna är att hydrolys av kolföreningar även sker under anoxiska och aeroba
förhållanden, exempelvis i den aeroba zonen. Här sker dock en förbrukning av de producerade
flyktiga fettsyrorna omgående varför de inte kan ses som en koncentrationsökning i
vattenfasen.
34

Teori
3.2.2 PROCESSKONFIGURATION
Hydrolys av primärslam kan antingen ske genom sidoströmshydrolys i en separat
hydrolystank eller i förtjockar eller genom huvudströmshydrolys genom cirkulering av
slammet direkt i försedimenteringsbassängen (Janssen, 2001).
En befintlig försedimenteringsbassäng kan nyttjas som en kombinerad hydrolystank och
sedimentationsbassäng. Delar av det sedimenterade slammet recirkuleras då tillbaka till
vattenfasen och producerat VFA tvättas ut istället för att följa med slammet till
slambehandlingssteget. Detta tillämpas bland annat på ett fullskaleverk i Sverige,
Öresundsverket i Helsingborg, med en förbättrad bio-P-process som följd (Tykesson, 2005).
En nackdel med denna processutformning är att belastningen av suspenderat material (SS)
och fosfor ökar in till biosteget och därmed kan leda till en oönskad syreförbrukning i den
aeroba zonen. Sker hydrolysen i en separat tank undviks detta problem samtidigt som
processen blir mer flexibel. Exempelvis kan hydrolysen tillåtas fortgå längre i en extern tank.
Detta är dock ofta en kostnadsfråga och det blir således billigare att nyttja befintlig
försedimenteringsbassäng för hydrolys (Tykesson, 2005). Vilken processutformning som bör
nyttjas och som är optimal blir till slut specifik för det aktuella avloppsvattnet och hur
avloppsreningsverket ser ut initialt. Inga riktlinjer finns, och olika lösningar fungerar olika bra
beroende på aktuella omständigheter för varje enskilt verk. Nedan följer exempel på några
vanliga processutformningar.
(a) Huvudströmshydrolys (b)
med hydrolystank
HT
Sidoströmshydrolys
med förtjockare
FTJ
Figur 9. Exempel på processkonfiguration vid primärslamshydrolys. HT = hydrolystank, Fsed
= försedimentering och FTJ = förtjockare. Modifierad från Janssen et al (2002).
Bioslamm kan som tidigare sagt också nyttjas för hydrolys av VFA. En möjlig
processutformning är att leda delar av slammet till en separat tank med anaerob miljö som
illustreras i figur 10 nedan (Henze et al., 2002). Detta har bland annat testats av ett
fullskaleverk i Sverige, Källby avloppsreningsverk, och fungerade där utan anmärkning.
Returslamshydrolys är inte lika vanligt förekommande som primärslamshydrolys. I Danmark
fanns det dock 2002 13 reningsverk som använde sig av denna metod för att öka mängden
tillgänglig kolkälla till bio-P-processen.
(c)
Sidoströmshydrolys
med hydrolystank
F-sed F-sed F-sed
HT
FTJ
35

(a)
Teori
Sidoströmshydrolys med hydrolystank (b) Sidoströmshydrolys med hydrolystank
bio-bassäng bio-bassäng
HT
Figur 10. Exempel på processkonfiguration vid bioslamshydrolys. (a) visar en
sidoströmshydrolys där returslammet får passera en separat hydrolystank. (b) visar en
sidoströmshydrolys där endast en del av returslammet får passera en hydrolystank.
Modifierad från Janssen et al (2002).
3.2.3 ANAEROBA NEDBRYTNINGSPROCESSEN
Processerna för den anaeroba nedbrytningen av organiskt material i vatten ser lite olika ut
beroende på vilken typ av slam som nyttjas. Detta beroende på att primärslam respektive
bioslam dels har olika sammansättning av organiskt material och dels har olika mängd
tillgängligt för hydrolys (Daton & Wallergård, 2003). Den maximala mängd VFA som kan
bildas genom anaerob nedbrytning och därefter finns tillgänglig för upptag av bakterierna
brukar kallas för VFA-potential (Borglund, 2004). Den anaeroba nedbrytningen av organiskt
material består av flera delprocesser vars förlopp illustreras i figur 11 nedan. VFA bildas
under de tre första stegen kallade hydrolys, syrabildning och ättiksyrabildning. Här spjälkas
det organiska materialet till enklare kortkedjiga kolföreningar med ättiksyra som den enklaste
slutprodukten. Därefter sker också en metanbildning där metangas avgår från vattenmassan
(Daton & Wallergård, 2003).
HT
36

1. Hydrolys
2. Syrabildning
3. Ättiksyrabildning
4. Metanbildning
Vätgas,
koldioxid
Teori
Figur 11. Förenklad schematisk bild över den anaeroba nedbrytningsprocessen av organiskt
material. Processen sker i fyra steg, nämligen hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och
metanbildning. Modifierad från Lettinga et al. (1998).
3.2.3.1 Bildningen av flyktiga fettsyror
Nedbrytningen sker anaerobt av specifika mikroorganismer som utsöndrar katalyserande
extracellulära enzymer. Enzymerna har som funktion att katalysera de kemiska reaktioner,
som normalt bryter ner kolkedjorna, genom att sänka energin som krävs för dessa.
Bakterierna gör detta för att möjliggöra transport av de enkla kolkedjorna genom
cellväggsstrukturen. I det första steget av nedbrytningen, hydrolysen, spjälkas fetter, proteiner
och kolhydrater till enklare föreningar som aminosyror, fettsyror och sockerarter (Voet et al.,
1999).
I det andra steget, syrabildningen, bildas de flyktiga fettsyrorna genom att acidogena
(syrabildande) bakterier tar över i nedbrytningsprocessen. Produkterna som bildas är i
huvudsak propionsyra, smörsyra och ättiksyra.
I det tredje steget, ättiksyrabildningen, omvandlas dessa flykta fettsyror ytterligare till enklare
föreningar. Acetogena (ättiksyrabildande) bakterier oxiderar fettsyrorna med ättiksyra, vätgas
och koldioxid som slutprodukt. Omvandlingen av propionsyra samt smörsyra till ättiksyra
följer reaktionsformlerna 2 och 3 nedan.
CH3CH2COOH + 2H2O → CH3COOH + CO2 + H2
Propionsyra Ättiksyra
Organiskt material
Proteiner Kolhydrater Fetter
Aminosyror
Lösliga organiska föreningar
Sockerarter
Flyktiga fettsyror (VFA)
Propionsyra, smörsyra etc.
Metangas
CH3CH2 CH2COOH + 2H2O → 2CH3COOH + 2H2
Smörsyra Ättisksyra
Fettsyror
Ättiksyra
(2)
(3)
37

Teori
3.2.3.2 Metangasbildning
Metangasbildningen, sker med hjälp av en grupp strikt anaeroba bakterier som kan delas upp i
två olika grupper. Ungefär två tredjedelar av den metangas som bildas står acetotrofa
metanogena bakterier för, d.v.s. de använder ättiksyra som substrat med metan som
slutprodukt. Bildande av metan följer då reaktionsformel 4 nedan.
2CH3COOH → CH4 + CO2
Resterande mängd metangas bildas ur koldioxid och vätgas med hjälp av hydrogenotrofa
metanogena bakterier enligt reaktionsformel 5.
CO2 + 4H2 → CH4 +CO2
(Britton, 1994)
3.2.4 FAKTORER FÖR FUNGERANDE HYDROLYS
Andra parametrar, förutom uppehållstid och pH, som har betydelse vid slamhydrolysen är
bland annat avloppsvattnets sammansättning, temperatur, reaktorkonfigurationen, förekomst
av vissa metaller samt redoxpotential. Optimala processbetingelser sammanfattas i tabell 3
nedan.
Tabell 3. Parametrar att beakta vid styrning av hydrolysprocessen
Parameter Optimal
Uppehållstid 3-5 dagar. Ej över 6 dagar.
Rundpumpning 10-20 % av inkommande flöde.
pH 6 < pH < 7
Alkalinitet Hög för god buffringskapacitet.
Temperatur Hög temp. ger snabbare hydrolys ~20ºC
Syrehalt Anaerobt
Redoxpotential 250-450 mV
VFA-potential Hög
3.2.4.1 Uppehållstid
Det är de tre fösta stegen i nedbrytningsprocessen som är av vikt för bio-P-processen eftersom
det är här som PAO:s tillgängliga kolkälla, VFA, bildas. Slamhydrolysen måste dock uppnå
minst syrabildning och helst ättiksyrabildning för att ge fullgod produktion av VFA. Det är
därför viktigt att slammet ges tillräcklig uppehållstid så att de acidogena bakterierna får tid att
föröka sig och bryta ner det organiska materialet. I praktiken brukar uppehållstiden inte
överstiga sex dygn beroende på den stora slamvolym som då måste beaktas och problem med
VFA som bryts ner fullständigt och därmed går förlorad (Daton & Wallergård, 2003). Hur
lång uppehållstiden bör vara går inte säga generellt då den optimala tiden varierar beroende på
avloppsvattnets specifika karaktär och egenskaper. I litteraturen finns rekommendationer på
tre till fem dagars uppehållstid tillsammans med en rundpumpning av det hydrolyserade
slammet som bör ligga på 10-20 % av det inkommande flödet (Fuji, 2000).
Går nedbrytningsprocessen för långt förloras den bildade mängden VFA genom
metangasbildning som är det sista steget i processen. Förloppet illustreras i figur 12 nedan.
(4)
(5)
38

VFAkonc
VFA-bildning Metanbildning
Uppehållstid
Teori
Figur 12. Hydrolysprocessen beror av slammets uppehållstid. VFA-produktionen fortgår till
dess att nedbrytningsprocessen övergår i metanbildning. Mängden VFA minskar då och den
för mikroorganismerna tillgängliga kolkällan går förlorad. Hämtad från Gustavsson (2005).
Detta fenomen kan upptäckas med blotta ögat eftersom metangasbubblorna, när de lämnar
vattenfasen, ger intrycket av att det regnar i hydrolysbassängerna (Pers. med. Lars-Erik
Jönsson, 2006-06-20).
3.2.4.2 pH
VFA-produktionen i sig sänker vattnets pH vilket kan hämma ytterligare nedbrytning av
VFA, då metangasbildningen sker inom pH-intervallet 6,7-7,4 med ett optimum kring pH 7
(Britton, 1994). Låga pH gynnar VFA-bildning, men till en viss gräns. pH värden under 5,5-
6,0 hämmar produktionen av VFA varför låg alkalinitet (buffringsförmåga) kan vara negativt
för procesen (Janssen et al., 2002). pH-reglering av avloppsvattnet kan ge gynnsamma
effekter i form av ökad VFA-bildning och minskad metangasbildning men är på grund av
ekonomiska aspekter inte vanligt förekommande. Utan pH-reglering buffrar avloppsvattnet
vid primärslamshydrolys till ett slutligt pH på omkring 5-7 (Guerro et al., 1999).
3.2.4.3 Temperatur
Som exempel kan nämnas att hydrolysen går ungefär tre gånger så snabbt vid 20°C jämfört
med vid 10°C vilket betyder en del säsongsmässiga variationer i VFA-produktion (Mosel-
Engler et al., 1998). I detta sammanhang bör också nämnas att metanogena bakterier trivs bäst
i temperaturer över 20ºC, varför temperaturer över detta värde bör undvikas (Daton &
Wallergård, 2003).
3.2.4.4 VFA-potential och -produktion
Små partiklar hydrolyseras snabbare än stora varför ett avloppsvatten med finfördelat material
ger ett större VFA-potential. En hög koncentration av slam är också fördelaktigt. Hur stor
VFA-potentialen är skiljer sig också markant mellan olika typer av primärslam beroende på
avloppsvattnets karaktär. Produktionen av lättnedbrytbar COD (≈ VFA) kan skilja så mycket
som mellan 30 och 300 g COD/g SS. Om för liten mängd VFA bildas vid
primärslamshydrolysen bör alternativ som extern tillförsel av ättiksyra beaktas. Studier gjorda
i Holland har visat att COD-produktionen bör ligga över 160 mg/g SS för att intern hydrolys
ska vara ekonomiskt försvarbar (Janssen, 2001). Vid hydrolys av primärslam i befintlig
försedimenteringsbassäng bör slammet som pumpas runt vara svart till färgen. Detta har visat
sig vid drifterfarenheter vid Öresundsverket i Helsingborg där hydrolysprocessen då har
genererat VFA-mängder som varit optimala för bio-P-processen (Pers. med. Lars-Erik
Jönsson, 2006-06-20).
39

Teori
3.2.4.5 Extern stötbelastning
Det är viktigt att kvoten mellan VFA och fosfor hela tiden övervakas och att ingen plötslig
sänkning av VFA-koncentrationen äger rum då detta kan gynna tillväxten av GAO framför
PAO (Tykesson, 2005). Perioder med låg tillförsel av VFA följt av en ökning har visat sig
leda till ett försämrat fosforupptag i bio-P-processen.
I de fall hydrolys av primärslam nyttjas bör rundpumpningen av slam avbrytas vid hög
hydraulisk belastning. Det föreligger annars en risk att det höga flödet leder till att
sedimentationen försämras och slam, som är belastande för bio-P-processen, följer med in till
biosteget. Risk finns också för att mikroorganismerna, som står för hydrolysprocessen, sköljs
bort vilket kan hämma processen och det kan då ta tid innan en ny mikroflora byggs upp
(Pers. med. Lars-Erik Jönsson, 2006-06-20).
3.2.4.6 Redoxpotential
VFA genereras vid en redoxpotential mellan 250 mV och 450 mV medan generering av
metan sker mellan 450 mV och 500 mV. En redoxmätare online kan därför med fördel
användas för att styra processen (Fuji, 2000).
3.2.4.7 Slamtyp
Vid hydrolys av bioslam är fördelen att slammet redan innehåller en stor mängd aktiva
mikrober som kan bidra till nedbrytningen. Samtidigt kan bioslammet vara mer syreberikat
jämfört med primärslammet vilket kan leda till att bildad VFA bryts ner innan den hunnit
komma till nytta (Daton & Wallergård, 2003). Halten av organiska ämnen som kan brytas ner
är också lägre i ett bioslam samtidigt som tillgången till slammet är större och andra fördelar
som mindre luktproblem är rapporterade. Hydrolysatet behöver heller inte separeras från
slammet vilket är fallet vid primärslamshydrolys. Uppehållstiden och mängden bioslam som
bör hydrolyseras är viktigt att optimera eftersom den anaeroba miljön i hydrolystanken får till
följd att PAO släpper fosfor som leder till en ökad belastning tillbaka till biosteget
(Gustavsson, 2005). Hydrolys av bioslam kan också ha skiftande resultat beroende på yttre
omständigheter hos det aktuella verket. Försedimentering och slamålder är exempel på
faktorer som kan minska utvinningen av VFA ur ett bioslam (Tykesson, 2005). Producerar
reningsverket energi med hjälp av utvinning av metangas ur rötat slam kan hydrolys av
primärslam leda till en sänkning av producerad mängd biogas jämfört med vid vanlig drift.
Ett alternativ som inte är studerat i detalj är hydrolys på en blandning av bioslam och
primärslam. Här skulle fördelen med en hög halt organiskt lättnedbrytbart material i
primärslammet kunna kombineras med den höga halten mikroorganismer i bioslammet.
Dessutom skulle belastningen av fosfatfosfor minska i jämförelse med hydrolys av enbart
returslam (Gustavsson, 2005).
3.2.4.8 Belastning till biosteget
Det är inte bara VFA som frigörs under hydrolysen utan även kväve- och fosforföreningar.
Detta bör beaktas vid primärslamshydrolys då belastningen till biosteget kan öka till följd av
den ökade mängden fosfor, dels för att halten SS ökar in till bio steget och dels för att fosfor
frigörs då trevärt järn reduceras till tvåvärt järn (Banister et al., 1998). Försök utförda på
Öresundsverket har visat att det är lämpligast att tillföra det hydrolyserade slammet i början
av försedimenteringen. Detta för att undvika belastning till biosteget genom att slammet tillåts
återsedimentera samtidigt som bildat VFA kan tvättas ur genom bassängen (Pers. med. Lars-
Erik Jönsson, 2006-06-20).
40

Teori
Hydrolysen av primärslam kan i annat fall bli kontraproduktiv för bio-P-processen om inte
luftningskapaciteten i den aeroba delen klarar av den ökade mängden COD. Om så är fallet
och hydrolysen sker i en separat tank kan problemet lösas genom att fälla fosfor i klarfasen
med kalk (Banister et al., 1998). Nämnas bör att fosforn som frigörs vid hydrolys endast
delvis kan förväntas förbruka VFA i det anaeroba steget. I det fall fosfor frigjorts vid
reduktion av järn (Fe3+→ Fe2+) kommer nämligen en återfällning att ske i den biologiska
processen då järnet återigen oxideras.
3.3 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING KOMBINERAD MED KEMISK
FÄLLNING
Kemisk fosforrening är en enkel metod som är relativt okänslig för störningar vilket har
bidragit till dess utbredda användning. De kemikalier som är mest frekvent använda är olika
järn- och aluminiumsalter men också kalk i olika former. Den viktigaste parametern att ta
hänsyn till vid kemisk fällning är pH. Olika fällningskemikalier fungerar optimalt vid olika
pH varför aktuellt pH i avloppsvattnet är en kritisk kontrollpunkt vid val av
fällningskemikalie. Vid fällning med järn ligger optimalt pH omkring 5 medan optimalt pH
för aluminium ligger vid 6.
3.3.1 FÄLLNINGSPROCESSEN
Övergripande går den kemiska fällningsprocessen till så att metallsalterna efter tillsats i
avloppsvattnet bildar svårlösta komplex med löst fosfor. Förutom metallfosfat bildas också
utfällda metallhydroxider som underlättar fällningsprocessen och bidrar till en ökad
slamproduktion (Tykesson, 2005). Fällningen sker i tre steg, nämligen koagulering,
flockulering och sedimentering.
Vid det första steget, koaguleringen, sker en rad olika kemiska reaktioner som får de
kolloidala partiklarna att aglomera till s.k. mikroflockar. Detta innebär bland annat att den
tillsatta kemikalien reducerar den elektriska repulsionen mellan partiklarna som därmed kan
gå samman och bilda större partiklar, mikroflockar. Under detta steg är det viktigt att
omrörningen är tillräcklig för en turbulent inblandning av kemikalien. Detta ökar chansen för
en kemekalimolekyl att stöta på en fosformolekyl i vattenmassan och mängden avskild fosfor
ökar därmed (Tykesson, 2002). Även med god omrörning är det dock oundvikligt att också
metallhydroxider bildas. Dessa metallhydroxider kan ha en negativ inverkan på bio-Pprocessen
i de fall kemslammet återförs till den anaeroba zonen av biosteget, vilket utvecklas
vidare i stycke 3.3.2 (Kemira Kemwater, 2003).
Mikroflockarna går samman till större flockar under flockuleringssteget. Omrörningen avtar
då samtidigt för att inte flockarna ska slås sönder. När en flock blivit tillräckligt stor sjunker
den på grund av tyngdkraften mot botten under sedimenteringssteget. Kemslammet kan sedan
avlägsnas med hjälp av skrapor från botten på bassängen (Kemira Kemwater, 2003).
Vid fällning med järn kan antingen tvåvärt järn (Fe2+) eller trevärt järn (Fe3+) användas.
Trevärt järn kan användas direkt medan tvåvärt järn först ofta reduceras till trevärt eller
används i kombination med kalk. Trevärt järn ger liksom aluminium ett svårlösligt
metallfosfat och en metallhydroxid. Övergripande går reaktionen till så att den positivt
laddade metalljonen från fällningskemikalien reagerar med den lösta fosfatjonen och bildar ett
olösligt salt enligt reaktionsformel 6. Metalljonen ingår som sagt också i en del sidoreaktioner
som bland annat leder till bildandet av metallhydroxider vars förlopp visas i reaktionsformel 7
och 8 (Tykesson, 2002).
41

Teori
3 Me 3+ + H2PO4 - → MePO4 (s) + 2H + (6)
Me 3+ + 3 HCO3 - → Me(OH)3 (s) + 3CO2
Me 3+ + 3 H2O → Me(OH)3 (s) + 3H + (8)
3.3.2 EFFEKTER PÅ DEN BIOLOGISKA FOSFORAVSKILJNINGEN
Som tidigare nämnts kan fosforn avskiljas på tre olika sätt i bio-P-processen.
• Assimilation
• ”Lyxupptag” av PAO
• Kemisk fällning
Det sker en inbördes tävlan om tillgänglig fosfor mellan dessa olika processer i vattenfasen
och metalljonerna är antagligen mycket effektivare på att binda upp fosforn jämfört med PAO
(Tykesson, 2005). Laboratorieförsök har också visat att i de fall fällningskemikalier tillförs
bio-P-processen minskar mängden tillgänglig fosfor markant. När fällningskemikalier som
järn eller aluminium tillsätts kommer en viss del bilda olösliga komplex med fosfor medan
överskottet som vi såg i avsnittet ovan kommer att bilda metallhydroxider. Dessa hydroxider
kan vid senare tillfällen genom adsorption fälla ut löst fosfor i vattenfasen vilket också sker
om det bildade kemslammet förs med överskottslammet tillbaka till processen (Tykesson,
2005). Därmed minskar den för mikroorganismerna tillgängliga mängden fosfor, och i och
med det, upptaget från PAO som illustreras i figur 13 nedan.
Assimilation
Ökad
kemikaliedos
Assimilation
Poly-P
Poly-P
Kem
fällning
Kem-
fällning
Figur 13. Omfördelning av fosforavskiljningsfraktioner vid ökad mängd fällningskemikalie.
Storleken på cirklarna representerar storleken på respektive fraktion fälld fosfor. Modifierad
från Tykesson (2005).
Detta får till följd att PAO-aktiviteten kan sjunka till förmån för GAO som på så sätt får
mindre konkurrens om kolkällan och då kan tillåtas bli den dominerande bakteriekulturen i
bioslammet. Den biologiska fosforavskiljningen hämmas då och bio-P-processen blir störd
eller i värsta fall utslagen. Detta kan i sin tur leda till en ond cirkel där ytterligare tillsats av
fällningskemikalie måste göras och bio-P-processen hämmas då ytterligare. PAO kan också få
problem att återhämta sig trots att kemikaliedoseringen upphör Detta på grund av att GAO
redan kan ha etablerat en dominerande bakteriekultur och att kemikalierester kan finnas kvar
långt efter tillsats (Tykesson, 2002).
(7)
42

Teori
Kemisk fällning kan dock, om den används på rätt sätt, vara ett bra komplement till den
biologiska reningen för att då bio-P-processen av någon anledning inte fungerar som den ska
uppnå angivna utsläppskvoter. Kemfällning som sker i ett eget steg efter den biologiska
processen påverkar heller inte bio-P-processen såvida inte processen är utformad så att det
bildade kemslammet återförs till den anaeroba zonen.
3.3.3 PROCESSKONFIGURATION
För att åstadkomma en optimal fällningsprocess kan fällningskemikalien väljas att tillsättas
vid olika skeenden av processen. Var tillsatsen sker är väldigt viktigt för resultatet av
reningen (Tykesson, 2002). Fällningsprocesserna namnges utefter val av tillsatspunk i
jämförelse med placeringen av den biologiska reningen.
• Förfällning
• Simultanfällning
• Efterfällning
Vid förfällning tillsätts kemikalien innan det biologiska steget, enligt figur 14, för att avlasta
den biologiska processen. Kemslammet tillåts sedimentera i försedimenteringsbassängen där
både fosfor och organiskt material avskiljs (Tykesson, 2002). En fördel med förfällning är att
bassängvolymen för biosteget kan minskas och att den ökade mängden primärslam leder till
att mer metangas kan utvinnas i efterföljande rötningsprocess. En nackdel är att det krävs
stora kemikaliemängder för att åstadkomma en fullgod rening vid skiftande fosforbelastning
samtidigt som slamproduktionen blir hög (Kemira Kemwater, 2003).
Tillsats av kemikalie
Omrörning Flockulering
Försedimentering Biosteg
Efter-
sedimentering
Figur 14. Schematisk bild över den processkonfiguration som tillämpas vid förfällning.
Modifierad från Tykesson (2002).
Simultanfällning används uteslutande för fosforavskiljning och här tillsätts
fällningskemikalien innan eller direkt i aktivslamsteget och sedimenteringen sker i
efterföljande sedimenteringsbassäng enligt figur 15 nedan (Tykesson, 2002). Det biologiska
steget fungerar då också som ett flockningssteg och i efterföljande steg kan både kemslam och
bioslam avskiljas (Kemira Kemwater, 2003). Inga extra bassängvolymer är nödvändiga men
istället krävs, på grund av den ökade slamproduktionen, en större volym på biobassängen
jämfört med vid de andra fällningsprocesserna (Tykesson, 2002). Simultanfällning leder till
att slamproduktionen ökar vilket i sin tur bidrar till att slamåldern sänks avsevärt. Detta
försämrar möjligheterna för nitrifikation om krav finns på kväverening (Kemira Kemwater,
2003).
43

Teori
Tillsats av kemikalie
Försedimentering Biosteg
Figur 15. Schematisk bild över processkonfigurationen som tillämpas vid simultanfällning.
Modifierad från Tykesson (2002).
Det slutliga alternativet är efterfällning. Här krävs ett eget steg efter det biologiska steget där
kemikalien kan blandas in enligt figur 16 nedan. Olika tillämpning finns där efterfällning
antingen används som ett vanligt fällningssteg eller som ett poleringssteg som endast används
då fosforhalten överstiger aktuellt utsläppskrav.
Försedimentering Biosteg Efter-
sedimentering
Omrörning Flockulering
Tillsats av kemikalie
Efter-
sedimentering
Figur 16. Schematisk bild över processkonfigurationen som tillämpas vid efterfällning.
Modifierad från Tykesson (2002).
Efterfällningen kan fungera som en extra säkerhet vid hög hydraulisk belastning då den
fångar upp slamflykt från det biologiska steget (Kemira Kemwater, 2003). Då biologisk
fosforavskiljning nyttjas kan inte förfällning respektive simultanfällning tillämpas. Detta, som
nämnts tidigare, på grund av att fällningskemikalierna påverkar bio-P-processen negativt.
Efterfällning kan med fördel användas som en uppbackning då bio-P-processen av någon
anledning inte fungerar som den ska. Det är här en fördel om kemikalieinblandningen sker på
så sätt att kemikalierna inte följer med returslammet tillbaka till biosteget och belastar den
anaeroba zonen (Daton & Wallergård, 2003).
3.4 BIOLOGISK FOSFORRENING KOMBINERAD MED KVÄVERENING
Kväveavskiljning på kommunala reningsverk sker nästan uteslutande med biologiska
metoder. Här kombineras ofta biologisk fosforrening med biologisk kväverening och kvävets
naturliga kretslopp nyttjas för att omvandla ammoniumkväve (NH4-N) i det inkommande
avloppsvattnet till kvävgas (N2) som avgår till atmosfären och på så vis avskiljs från
vattenströmmen.
3.4.1 BIOKEMISK MODELL
Avloppsvattnet som kommer in till reningsverket innehåller mest kväve i ammoniumform
men även organiskt bunden kväve. En viss del av detta kväve avskiljs på alla reningsverk,
dels i den primära reningen men även via det aktiva slammet, om reningsverket också nyttjar
biologisk rening. Kväve är nämligen ett näringsämne som liksom fosfor tas upp av
mikroorganismerna, vilket betyder att en viss del av kvävet tas upp i cellmassan och på så vis
kan avskiljas via slammet. Det biologiska upptaget av kväve kallas för assimilativ rening och
ger upphov till att ca 5 g kväve tas upp för varje 100 g BOD som avskiljs. Detta innefattar
dock bara 10-30 % av den totala mängden kväve. Resterande mängd avlägsnas ur systemet,
då speciella krav på kväverening finns, genom s.k. dissimilativ kväveavskiljning (Kemira
44

Teori
Kemwater, 2003). Processen består av en rad biokemiska reaktioner som i slutändan leder till
att kvävgas avgår från vattnet till atmosfären (Borglund, 2004).
3.4.1.1 Nitrifikation
Innan kvävet kan avgå från vattnet i form av kvävgas måste ammonium omvandlas till nitrat
(NO3-). Detta sker genom en så kallad nitrifikationsprocess där autotrofa bakterier oxiderar
ammonium till nitrat i två steg enligt reaktionsformel 9, 10 och 11.
NH4 + + 1,5 O2 → NO2 - + 2H + + H2O (nitratbildande, nitrosomonas) (9)
NO2 - + 0,5 O2 → NO3 - (nitratbildande, nitrobakter) (10)
NH4 + + 2 O2 → NO3 - + 2H + + H2O (totalreaktion) (11)
I det första steget är nitritbildande bakterier kallade nitrosomonas verksamma och oxiderar
ammoniak som står i jämvikt med ammonium i vattnet. I det andra steget är det nitratbildande
bakterier kallade nitrobakter som är verksamma.
Mikroorganismerna påverkas av en rad olika faktorer som exempelvis pH, alkalinitet,
syrehalt, slamålder och temperatur. Nitratbildningen är surgörande och om vattnet har en låg
alkalinitet kommer leder det till en pH-sänkning. Detta kommer i sin tur att hämma
nitritbildningen eftersom nitrobakter trivs bäst vid ett pH mellan 8 och 9. Vid ett högre pH
föreligger också en större fraktion av kvävet som ammoniak vilket kan tas upp lättare av
bakterierna. Vid pH under 5,5 avstannar nitrifikationen helt (Kemira Kemwater, 2003).
Vidare är syrehalten viktig för att möjliggöra nitrifikation. Nitrifikationshastigheten avtar då
syrehalten understiger 2 mg/l. Bakterierna involverade i nitrifikationsprocessen har en relativt
lång generationstid. Detta betyder att de etablerar sig i systemet först då slamåldern är
tillräckligt hög för att gynna dem (Borglund, 2004). Temperaturen är också viktig för
nitrifikationsprocessen. Vid låga temperaturer ner emot 4ºC tillväxer bakterierna sakta och
nitrifikationen går långsamt. Detta betyder att slamåldern måste hållas hög om bakterierna ska
ha möjlighet att genomföra en fullständig nitrifikation. Låga temperaturer kräver således stora
bassängvolymer för att skapa en lång uppehållstid (Kemira Kemwater, 2003).
3.4.1.2 Denitrifikation
Vid denitrifikation omvandlas nitrat till kvävgas genom en rad olika reaktioner som här
sammanfattas enligt reaktionsformel 12, där mikroorganismer anaerobt nyttjar syret i nitrat
för oxidation. Vid processen bildas slutligen kvävgas som drivs av till atmosfären och på så
vis avskiljs från vattenmassan (Kemira Kemwater, 2003).
2 NO3 - + H + + organisk substans → N2 + HCO3 - (denitrifierande organismer) (12)
Den denitrifiernade förmåga innehas av en lång rad olika organismer som finns närvarande i
det aktiva slammet. Mikroorganismerna är fakultativt anaeroba och heterotrofa vilket betyder
att de kan nyttja syre såväl som nitrat för sin oxidation samt att de använder sig av organiskt
kol som substrat. De föredrar dock syre eftersom det är energimässigt fördelaktigt. Syre får
därför inte förekomma för en optimal denitrifikationsprocess. Anoxiska förhållanden ska råda
där syre endast finns att tillgå uppbundet till kväve i nitrit och nitrat. Faktorer som främst
påverkar denitrifikationsprocessen är således syrehalt och nitrathalt men även mängden
tillgänglig kolkälla som kan vara begränsande för mikroorganismerna (Kemira kemawater,
45

Teori
2003; Borglund, 2004). För att reducera 1 g kväve krävs 3-6 g kolkälla i form av lättillgänglig
COD. Mängden är inte alltid tillräcklig och liksom vid biologisk fosforavskiljning kan
hydrolys av primärslam nyttjas för att öka mängden lätt tillgänglig kolkälla för
mikroorganismerna. Även externa kolkällor som metanol, etanol, ättiksyra eller stärkelse
används ibland men är på grund av kostnaden mest ett komplement till intern hydrolys.
Optimalt pH för processen ligger mellan 7 och 9 (Kemira Kemwater, 2003).
3.4.2 PROCESSKONFIGURATION
Ofta har avloppsreningsverk krav på både reduktion av fosfor och kväve till recipienten. Då
även kväve ska avskiljas måste hänsyn tas till de bakomliggande processerna vid
kväveavskiljning. Reaktorkonfigurationen blir mer komplex då också en anoxisk zon krävs.
Den enklaste konfigurationen består av ett anaerobt steg följt av ett anoxiskt steg och sist ett
aerobt steg vilket visas i figur 17 nedan. Denna uppställning kallas för trestegs-Phoredox eller
A2O (Anaerobic/Anoxic/Oxic) och är en modifierad version av Phoredox som består av
ytterligare ett anoxiskt och ett aerobt steg (Gustavsson, 2005). Processen inleds med ett
anaerobt steg för att få till stånd en fosforavskiljning. Anledningen till att det anoxiska steget
är i följd före det aeroba steget beror på att de denitrifierande mikroorganismerna som nämnts
ovan kräver organiskt kol för tillväxt (Borglund, 2004). Fördelen är att avloppsvattnets
befintliga innehåll av lättillgängligt BOD nu kan utnyttjas i den anoxiska zonen (Kemira
Kemwater, 2003). Det för organismerna lättillgängliga kolet oxideras nämligen vid närvaro av
syre (Borglund, 2004). Används efternitrifikation, där det anoxiska steget är placerat efter det
aeroba, kommer nitratrikt vatten fattigt på BOD att nå den anoxiska zonen.
Mikroorganismerna kräver då tillsats av en extern kolkälla för att få till stånd en
denitrifikationsprocess (Kemira Kemwater, 2003).
Anaerobt
Anoxiskt
Returslam
Aerobt
Överskotts-
slam
Figur 17. A20/Phoredox-processen. Kombinerad kväve- och fosforavskiljning. Modifierad
från Tykesson (2002).
Problemet med Phoredox-konfigurationerna är att returslammet återförs till den anaeroba
zonen. Detta slam kan vara rikt på nitrat och stör då bio-P-processen. För att minska
problemet med en försämrad fosforavskiljning har en ny processutformning tagits fram,
kallad UTC-processen (University of Cape Town) vars konfiguration redovisas i figur 18. Här
ser returslampumpningen lite annorlunda ut då slam från slutet av den aeroba zonen pumpas i
retur till den anoxiska delen. Vidare pumpas slam från den anoxiska zonen till den anaeroba
bassängen och risken för nitrat i den anaeroba zonen minimeras därmed. Nackdelar med
processen är att slamhalten i den anaeroba delen blir lägre jämfört med i resterande biosteg
och att all nitrat måste hinna förbrukas i den anoxiska zonen för att inte nitrat ska återföras till
det anaeroba steget och där hämma bio-P-processen (Borglund, 2004). Det finns även
varianter av denna utformning där den anoxiska zonen delats upp i två delar med en
skiljevägg. Returslam pumpas från den anoxiska delen, som inte mottar returslam från den
46

Teori
aeroba zonen, till den anaeroba delen. Detta för att ytterligare undvika tillförsel av nitrat till
den anaeroba bassängen.
Anaerobt
Figur 18. UCT-processen. Kombinerad kväve- och fosforavskiljning. Modifierad från
Tykesson (2002).
Vissa bakterier kan bidra både till fosforavskiljnings- och kväveavskiljningsprocessen. Detta
utnyttjas i den s.k. Dephanox-konfigurationen vars konfiguration redovisas i figur 19 nedan.
Efter en initial anaerob zon passerar slammet ytterligare en försedimenteringsbassäng och den
ammoniumrika klarfasen förs vidare till en luftad biobädd där nitrifikation sker. Det avskilda
slammet leds förbi biobädden och återförs till processen där det blandas med det nitratrika
slammet och passerar därefter en anoxisk zon. Slutligen leds slammet in i ytterligare en luftad
zon för fullständig denitrifikation och fosforupptag.
Anae-
robt
Anoxiskt
Returslam
Aerobt
Aerobt
(biofilm)
Anox-
iskt
Aerobt
Figur 19. Dephanox-processen. Kombinerad kväve och fosforavskiljning. Modifierad från
Tykesson (2002).
Det finns även en rad ytterligare konfigurationer som kan nyttjas vid kombinerad biologisk
kväve och fosforavskiljning (se Tykesson, 2002, för ytterligare info). Exempelvis finns en
utformning med en sidoströmsprocess där den anaeroba delen är separerad från den aeroba.
Slammet från den aeroba delen får sedimentera och leds därefter vidare till en anaerob
bassäng eller förtjockare där ett fosforsläpp sker. Fosforn fälls här ut med hjälp av
fällningskemikalie efter den anaeroba zonen (Phostrip-processen).
47

4 DUVBACKENS AVLOPPSRENINGSVERK
Duvbackens reningsverk är beläget i Gävle och togs för första gången i drift 1967.
Recipienten är Gävlebuktens inre fjärd som står i förbindelse med saltare vatten i den yttre
fjärden. Till den inre fjärden mynnar Gavleån och Testeboån och utloppet från
avloppsreningsverket mynnar i en muddrad ränna i linje med utloppet från Gavleån. I den inre
fjärden anses fosfor vara det begränsande näringsämnet medan det är oklart huruvida det är
fosfor eller kväve eller en kombination av dessa som begränsar tillväxten i den yttre fjärden.
Fjärden anses vara näringsrik och innehåller höga halter av kväve. Fosforhalterna är mycket
höga sommartid medan det under vintertid är låga halter. Detta beror troligtvis på tillförsel av
fosfor från de båda åarna sommartid. Tillförseln av näringsämnen har lett till så näringsrika
förhållanden att växtplanktonmassan (klorofyllhalten) är mycket hög i hela fjärden. Halten i
den inre fjärden är mer än två gånger förhöjd jämfört med i Bottenhavet. Trots detta är
syrehalten förhållandevis god och kväve- och fosforhalterna tycks inte ha ökat nämnvärt
under 1990-talet (Tillstånd enligt miljöbalken till avloppsrening, 2001).
Reningsverket byggdes om under 2003 och införde 2004 en biologisk reningsteknik (bio-P)
som omfattar fosforavskiljning men inte kväveavskiljning. Syftet var att minimera
användande av kemikalier samtidigt som tidsandan efterfrågade mer miljövänliga och
kretsloppsinriktade reningsmetoder. Ombyggnationen innebar att förfällningen togs bort men
att efterfällningen bibehölls som ett polersteg i de fall bio-P-processen inte skulle klarar av
uppställda krav. Målet är dock att uppnå gällande utsläppskrav utan nyttjande av
fällningskemikalie.
4.1 BELASTNING OCH RENINGSKRAV
Duvbackens reningsverk är dimensionerat för 100 000 personekvivalenter (pe) och ett flöde
(Qdim) på 1900 m3/h. Avloppsreningsverket belastades 2005 av 79500 personer samt
industrier med skiftande verksamheter motsvarande 6000 pe. Belastningen, koncentrationerna
av näringsämnen samt syreförbrukande ämnen, på inkommande avloppsvatten mellan 2003
och 2005 redovisas i tabell 4 (Gävle kommun 2003; Gävle kommun 2004; Gävle kommun
2005).
Tabell 4. Medelvärden på flöde, koncentration av
näringsämnen samt syreförbrukande ämnen på inkommande
vatten till Duvbackens reningsverk
48

Duvbackens avloppsreningsverk
Parameter 2003 2004 2005
Medelflöde (m 3 /h) 1535 1356 1468
COD (mg/l) 416 420 433
BOD7 (mg/l) 145 144 167
Kväve (mg/l) 36 42 40
Fosfor (mg/l) 5,1 7,2 7,7
Reningsverket måste följa av regeringen uppställda utsläppskrav. Från och med 2006-10-05
gäller riktvärden och kvartalsmedelvärden enligt följande.
• BOD7 < 8 mg/l
• Ptot < 0,4 mg/l
Mängden BOD7 och fosfor får på årsbasis inte överstiga 120 respektive 7 ton. 2012 ska
kraven skärpas ytterligare och riktvärdet samt kvartalsmedelvärdet blir då 0,3 mg P/l och
mängden får då inte överskrida 5,25 ton per år (Slutliga villkor för utsläpp till vatten från
Duvbackens avloppsreningsverk, 2006). För närvarande finns inget krav på kväveavskiljning
men en viss del av kvävet reduceras ändå i verket. Krav på kväveavskiljning kan dock komma
att gälla i framtiden. Nedan i tabell 5 visas en sammanställning på halter av näringsämnen och
syreförbrukande föreningar på utgående vatten mellan 2003 och 2005. Det totala utsläppet av
fosfor 2005 låg på 5,62 ton (Gävle kommun 2003; Gävle kommun 2004; Gävle kommun
2005).
Tabell 5. Medelvärden på flöde, koncentration av
näringsämnen samt syreförbrukande ämnen på utgående
vatten från Duvbackens reningsverk
Parameter 2003 2004 2005
Medelflöde (m 3 /h) 1535 1356 1468
COD (mg/l) 81 41 32
BOD7 (mg/l) 11 5 4
Kväve (mg/l) 24,2 26,7 24,1
Fosfor (mg/l) 0,37 0,43 0,31
4.2 REAKTORKONFIGURATION OCH PROCESSER
Avloppsreningsverkets processuppställning är beläget utomhus och består av mekanisk
rening, biologisk fosforreduktion samt slambehandling. Processuppställningen redovisas i
tabell 6 nedan. Möjlighet finns också till efterfällning om den biologiska reningen inte klarar
uppställda krav på fosforavskiljning. Dessutom finns ytterligare ett polersteg bestående av en
våtmark med aktiv yta på 1,5 ha som delflöden av det renade vattnet tillsammans med
rejektvatten från centrifugen kan passera. Den mekaniska reningen består av rensgaller,
sandfång, försedimentering samt eftersedimentering. Försedimenteringen består av sex
stycken separata linjer. Primärslammet tas ut i botten på bassängerna och förs till efterföljande
slambehandligssteg.
Tabell 6. Processuppställning vid Duvbackens reningsverk
Anläggningsdel Antal
(n)
Aktiv yta
(m 2 )
Ytbelastning
vid Qdim
(m/h)
Aktiv volym
(m 3 )
Uppehållstid
vid Qdim
(h)
49

Duvbackens avloppsreningsverk
Fingaller
(spaltvidd 3mm)
2
Sandfång 2 100 19 740 0,39
Sedimenteringsbassänger
6 1760 1,1 4300 2,3
Anaerob 1 3 900 0,55 4425 2,35
Aerob 1 3 900 0,55 4425 2,35
Mellansedimentering
12 3850 7940
Aerob 2 2 650 2460 1,5
Aerob 3
(Inblandning och
flockuleringskammare)
5+10 600 2400
Slutsedimentering 10 3300 0,6 13200 6,9
Primärslamsförtjockare
1 170 700
Bioslamsförtjockare
1 170 700
Rötkammare 2 600 3600
Rötslamssilo
(förtjockare)
1 315 1260
Torrslamssilo 1 200
Ett flödesdiagram över biosteget på Duvbackens reningsverk kan ses i figur 20 nedan. Den
biologiska reningen är uppdelad i en anaerob zon efterföljd av tre aeroba zoner varav de två
första luftas kontinuerligt. Den anaeroba delen, som tar emot det förbehandlade
avloppsvattnet tillsammans med returslam, består av tre parallella linjer som var och en består
av två separata bassängvolymer i serie. Totalt består således den anaeroba delen av sex
separata volymer som alla är utrustade med omrörare. Reaktorkonfigurationen i aerob
luftningzon 1 är utformad på samma sätt och består följaktligen även den av tre linjer med sex
separata volymer där kontinuerlig luftning äger rum. Syresättning sker via tre bottenluftare
distribuerat via 140 diskar med luftningsmembran. Anaerob linje 1 samt aerob luftningszon 1
linje 1 kan köras separat med förbehandlat avloppsvatten från försedimenteringsbassäng linje
1 och 2 genom att en skiljevägg kan sättas ner i slutet av försedimenteringen. Returslammet
kan dock inte recirkuleras enbart från linje 1 eftersom flödet efter aerob luftningszon 1 går
ihop till ett gemensamt flöde och vidare till aerob luftningszon 2. Denna del består av två
rektangulära parallella bassänger som luftas med hjälp av fyra ejektorluftare (celpox-luftare)
per bassäng. Flödet går återigen ihop och leds vidare till aerob luftningszon 3, som består av
14 separata luftningsbara (bottenluftare) bassänger. Här sker luftningen med vissa
tidsintervall.
Slammet leds vidare från biosteget till slutsedimenteringssteget som består av tio separata,
parallella bassänger. Här kan vid behov fällningskemikalie (järnkloridsulfat PIX 110)
tillsättas i de fall utgående fosforkoncentrationer överskrider 0,5 mg/l. Bioslammet och det
eventuella kemslammet tas ut i botten av bassängen och leds till en slamkammare som
antingen pumpar slam i retur till den anaeroba delen eller pumpar överskottslam för vidare
slambehandling.
50

Förbehandlat
avloppsvatten
Anaerob
reaktor
Bypass
Duvbackens avloppsreningsverk
Aerob
reaktor 1
Returslam
Aerob
reaktor 2
Aerob
reaktor 3
Slam-
kammare
Figur 20. Flödesdiagram över biosteget på Duvbackens reningsverk.
Slutsedimentering
Överskottsslam till
slambehandling
Utgående
vatten
Bioslam tillsammans med primärslam förtjockas, rötas och avvattnas. Bioslam och
primärslam förtjockas i separata förtjockare och blandas därefter i rötningsprocessen. Polymer
(Polyakrylamid Zetag) tillsätts till slammet som avvattnas i en centrifug. Rejektvatten från
slamavvattning samt förtjockare återförs till processen och belastar på nytt försedimentering
samt efterföljande biosteg. Initialt var det meningen att rejektvattnet skulle tillföras
våtmarken. I dagsläget är dock våtmarken mättad på fosfor och det har visat sig att
våtmarkens yta och därmed kapacitet att ta emot allt rejektvatten var för liten.
Ombyggnationen till bio-P-drift innebär också att 6 stycken mellansedimenteringsbassänger i
dag står tomma. Ibland nyttjas de dock för att ta hand om breddvatten eller för att leda förbi
vatten vid utsläpp från industri med syftet att inte slå ut bio-P-processen. Vattnet leds sedan
med ett lågt flöde tillbaka till försedimenteringssteget.
Kontinuerliga onlinemätare är installerade på olika platser i avloppsreningsverket vilka
redovisas i tabell 7 nedan. Signalerna insamlas och lagras i det överordnade processystemet
Uni View.
Tabell 7. Onlinemätare vid Duvbackens reningsverk
Sensortyp Antal sensorer Placering
Löst syre (mg O2/l) 1 per linje
Aerob reaktor 1
2 per bassäng
Aerob reaktor 2
5 sensorer i 5 skiljda Aerob reaktor 3
bassänger
Nitratkväve (mg NO3/l) 1
Utloppet på aerob reaktor 2
1
Slamkammaren
Ammoniumkväve (mg NH4/l) 1
Utloppet på aerob reaktor 1
1
Utloppet från reningsverket
Fosfatfosfor (mg PO4/l) 1 Utloppet från reningsverket,
Totalfosfor (mg P/l) 1 Utloppet från reningsverket
Löst fosfor (mg PO4/l) 1 Utloppet från aerob reaktor 3
51

Suspenderad substans (mg SS/l) 1
1
1
1
Duvbackens avloppsreningsverk
Utloppet från aerob reaktor 1
Utloppet från aerob reaktor 2
Slamkammaren
Utloppet från reningsverket
4.3 PROBLEMATIK KRING BIO-P-PROCESSEN
Sedan installationen 2004 av det nya reningssteget med bio-P har Duvbackens
avloppsreningsverk från och till haft problem med förhöjda fosforhalter över tidigare gällande
riktvärdet (>0,5 mg/l) i utgående vatten. De förhöjda halterna tycks uppstå mestadels
sporadiskt utan någon synlig kontinuitet och orsakerna till detta kan vara flera. Under
sommaren 2006 har dock fosfortopparna uppkommit kontinuerligt en gång per dag fram emot
kvällen under några av veckodagarna. Förhöjda koncentrationer av fosfor i utgående vatten
har nästan alltid föranletts av en momentan sänkning av syrehalten i den aeroba delen av
biosteget. Vid de flesta av dessa tillfällen har fällningskemikalie fått tillsättas för att förhindra
att vatten med fosforkoncentrationer över gällande riktvärde släpps ut i Gävlebukten.
Kemikaliedoseringen är negativt för bio-P-processen då kemslammet återförs till systemet
och järnhydroxider kan bidra till en kemisk utfällning av fosfor vilket begränsar tillgången för
PAO i processen.
För övrigt har de biologiska reningsstegen fungerat utan anmärkning och periodvis, ibland i
veckor och speciellt på helgerna, överskrids inte gällande utsläppskrav. Den biologiska
reningen med avseende på organiskt material har fungerat väl under hela tiden. På grund av
att syrekoncentrationen oftast sjunker innan en stundande fosfortopp kan det misstänkas att
syreförbrukande material stötvis tillförs processen från interna eller externa källor.
På grund av problemet med momentant förhöjda halter av fosfor i utgående vatten är det av
största vikt att undersöka huruvida den befintlig bio-P-processen fungerar optimalt, samt
utreda troliga orsaker till överskridande halter. Detta för att på sikt uppfylla det skärpta kravet
på 0,3 mg P/l som kommer att gälla från och med 2012 samt att minimera tillsats av
fällningskemikalie i slutsedimenteringen.
52

5 METODIK FÖR KARAKTÄRISERING AV BIO-P-
PROCESSEN
Bio-P-processens komplexitet gör att det kan vara svårt att utföra försök i laboratorieskala
samtidigt som det är komplicerat att överföra resultaten från en sådan studie till en
fullskaleanläggning. Försöken utförs ofta i satsreaktorer med syntetiska avloppsmedier,
konstanta betingelser och med en enda kolkälla, ofta acetat, vilket gör villkoren för bio-Pprocessen
drastiskt olika de som existerar i verkligheten. Detta måste beaktas då slutsatser
dras av forskning baserat på försök i laboratorieskala (Seviour et al., 2003). Det finns dock en
del relativt enkla metoder och analyser som kan användas och är värdefulla för att utvärdera
bio-P-processen i full skala. Förslag på kontrollprogram samt åtgärder sammanfattas i bilaga
1.
Fungerar inte den biologiska fosforavskiljningen som den ska föreligger en stor risk att GAO
av någon anledning har tagit över som dominant bakteriekultur i bioslammet. För att
undersöka om så är fallet eller för att av andra anledningar utvärdera bio-P-processen finns
olika metoder för att kontrollera vilka mikroorganismer som finns närvarande och är aktiva i
slammet.
Fosforupptaget kan utvärderas genom fosforsläpps- och upptagsförsök i laboratorieskala eller
genom att följa halten av löst fosfor genom bio-P-processen i full skala. Fosforsläppsförsök
kan också nyttjas för att utvärdera potentialen för att starta upp en bio-P-process på ett
avloppsreningsverk och även för att följa en nyuppstartad process (Tykesson, 2005).
Ett annat sätt att få en indikation på hur väl den anaeroba processen fungerar är att mäta
redoxpotentialen. En låg redoxpotential indikerar anaeroba förhållanden och det tycks finnas
en relation mellan redoxpotential och fosforsläpp i den anaeroba zonen. Redoxpotentialen
behöver dock inte vara direkt kopplad till koncentrationen av fosfatjoner utan kan istället vara
relaterad till upptaget av VFA och därmed indirekt till fosforkoncentrationen (Koch &
Oldham 1985).
Det finns även enkla infärgningsmetoder av slam för att genom mikroskopering påvisa om
bakterierna i slammet lagrar poly-P eller endast kolkälla inuti cellerna (Tykesson, 2005).
Poly-P lagras i bakteriecellens granuler vilka är lätta att påvisa i mikroskopet. Det finns även
mer avancerade molekylärbiologiska metoder som FISH/MAR (fluorescence
in situ hybridisation and microautoradiography) där släktskapet på bakterierna kan
bestämmas. Detta används i dagsläget i forskning för att utreda vilka bakterietyper som tillhör
PAO- respektive GAO-grupperna (Tykesson, 2005).
53

6 METODIK
Nedan följer beskrivningar på de metoder som användes i denna studie.
6.1 COD
COD anger den del av avloppsvattnets föroreningsinnehåll som kan oxideras med ett kemiskt
oxidationsmedel.
Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H). Om inte analysen
utfördes omgående syrakonserverades provet och ställdes i kylskåp. Analys utfördes på både
filtrerat och ofiltrerat prov.
COD analyserades med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 114 som bygger på en förenklad
metod av Svensk Standard 028142.
6.2 BOD7
BOD7 är ett mått på avloppsvattnets innehåll av biologiskt nedbrytbara ämnen.
Nedbrytningen sker med hjälp av mikroorganismer som samtidigt förbrukar löst syre i provet.
Kvoten mellan COD/BOD indikerar hur lätt organiska föreningar kan brytas ner på biologisk
väg i provet. Ett lågt värde indikerar en hög koncentration av lätt nedbrytbart organiskt
material medan ett högt värde indikerar en hög koncentration av ämnen som är
svårnedbrytbara i provet.
Proverna analyseras omgående för att undvika mikrobiell aktivitet som kan påverka
analysresultatet.
BOD7 mättes enligt Svensk Standard 028143. Lämpliga spädningar av provet gjordes med
avseende på den förväntade mängden organiskt material. Om avloppsvattnet tas i direkt
anslutning till en industri kan mängden mikroorganismer i vattnet vara låg och provet behöver
då ympas. 1 ml ymp per 500 ml prov tillsattes då till proverna. Som ymp användes filtrat av
det till reningsverket inkommande avloppsvattnet.
6.3 TOC
TOC är ett mått på avloppsvattnets totala innehåll av organiskt material och utgör således en
fraktion av de totala syreförbrukande föreningarna.
55

Metodik
Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H). Om inte analysen
utfördes omgående syrakonserverades provet och ställdes i kylskåp. Analys utfördes på både
filtrerat och ofiltrerat prov.
TOC mättes med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 386 som är en fotometrisk metod för
detektion av COD.
6.4 TOT-P
Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H) och analyserades
därefter omgående. Om inte analysen utfördes omgående syrakonserverades provet och
ställdes i kylskåp. Analys utfördes på både filtrerat och ofiltrerat prov enligt Svensk Standard
028127.
6.5 PO4-P
Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H) och analyserades
därefter omgående enligt Svensk Standard 028126.
Fosforavskiljningen kan utvärderas genom att göra en fosfatprofil över bio-P-processen.
Detta uppnås genom att följa halten av löst fosfor genom biosteget i full skala. Fosforsläppets
storlek i den anaeroba zonen är således en användbar faktor för att kunna relatera
fosforsläppet till fosforupptaget i den aeroba zonen. Därmed fås ett bra mått på bio-Paktiviteten,
en indikation på huruvida bio-P-bakterier finns närvarande och om dessa är aktiva
(Tykesson, 2005).
6.6 NO3-N
Stickproverna filtrerades genom veckfilter (Munktell V120H) och analyserades därefter
omgående.
NO3-N mättes med Dr Lange-ampuller av typ nr. 26053-45 som bygger på en förenklad
metod av Svensk Standard 028133.
6.7 VFA-BESTÄMNING
VFA-analyserna utfördes med fempunktstitrering där 0,050 M HCl användes.
Provhanteringen är kritisk eftersom denna lättflyktiga del av kolföreningar lätt förbrukas om
provet får stå. Borglund (2003) gjorde analyser där prover frystes ner och tinades före analys.
Detta resulterade i en markant minskning av VFA-halten i proverna. Analys på avloppsvatten
provtaget vid samma tillfälle utfördes också under en timmes tid och uppvisade ingen
minskad halt VFA, vilket torde kunna tolkas som att prover kan analyseras upp till en timme
efter provtagningstillfället (Borglund, 2003).
Mätdata behandlades i programvaran TITRA 5 som beräknar mängden VFA omräknat i mg
ättiksyra (HAc)/l samt alkaliniteten i mg kalciumkarbonat (CaCO3)/l.
6.8 VFA-POTENTIAL
VFA-potentialen är ett mått på hur mycket lättnedbrytbart och hydrolyserbart organiskt
material som finns i avloppsvattnet. VFA-potentialen är summan av mängden tillgänglig VFA
56

Metodik
samt den mängd organiskt material som lätt kan hydrolyseras till VFA. Försöket är
användbart för att se hur mycket VFA en hydrolysprocess maximalt kan bidra med.
I korthet gick metoden ut på att provet filtrerades efter att först ha flockulerats genom tillsats
av zinksulfatlösning vid pH 10,5 under omrörning. Vid flockuleringen binds kolloider mindre
än 0.45m som annars kunde ha stört VFA-potentialbestämningen och filtratet innehåller nu
endast löst organiskt material. VFA-potentialen erhölls genom att analysera filtratet på COD
och därefter räkna bort den inerta fraktionen av löst organiskt material. Den inerta fraktionen
bestämdes genom att analysera flockulerat utgående vatten på COD. För detaljerad
metodbeskrivning se bilaga 1.
6.9 FOSFORSLÄPP OCH UPPTAGSFÖRSÖK
Fosforsläpps- samt upptagsförsök utfördes för att karaktärisera slammet från bio-P processen.
Försöket fungerar som en indikator på om PAO finns närvarande i slammet och om dessa är
aktiva. Om försöket utförs regelbundet på ett reningsverk kan resultaten användas vid
optimering av bio-P-processen eller för att identifiera problem. Försöket kan också användas
för att undersöka om en hydrolysprocess fungerar, med avseende på generering av kolkälla,
för en bio-P-process (Tykesson, 2002).
Metoden för fosforsläppsförsök gick i korthet ut på att slam från slutet av den aeroba delen
förluftades och därefter utsattes för anaeroba förhållanden med överskott på lättillgänglig
kolkälla. Därefter följde en period med luftning. Försöksförloppet redovisas i figur 21 nedan
och en mer detaljerad metodbeskrivning finns i bilaga 2. Genom att under försökets gång
mäta halten av löst fosfor i filtrerade prover uttagna från reaktorn, med 15 minuters
mellanrum, kan först fosforsläppet och sedan fosforupptaget följas. Därefter beräknades det
maximala fosforsläppet samt fosforsläpps- och upptagshastigheten.
PO4-P
(mg/l)
Aerobt Anaerobt Aerobt
Tid
Figur 21. Schematisk bild över tillvägagångssätt vid fosforsläpps och upptagsförsök.
Fosforsläppshastigheten redovisas som mg P per g VVS·h. Flyktig suspenderbar substans
(VVS) är den organiska delen av SS och ett grovt mått på andelen bakterier i slammet.
Fosforsläppshastigheten anses spegla PAO:s andel av den totala mängden bakterier i slammet.
Anledningen till att hastigheten beräknas per g VSS är att en jämförelse mellan kapacitet hos
bioslammet vid olika tillfällen skall kunna göras (Tykesson, 2002). Fosforsläpps- respektive
upptagshastigheterna kan enligt Janssen et al (2002) klassificeras med avseende på
fosforavskiljningskapacitet. Indelningen redovisas i tabell 9 nedan.
57

Metodik
Tabell 9. Klassificering av slam från bio-P-processen med avseende på
fosforavskiljningskapacitet. Data hämtad från Janssen et al (2002)
P-släpps eller upptagshastigheter Klassificering
(mg P/g VVS·h)
7 Mycket god
Parallellt med fosforanalys utfördes även VFA-analyser under försökets gång. Förhållandet
mellan släppt fosfor och upptagen kolkälla kan nämligen nyttjas för att uppskatta förhållandet
mellan mängden GAO och PAO i slammet. Kvoten P/VFA (KGAO) användas då som en
indikator på om GAO finns närvarande och stör bio-P-processen (Tykesson, 2002). Ju mer
fosfor som släppt i förhållande till VFA som tagits upp, desto större andel av
mikroorganismerna tillhör GAO. Kvoten för en väletablerad PAO-population i en fungerande
bio-P-process bör vara minst 0,5 g P per g VFA. I de fall kvoten underskrids kan GAO finnas
närvarande och ta upp acetat (Barnard & Scruggs, 2003).
Om fällningskemikalier nyligen har tillsatts slammet och om kemslammet blandas med
returslammet kan metallhydroxider finnas närvarande och störa försöket. När koncentrationen
av fosfor ökar i vattenfasen kan dessa metallhydroxider fälla ut fosfor och det biologiska
fosforsläppet blir då följaktligen underskattat. Hur stor inverkan detta kan få på resultatet är
inte fullt utrett och varierar antagligen beroende på slammets karaktär och pH. Trots detta kan
resultat från fosforsläppsförsök antas vara pålitliga om än dock mer ungefärliga jämfört med
slam opåverkat av hydroxider (Tykesson, 2005). Försök gjorda på sex olika
avloppsreningsverk, varav ett utan blandning av kem- och returslam visade att
fosforsläppshastigheten var mycket högre för verket som inte lät kemslam recirkuleras till
processen (Tykesson, 2002).
Vid höga pH-värden samt höga fosfat- och kalciumkoncentrationer kan även kalciumfosfater
fällas ut ur vattenfasen. pH stiger ofta redan under förluftningsperioden till ungefär 8
beroende på att koldioxid avgår vid luftningen. Detta beror på att den öppna ytan mot luften
är större i en satsreaktor i förhållande till ett fullskaleverk där vattnet buffras och normalt
aldrig når så högt pH-värde. Det höga pH-värdet kan således vid höga kalciumkoncentrationer
inducera förhållanden då kalciumfosfat fälls ut och därmed ge en missvisande underskattad
bild av det biologiska fosforsläppet. Ett högt pH-värde kan också som tidigare nämnts gynna
PAO i konkurrensen med GAO. Detta kan leda till ett överskattat fosforsläpp och bör även
beaktas vid utvärderingen av försöket till full skala. Studier har visat att om pH hålls omkring
7 så undviks utfällning med kalcium. Om problem med utfälld fosfor uppstår kan alternativt
koncentrationen av motjoner (K+ eller Mg2+) följas i vattenfasen. Fördelen med denna metod
är att kaliumjonen inte är lika benägen att bilda komplex med andra ämnen som fosfatjonen är
(Borglund, 2004). Förhållandet mellan släppt fosfor och upptagen motjon måste då dock först
utredas (Tykesson, 2005). I denna studie analyserades pH parallellt med VFA-halten med
glaselektrod enligt Svensk Standard 028122.
6.10 SS, GF OCH VSS
Halten suspenderad substans (SS) krävs vid beräkning av VFA-halten samt fosforsläpps- och
upptagshastigheter. Vid bestämning av fosforsläppshastigheten krävs även analys av
glödförlust (GF) då hastigheten beräknas per viktenhet VSS. SS och GF mättes enligt svensk
standard 028112 och 028113.
58

Metodik
VSS fås genom att efter analys av SS analysera provet vidare med avseende på glödförlust.
Glödförlusten beräknas i procent och subtraheras från SS-värdet och ger då halten av VSS.
6.11 MIKROSKOPERING
Ett relativt enkelt och icke tidskrävande sätt att se i vilket skick bio-P-processen befinner sig
är att analysera prov i mikroskop. Här kan indikeras om PAO finns närvarande och om dessa
är aktiva. Slam från en fungerande bio-P-process har vissa speciella egenskaper beroende på
om slam tagits från den anaeroba eller den aeroba zonen. I ett slamprov från den anaeroba
zonen bör PHA och PHB kunna detekteras men ingen poly-P medan ett prov från den aeroba
zonen bör visa infärgat poly-P men inget PHA eller PHB. Det kan också ses om bakterierna
binder in fosfor eller enbart VFA i cellmassan och analyssvaret kan därmed vara en indikator
på om PAO eller GAO är den dominerande bakteriekulturen. GAO är en genetisk divers
grupp som består av både grampositiva och gramnegativa mikroorganismer. Cellerna kan ses
i mikroskop arrangerade som tetraeder eller kluster.
Neisserinfärgning är en enkel infärgningsmetod där metylenblått används för att infärga poly-
P. I mikroskopet syns metakromatiska korn, ofta intracellulära granuler innehållandes poly-P,
som blåsvarta korn inuti en gulbrun cell medan positiva filament blåfärgas helt.
Vid Sudansvartinfärgning nyttjas sudansvart samt safranin vid infärgningen. Här syns
intracellulära PHB-granuler som blåsvarta korn. Lipider kan dock också infärgas vilket kan
försvåra utvärderingen av mikroskoperingen.
59

7 RESULTAT OCH DISKUSSION
Denna studie har fokuserat på några av de för Duvbackens reningsverk mest kritiska
parametrarna i tabell 8 ovan. Resultat, diskussion och rekommendationer kommer att
redovisas utefter följande delmål.
• Karaktärisering av inkommande avloppsvatten
• Utvärdering av befintlig bio-P-process
• Hydrolysförsök
• Orsaker till momentan stötbelastning av syreförbrukande material
Eftersom huvudsyftet med examensarbetet var att utreda orsaken till befintliga störningar av
fosforavskiljningen låg fokus av studien på att utvärdera den befintliga bio-P-processens
kapacitet samt att karaktärisera inkommande avloppsvatten med avseende på för bio-Pprocessen
betydelsefulla parametrar. Detta är ett led i ambitionerna med att stävja problemen
med de förhöjda utsläppen av fosfor då det är viktigt att den biologiska fosforavskiljningen
styrs och fungerar optimalt. En instabil process klarar nämligen inte av stötbelastningar och
variationer på samma sätt som en väl fungerande bio-P-process.
Hydrolysförsök utfördes också för att undersöka hur mycket VFA som kan produceras internt
ur primärslammet över försedimenteringen och således bidra till en förbättrad bio-P-process.
Därefter undersöktes orsaken till den troligt momentana stötbelastningen, dels genom att
genomföra analyser för att få en bild av belastningsvariationer över dygn och veckodagar, och
dels genom analys av utsläpp från utvalda belastande industrier på ledningsnätet samt även
interna källor som rejektvatten och internströmmar. Försöksupplägget för studien av interna
parametrar kan ses i tabell 10.
Tabell 10. Försöksupplägg för studien på Duvbackens reningsverk
Försöksupplägg
Period Tidsplan Process Syfte
1 3 mån
(maj-aug)
Ingen ändring
(befintlig process)
Karaktärisera inkommande avloppsvatten
med avseende på för bio-P-processen
kritiska parametrar samt stötbelastning.
Utvärdera befintlig bio-P-process. Utröna
om någon betydande spontan hydrolys
sker över försdimenteringen.
60

2 1 v (sept) Ökning av befintlig
recirkulation
Resultat och diskussion
3 1 v (okt) Hydrolys av primärslam i
linje 1
Utreda hur mycket VFA som kan
produceras med hjälp av befintlig
stationär pump.
Utreda hur mycket VFA som kan
produceras med hjälp av extern pump
samt studera effekterna av detta.
7.1 KARAKTÄRISERING AV INKOMMANDE AVLOPPSVATTEN
Inkommande avloppsvatten till Duvbackens reningsverk studerades under fyra månader, majaugusti
2006. För att karaktärisera avloppsvattnet med avseende på bio-P-processen utfördes
en rad analyser och studier enligt följande.
• VFA-analyser
• Belastning till biosteget (temperatur, pH, flöde, nitrat, fosfat, TOC, COD, SS,
alkalinitet)
Värden för temperatur, pH och flöde togs ur det överordnade processystemet Uni View som
regelbundet registrerar mätvärden online.
7.1.1 VFA-ANALYSER
Försöken utfördes under försöksperiod 1, se tabell 10, för att få bakgrundsdata på hur mycket
VFA som normalt tillförs bio-P-processen. Processen fick under perioden fortgå som vanligt.
För att den biologiska avskiljningen av fosfor ska fungera optimalt krävs en halt VFA som är
minst tio gånger så hög som halten av löst fosfor i vattnet. Med detta som utgångspunkt utförs
analyser av VFA och löst fosfor (PO4-P) på stickprover tagna i slutet av
försedimenteringsbassängen. Variationen under perioden baserat på 110 stickprover redovisas
i figur 22 nedan. Max-, min- och medelvärden på kvoten VFA/P och halten av VFA in till
biosteget redovisas i tabell 11 nedan. Rådata redovisas i bilaga 3.
VFA/PO4-P
18,0
16,0
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
06-05-13
06-05-23
06-06-02
VFA/PO4-P kvoten maj-aug 2006
06-06-12
06-06-22
06-07-02
Datum
06-07-12
06-07-22
06-08-01
06-08-11
06-08-21
61

Resultat och diskussion
Figur 22. VFA/PO4-P-kvoten på 110 stickprover tagna i slutet av försedimenteringen, majaugusti
2006. Linjen markerar lägsta kritiska nivån som kvoten bör överstiga för en optimal
bio-P-process.
Tabell 11. Max- min och medelvärden på VFA/PO4-P-kvoten samt VFA-halten på 110
stickprover tagna i slutet av försedimenteringen, maj-augusti 2006
Min kvot Max kvot Medel kvot Min halt Max halt Medel halt
(mg/l) (mg/l) (mg/l)
3,3 16,4 8,3 10 74 35
Medelvärdet på kvoten VFA/P ligger för perioden under den optimala gränsen på över 10 som
anges i litteraturen. Studien visade således att det lättillgängliga kolet i försedimenterat vatten
på Duvbackens reningsverk inte har optimal VFA-halt för bio-P-processen, med avseende på
mängden löst fosfor. Förutom variation mellan olika veckor varierade kvoten mellan
tillgänglig kol och fosfor över dygnet. Även om medelvärdet för perioden kan tyckas ligga
relativt nära den för litteraturen godtagbara kvoten varierade värdet ordentligt med periodvis
väldigt låg kvot vilket torde ha en negativ inverkan på bio-P-processen och därmed på
fosforavskiljningen. Även medelkoncentrationen av VFA varierar mycket med stundtals
mycket låg tillförsel av VFA till biosteget. Variationer i tillgång till kolkälla kan enligt
Tykesson (2005) ha en mycket negativ inverkan på PAO-populationen och därmed bio-Pprocessen
i helhet. En periodvis låg VFA/P-kvot följt av en höjning av fraktionen VFA kan
leda till att PAO reagerar snabbt i den anaeroba delen genom att ta upp kolkällan och därmed
släppa stora mängder fosfor. Problemet uppstår i efterföljande aerob zon där bakterierna har
för litet förråd av PHA för att kunna ta upp fosfor och kompensera för fosforsläppet. Följden
blir en störning av fosforavskiljningen med förhöjda fosforhalter i utgående vatten.
Då VFA-koncentrationen för samtliga prover plottades mot tiden kunde ingen särskild trend
över dygnet påvisas. Vissa dagar var VFA-koncentrationen dock något högre morgon och
kväll vilket skulle kunna bero på en ökad belastning på grund av aktiviteter i hemmen vid
dessa tider. Spridningen var dock för stor för att kunna dra några säkra slutsatser.
Stickproverna är tagna med ett spann från 07:00 på morgonen till 21:00 på kvällen varför inga
data finns på hur situationen ser ut nattetid.
Nämnas bör att proverna togs under sommaren då belastningen in till reningsverket är lägre,
på grund av semesterperioden, jämfört med vid övrig tid på året. Detta kan ha haft en
påverkan på resultaten då en mindre mängd organiskt material tillförs processen. Belastningen
av fosfor torde dock också vara lägre sommartid varför det är osäkert om kvoten VFA/P
påverkas i förhållande till andra tidpunkter på året. Sommaren 2006 var också ovanligt varm
med en låg nederbörd och det är oklart hur detta kan ha påverkat analysresultaten.
Nederbördsmängder samt temperaturer redovisas månadsvis i bilaga 4.
7.1.2 BELASTNING TILL BIOSTEGET
Under försöksperiod 1, se tabell 10, utfördes analyser på utvalda belastande parametrar på
stickprov tagna i slutet av försedimenteringen för att få en bild av aktuell belastning till
biosteget. Resultaten redovisas i tabell 12 och 13 där värden för pH, temperatur och flöde är
hämtat ur det överordnade processystemet Uni View. Rådata redovisas i bilaga 3, 5, 6, 7 och
8.
Tabell 12. pH, temperatur och flöde maj-augusti 2006
Månad pH Temperatur Flöde
62

Resultat och diskussion
(ºC) (m 3 /h)
Maj 7,7 11,2 1875
Juni 7,4 13,8 1586
Juli 7,3 15,8 1535
Augusti 7,1 16,8 1535
Tabell 13. Belastning av nitratkväve, organiskt kol, kemiskt syreförbrukande föreningar,
fosfatfosfor, flyktiga fettsyror samt alkalinitet på ca 100 stickprover vardera, tagna på
försedimenterat vatten in till biosteget
Månad NO3-N TOC COD PO4-P SS VFA Alk.
(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg HAc /l) (mg CaCO3/l)
Maj 1,0 42,4 249,5 3,4 68,8 29,1 111,5
Juni 0,7 78,7 389,7 3,6 72,9 30,9 369,9
Juli 0,5 70,2 274,8 5,9 76,9 40,4 280,0
Augusti 0,5 83,4 356,7 4,9 84,8 41,8 233,8
pH bör enligt Filipe et al. (2001d) och Seviour et al. (2003) ligga över 7,25 för att inte GAO
ska få konkurrensfördelar mot PAO i den anaeroba zonen. pH låg över 7,25 för alla månader
utom augusti då pH i medel var 7,1. Om detta kan ha påverkat bio-P-processen negativt är
oklart, vissa studier beskrivna i litteraturen har nämligen visat en dominans av PAO enda ner
till ett pH-värde kring 7,0. Enligt Tykesson (2005) får PAO konkurrensfördel vid
temperaturer under 10°C och Seviour et al. (2003) menar att GAO får konkurrensfördel vid så
höga temperaturer som 30°C. Temperaturen understeg inte 10°C under några av de månader
som studien pågick men var också långt ifrån 30°C. Temperaturen torde således inte ha haft
någon större inverkan på bio-P-processen vad det gäller konkurrensen mellan PAO och GAO.
De mikrobiologiska processerna hos PAO påskyndas vid temperaturer över 20°C vilket är en
temperatur som aldrig nås ens under de varmaste sommarmånaderna på Duvbackens
reningsverk. Vintertid understiger temperaturen 10°C vilket kan förväntas minska den
biologiska aktiviteten samtidigt som PAO gynnas i konkurrensen mot GAO.
Nitrathalten och VFA-halten på försedimenterat vatten in till den anaeroba zonen av biosteget
redovisas månadsvis i ett stapeldiagram i figur 23 nedan.
NO3-N (mg/l)
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Nitrat- och VFA-halt
Maj Juni Juli Augusti
NO3-N (mg/l) VFA (mg HAc /l)
Figur 23. Stapeldiagram över belastningen av nitrat och tillförseln av VFA från ca 100
stickprover på försedimenterat vatten in till biosteget månadsvis, maj – augusti 2006.
50
40
30
20
10
0
VFA (mg/l)
63

Resultat och diskussion
Nitrathalten var något förhöjd under maj och juni jämfört med resterande månader. En förhöjd
nitrathalt kan enligt Tykesson (2005) leda till ett anoxiskt fosforupptag från vissa typer av
PAO och kan således leda till en hämmad bio-P-processen. En förhöjd nitrathalt kan även
gynna denitrifierande bakterier som därmed konkurrerar med PAO om tillgänglig kolkälla i
den anaeroba zonen vilket också kan bidra till en försämrad bio-P-process. Halten av VFA var
lägre under maj och juni vilket även detta kan bidra till en hämmad bio-P-process och därmed
en försämrad fosforavskiljning.
7.1.3 REKOMMENDATIONER
Kvoten mellan kol och fosfor in till biosteget är inte optimal och stora variationer har påvisats
vilket torde vara negativt för en väl fungerande bio-P-process. Det är viktigt att kvoten höjs
samtidigt som variationerna minskar för att få en mer stabil process och en mer pålitlig
fosforavskiljning. Några tydliga mönster i dygnsvariation kunde inte påvisas. Fler analyser på
stickprov tagna över hela dygnet borde göras samt även analyser under andra tider på året för
att få en klar bild över variationer över dygnet samt säsongsmässiga variationer.
7.2 UTVÄRDERING AV BIO-P-PROCESSEN
Bio-P-processen på Duvbackens reningsverk studerades under sex månader, maj-oktober,
2006. För att karaktärisera den befintliga bio-P processen på Duvbackens reningsverk
genomfördes en rad analyser och studier enligt följande.
• Fosfatprofil över biosteget
• Slamålder och nitrathalt
• Fosforsläpps- och upptagsförsök
• Mikroskopering
• Fosforhalt i bioslammet
För beräkning av påverkan från kemslam, fosforhalt i bioslammet, slamflykt, syrehalter samt
slamålder användes data ur det överordnade processystemet Uni View.
7.2.1 FOSFATPROFIL
Halten löst fosfor kan följas över biosteget och användas som en indikation på om bio-Pprocessen
fungerar optimalt. Fosfathalten i den anaeroba zonen bör vara hög då detta
indikerar ett för processen gynnsamt fosforsläpp varefter halten i efterföljande aeroba steg bör
vara så låg som möjligt för att indikera ett av PAO fullgott fosforupptag.
Stickprov för fosfatanalys togs under försöksperiod 1 och 2, se tabell 10, enligt figur 24 nedan
för att följa fosforsläpp respektive upptag. Provpunkt 4 och 5 provtogs endast under två dagar
för att följa fosforupptaget genom hela den aeroba processen. Resultaten från studien
redovisas i tabell 14 och figur 25 nedan.
64

Resultat och diskussion
Figur 24. Provpunkter för fosfatanalys under försöksperiod 1 och 2. Stickprover togs i
biosteget linje 1 samt i slutet av försedimenteringslinje 1.
Tabell 14. Fosfatprofil över biosteget, maj-september 2006. Baserat på 140 stickprov
varedera, tagna i försedimenteringen linje 1, anaerob linje 1, samt aerob zon 1 linje 1. Under
två dagar togs även stickprov i slutet av aerob zon 2 och 3
Månad Maj Juni Juli Augusti September
F-sed (mg PO4-P/l) 3,4 3,6 5,9 4,9 5,0
Anaerob
Aerob 1
Försedimentering Anaerob zon Aerob zon 1
* Provpunkt
(mg PO4-P/l)
(mg PO4-P/g VSS)
(mg PO4-P/l)
(mg PO4-P/g VSS)
Aerob 2 (mg PO4-P/l)
Aerob 3 (mg PO4-P/l)
1
2
3
4
5
6
Aerob 1
Upptagen P i förhållande till
släppt (%)
1* 2*
1
2
3
3*
Aerob zon 2
4*
5,4 11,2 20,6 16,1 19,8
2,5 4,2 9,2 7,9 10,8
3,2 2,9 5,4 5,3 6,2
1,5 1,2 2,4 2,6 3,4
0,45 0,2
0,03 0,04
40,7 74,1 73,8 67,1 68,7
Aerob zon 3
5*
65

mg Po4-P/l
25
20
15
10
5
0
Resultat och diskussion
Fosfatprofil
F-sed Anaerob Aerob 1
maj juni juli augusti september
Figur 25. Fosfatprofil över biosteget, maj-september 2006. Baserat på totalt 420 stickprov i
biosteget.
Fosforsläppet i den anaeroba zonen var lägre i maj och juni, jämfört med i slutet av
mätperioden, både beräknat per liter och per gram VSS. Sett i procent per g VSS togs också
mer fosfor upp i slutet av sommaren jämfört med i maj varför fosforupptaget kan sägas vara
mer effektivt i slutet av sommaren. Anledningen till den hämmade bio-P-processen under maj
och juni kan bero på att biosteget mottog en mindre mängd VFA under denna period jämfört
med resten av mätperioden. En låg halt VFA i den anaeroba zonen leder till att en mindre
energimängd krävs för upptaget, och därmed sker ett minskat släpp av fosfor. Fosforsläppets
storlek var också, som redovisas i figur 26, relaterat till mängden VFA som tillförs det
anaeroba steget. Detta stämmer också bra överens med samband beskrivna i litteraturen som
säger att fosforsläppet ökar då PAO har tillgång till och tar upp mer VFA. En bristfällig
mängd VFA är också ofta enligt Seviour et al. (2003) en av huvudanledningarna till att bio-Pprocessen
fallerar. Kvoten VFA/P skiljer sig dock inte nämnvärt i början av sommaren
jämfört i slutet av sommaren varför det inte kan uteslutas att fosforsläppet istället kan ha varit
fosforbegränsat under maj och juni. Det ökade fosforsläppet vid hög VFA-koncentration kan
då ha berott på ett ökat lager av poly-P hos PAO som då kan ha fått mer energi till att ta upp
VFA och därmed släppt en större mängd fosfatfosfor. PAO:s lager av PHA kan då också bli
undermåligt i efterföljande aerob zon för att möjliggöra maximal tillväxt och förökning och
ett optimalt fosforupptag. Den hämmade fosforavskiljningsprocessen kan också ha berott på
att GAO av någon anledning fått konkurrensfördelar mot PAO och därmed ökat i antal och
konkurrerat med PAO om kolkällan i det anaeroba steget. En annan anledning kan ha varit
den förhöjda halten av nitrat i försedimenterat vatten in till den anaeroba zonen under denna
period.
66

Halt (mg/l)
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
Resultat och diskussion
Fosforsläpp mot VFA-tillgång
0,00
2006-05-13 2006-06-22 2006-08-01 2006-09-10
▲ VFA ■ PO4-P
Figur 26. Medelkoncentrationen av VFA in i biosteget samt koncentrationen av fosfatfosfor i
den anaeroba zonen, maj-september 2006.
Ytterligare fosforupptag skedde också i aerob luftningszon 2 och 3, där medelkoncentrationen
under de två dagar då prover togs var 0,33 respektive 0,03 mg/l. Dessa halter kan anses vara
godtagbara med avseende på gällande riktvärde för fosforutsläpp på 0,4 mg/l. Detta gäller
dock inte för de dagar då halten av fosfor på utgående vatten överskred riktvärdet, vilket
skedde 58 gånger under mätperioden. Då var ofta fosfatkoncentrationen betydligt högre i
slutet av aerob luftningszon 1 jämfört med i slutet av försedimenteringsbassängen. PAO i
aerob luftningszon 2 och 3 hann då heller inte med att kompensera för de höga halterna av
fosfor vilket ledde till periodvis överskridande utsläppsnivåer.
7.2.2 SLAMÅLDER OCH NITRATHALT
Slamåldern i biobassängerna beräknades månadsvis från data hämtat ur Uni View och
redovisas i tabell 15 nedan. Aspegren (1995) anger en minimal slamålder på 2,5 dagar vid
10ºC vilket överstegs under hela försöksperioden. Slamåldern torde därför vara mer än
tillräcklig för en väl fungerande bio-P-process.
Tabell 15. Bioslammets genomsnittliga uppehållstid i biosteget uttryckt i dygn
Period Slamålder i biosteget (dygn) Slamålder i luftade bassänger (dygn)
Maj 7,3 4,9
Juni 8,6 5,8
Juli 10,2 6,9
Augusti 10,3 7,0
September 8,3 5,6
Oktober 7,8 5,3
Halten av nitrat (NO-3-N) i den anaeroba zonen ska vara så låg som möjligt för att undvika att
PAO får konkurrens från denitrifierande mikroorganismer men också för att undvika ett
anoxiskt fosforupptag. Med detta följer att halten i slutet av aerob luftningszon 1, 2 och 3
också bör vara låg för att undvika recirkulation av nitrat in i processen.
Med detta som utgångspunkt togs stickprov för nitratanalys över biosteget. Provpunkterna
var de samma som för fosforanalyserna och gjordes således på samma stickprov, se figur 24
67

Resultat och diskussion
ovan, vid försöksperiod 1 och 2 samt under en dag även i slutet av aerob zon 3 för att kunna
följa processen fullt ut. Nitrathalterna redovisas månadsvis i figur 27 nedan och baseras på
totalt 278 stickprover.
Enligt Borglund (2004) ska nitrathalten på returslammet vara under 0,5 mg/l för att undvika
störningar i bio-P-processen. Halten i den anaeroba delen var som lägst under maj månad
vilket kan tyda på att nitrat förbrukats i den anaeroba zonen eftersom halten av nitrat på
försedimenterat vatten enligt tidigare analyser var som högst denna månad med ett medel på
1mg/l. Halten av nitrat i returslammet från aerob luftningszon 3 var i medel under den dag då
prover togs 0,6 mg/l vilket ligger något över det av litteraturen satta gränsvärdet på 0,5 mg/l.
Fler prover borde dock tas för att verifiera om detta är något allmänt förekommande. Den
höga slamåldern kan enligt Gustavsson et al. (2006) vara en bidragande faktor tillsammans
med den naturligt förhöjda temperaturen sommartid, eftersom nitrifierande bakterier gynnas
under dessa förhållanden.
mg NO3-N/l
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
Nitratprofil
Maj Juni Juli Augusti
Anaerob Aerob 1
Figur 27. Medelkoncentrationer av nitrat i slutet av, anaeroba zonen samt aerob luftningszon
1 under maj-augusti 2006. Baserat på totalt 278 stickprover.
7.2.3 FOSFORSLÄPPS- OCH UPPTAGSFÖRSÖK
Fyra fosforsläpps- och upptagsförsök utfördes då bio-P-processen påverkades av ingen eller
marginell hydrolys. Fosforsläpps- och upptagskurvorna samt resultat från beräkningarna
redovisas i figur 28 och 29 samt tabell 16 nedan. Mätdata från försöken redovisas i bilaga 10.
68

mg PO4-P/g VSS
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
Före start
NaAc tillsatt
15
30
45
60
75
90
105
120
Resultat och diskussion
Fosforsläpps och upptagskurvor
135
150
165
180
195
210
225
240
255
270
285
300
315
330
345
360
Tid (min)
Figur 28. Fosforsläpps- och upptagsprofil på bioslam från slutet av aerob luftningszon 3
utförda med överskott av acetat vid fyra skilda tillfällen i augusti, september och oktober
2006.
Tabell 16. Sammanfattning av resultat från fosforsläpps och upptagsförsök
Datum Max P-släpp Max P- Max P- PO4-P/VFA Process
(mg PO4-P/gVSS) släppshast.upptagshast. (mg PO4- (mg PO4
P/gVSS·h) P/gVSS·h)
2006-08-29 11,4 9,0 8,1 Kemdos
2006-08-30 10,2 9,7 9,4 Kemdos
2006-09-06 20,5 12,7 11,2
2006-10-31 20,2 13,7 11,9 0,29
mg PO4-P/g VSS
25
20
15
10
5
0
2006-08-29
Maximalt fosforsläpp
2006-08-30
Anaerobt Aerobt
2006-08-29 2006-08-30 2006-09-06 2006-10-31
Figur 29. Maximalt fosforsläpp vid fyra skilda fosforsläppsförsök varvid de två första
försöken var påverkade av fällningskemikalie.
2006-09-06
2006-10-31
69

Resultat och diskussion
De initiala fosforsläpps- samt upptagshastigheterna beräknades konsekvent under de första 60
minuterarna och kan vid alla analystillfällena enligt Jansen et al. (2002) klassificeras som ett
slam med mycket god fosforsläppskapacitet. Både fosforsläpps- och upptagsastigheten var
dock något högre vid de två sista försökstillfällena och det maximala fosforsläppet var också i
det närmaste dubbelt så stort vid dessa tillfällen.
Enligt data taget ur det överordnade processystemet Uni View var fosforhalterna på utgående
vatten överstigande gällande riktvärde dagen innan respektive fosforsläpps- och
upptagsförsök i augusti. Dagen innan det första försöket var halten fosfor i utgående vatten
som högst 2,5 mg P/l medan den, dagen innan det andra tillfället, låg på 1,3 mg P/l. Detta
betyder att fällningskemikalie doserats vid både dessa försökstillfällen och det kan därmed
inte uteslutas att dess närvaro i provet kan ha påverkat försöken. Metallhydroxider härrörande
från fällningskemikalien bör ha bundit upp en del av den släppta fosforn vilket kan ha lett till
en underestimering av maximalt fosforsläpp samt fosforsläppshastigheten vid dessa
försökstillfällen. PAO kan också ha varit fosfatbegränsade under perioden med kemfällning
vilket kan ha lett till att fosforsläppet varit begränsat eftersom det inte kan släppas mer fosfor
än vad som finns upplagrat som poly-P i cellen. Enligt Borglund (2004) kan alternativt halten
av kalium- eller magnesiumjoner analyseras vilket hade varit bättre i detta fall eftersom dessa
joner släpps simultant med fosforn av bakterien och därefter inte i samma utsträckning som
fosfatfosforn reagerar med andra joner i lösningen. Vid de två sista försökstillfället i
september och oktober var halten fosfor på utgående vatten låg dagen innan provtagningen,
medel låg på omkring 0,19 mg P/l. Ingen fällningskemikalie hade heller doserats den
närmaste tiden. Detta kan förklara varför fosforsläpphastigheten och speciellt det maximala
fosforsläppet blev så pass mycket högre dessa dagar.
Nyttjandet av fällningskemikalie leder till att fosforn blir otillgänglig för PAO i det aeroba
steget. Fosforupptaget hämmas därmed, vilket resultaten från de två första försökstillfällena
tyder på. PAO får inte samma chans att återställa sina förråd av poly-P vilket i längden kan
leda till en hämmad tillväxt och en nackdel vid konkurrens med GAO. Andra studier,
beskrivna av Tykesson (2002), bekräftar också att pilotreaktorer som utsatts för
fällningskemikalier har en markant sämre fosforavskiljningskapacietet jämfört med reaktorer
där bio-P-processen fått verka ostört. Processen på Duvbackens reningsverk är utformad så att
hydroxid och fosfatkomplexen som bildas vid kemfällning följer med returslammet tillbaka
till den anaeroba delen. Analyser av glödförlust på bioslam från verket har också visat att
järnföreningar bibehålls i slammet i flera dagar efter det att kemisk fällning tillämpats och kan
därför hämma fosforavskiljningen under en betydande tid efter det att järnklorid tillsatts.
Detta kan i sin tur leda till att bio-P-processen fallerar och fällningskemikalie måste doseras
på nytt. Resultaten kan slutligen tas som en indikation på att recirkulation av kemslam har en
negativ inverkan på bio-P-processen på Duvbackens reningsverk.
Vid det sista försökstillfället i oktober analyserades halten av VFA parallellt med fosfat.
Resultatet redovisas i figur 30 och visar att all VFA inte hade förbrukats vid försökets slut.
Totalt förbrukades 75,3 mg VFA/l, vilket motsvarar 35,9 mg VFA/g VSS, under hela den
anaeroba perioden. PO4-P/VFA kvoten var i slutet av försöksperioden 0,29. Kvoten ligger
under 0,5 vilket visar att en viss del av den förbrukade mängden VFA kan ha tagits upp av
andra bakterier än PAO. Enligt Bernard & Scruggs (2003) bör kvoten överstiga 0,5 för en väl
fungerande bio-P-process, i annat fall finns tecken på att GAO finns närvarande och tar upp
VFA i bioslammet. Närvaron av VFA under fosforupptagsförsöket kan också ha hämmat
fosforupptaget då PAO vid närvaro av VFA även kan ta upp detta under aeroba förhållanden
70

Resultat och diskussion
och kan därmed släppa fosfor. Detta kan således ha lett till en underestimering av
fosforavskiljningskapaciteten vid utvärdering av resultaten till full skala.
mg PO4P/g VVS
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
Före start
NaAc tillsatt
15
30
45
Fosforsläpp 2006-10-31
60
75
90
Tid (min)
Figur 30. VFA-upptag i förhållande till fosforsläpp vid fosforsläppsförsök.
105
120
135
150
165
180
250
200
150
100
50
VFA Löst fosfor
Vid det sista försökstillfället mättes även pH parallellt med fosfatanalyserna. pH var vid
försökets början 7,7 och steg sedan under försökets gång till 8,6. Detta beror enligt Tykesson
(2005) på satsreaktorns förhållandevis stora yta mot luften som leder till att koldioxid drivs av
från provet och höjer pH. Detta gör att resultaten blir svårare att överföra till en process i full
skala där den öppna ytan är mindre i förhållande till bioslammets volym vilket leder till att pH
buffras och aldrig når så höga värden. Ett pH-värde omkring 8 kan ge upphov till att
kalciumfosfater fälls ut i provet vilket kan leda till en underestimering av fosforsläppet. Ett
högt pH gynnar också PAO i konkurrensen med GAO vilket kan ge upphov till mer
gynnsamma förhållanden jämfört med i full skala vilket i sin tur kan leda till en
överestimering av fosforavskiljningskapaciteten. Optimalt bör pH därför hållas konstant
omkring 7 då risken för bildandet av kalciumfosfater finns.
7.2.4 MIKROSKOPERING
Sudansvartinfärgningen av PHB visade generellt att PHA lagrades i cellerna i den anaeroba
zonen varefter de förbrukades i den aeroba zonen. Preparat från början av sommaren då
fosforsläppet var lägre jämfördes med preparat från slutet av sommaren då ett stort
fosforsläpp hade påvisats. Resultatet visade dels att det fanns färre bakterier under början av
sommaren samt att dessa var sämre på att ta upp och lagra VFA i den anaeroba zonen.
Filamenthalten var också relativt hög under vissa av dessa dagar. Detta kan vara orsaken till
det låga fosforsläppet maj och början av juni och kan eventuellt ha orsakats av förhöjda
nitrathalter i försedimenterat vatten eller av låga halter VFA in i biosteget under denna period.
De fosforackumulerande mikroorganismerna verkar därefter ha återhämtat sig och detta syns
både genom ett ökat fosforsläpp och också en högre andel upplagrad PHA i cellmassan.
0
mg VFA/l
71

Resultat och diskussion
a) b)
Figur 30. Preparat infärgade med Neisserinfärgning där a) är prov taget i den anaeroba
zonen b) är taget i den aeroba zonen. Provtagningen har ägt rum då bio-P-processen
fungerade utan anmärkning. PHB-granuler syns som blåsvarta korn inuti bakteriecellerna
och visar att VFA tagits upp och lagrats i den anaeroba zonen medan det har förbrukats i den
aeroba zonen.
De dagar då fosforupptaget var undermåligt i aerob luftningszon 1 visade också
mikropreparaten på en relativt hög andel PHA i cellerna jämfört med de dagar då
fosforupptaget var högre. Detta tyder på att mikroorganismerna inte nyttjade energin från
upplagrad PHA och därmed inte heller fyllt på sina förråd av poly-P i samma utsträckning
som de dagar då upptaget av fosfor i aerob luftningszon 1 var bättre. Orsaken till detta kan ha
varit momentant låga syrehalter i de aeroba zonerna.
Då både PAO och GAO kan lagra kol i form av PHB kan ingen skillnad mellan dessa
bakterietyper göras och det kan därför inte uteslutas att PHB-innehållande bakterier kan
tillhöra GAO. Preparaten infärgades därför också med neisserinfärgning där poly-P kan
påvisas i cellen. Dessa preparat visade att andelen poly-P ökade i den aeroba zonen i slutet av
sommaren vilket styrker teorin ovan om en bättre fungerande bio-P-process då jämfört med
under de tidiga sommarmånaderna.
7.2.5 FOSFORHALT I BIOSLAMMET
Teoretiska beräkningar samt uppmätta halter av fosforinnehållet i bioslammet redovisas i
tabell 17 och figur 31 nedan.
Tabell 17. Beräknat fosforinnehåll i bioslammet med avseende på aktuella COD/P-kvoter
samt uppmätt halt fosfor i bioslammet för samma perioder
Månad COD/P P-inehåll i överskottsslam (vikt-%)
Teoretiskt vid 90 % biologisk Uppmätt
fosforavskiljning
Maj 45,9 4,3 3,2
Juni 32,4 6,4 2,9
Juli 49,2 4,0 4,0
Augusti 36,0 5,8 5,7
72

Andel fosfor (%)
7
6
5
4
3
2
1
0
Resultat och diskussion
Fosforinnehåll i bioslammet
Maj Juni Juli Augusti
Teoretiskt Uppmätt
Figur 31. Teoretisk beräkning av fosforinnehållet i bioslammet vid 90 % biologisk
fosforreduktion samt den uppmätta halten.
Under maj och speciellt juni var det faktiska fosforinnehållet i slammet betydligt lägre än den
teoretiskt beräknade fraktionen vid 90 % biologisk fosforavskiljning. Detta tyder på att bio-Pprocessen,
som tidigare resultat också indikerat, under maj och juni inte avskiljde fosfor i
samma utsträckning som senare på sommaren. I juli och augusti stämde också de teoretiskt
beräknade halterna väl överens med de faktiska. Assimilering leder till en fosforhalt på cirka 2
% av TS i överskottslammet. Vid biologisk fosforavskiljning består enligt Janssen et al.
(2002) minst 3-5 % TS av fosfor. Halterna av fosfor i slammet under början av sommaren
ligger över 2 % vilket tyder på att en viss, om än ofullständig, biologisk fosforavskiljning äger
rum. Halterna av fosfor i slutet av sommaren hamnar väl inom marginalen för ett slam med
tillfredställande biologisk fosforavskiljning. Slutsatsen av beräkningarna är att
fosforavskiljningen på Duvbackens reningsverk till största delen är biologisk och att
fosforavskiljningen fungerade bättre i juli och augusti jämfört med under maj och juni.
7.2.6 REKOMMENDATIONER
Optimalt borde en processförändring där det producerade kemslammet tas ut som
överskottsslam införas. Detta kan dock av ekonomiska orsaker vara svårt att genomföra.
Istället borde därför tillsatsen av fällningskemikalie minimeras genom att minimera risken för
fosforutsläpp överstigande gällande riktvärden genom andra åtgärder som kan stabilisera bio-
P-processen.
I denna studie gjordes ingen djupgående analys av effekten på bio-P-processen vid dosering
av järnklorid. Fosforsläpps- och upptagsförsöken gav dock indicier på en försämrad process i
samband med kemikaliedosering. Fler analyser av fosforsläpp respektive upptagsförsök borde
göras med slam påverkat respektive opåverkat av järnklorid. Massbalansberäkningar borde
också utföras för att se hur mycket och hur länge fällningskemikalien kan tänkas påverka
biosteget efter en normal dosering. Parallellt med anaerobt fosforsläpp borde också släpp av
kalium- eller magnesiumjoner undersökas för att utreda huruvida det verkligen är bio-Pprocessen
som står för den huvudsakliga fosforavskiljningen över biosteget. Vidare borde pH
hållas konstant omkring 7 för att utesluta att delar av fosforn fälls ut kemiskt och att PAO
gynnas i konkurrensen med GAO.
73

Resultat och diskussion
7.3 HYDROLYSFÖRSÖK
Den befintliga produktionen av VFA över försedimenteringssteget samt Duvbackens
reningsverks förmåga att internt kunna producera ytterligare VFA genom hydrolys av
primärslam studerades under fem månader, juni-oktober, 2006. Studien delades in i tre
försöksperioder. Under den första försöksperioden gjordes analyser för att utreda om det
internt producerades någon VFA spontant över försedimenteringssteget. Under försöksperiod
2 ökades recirkulationen på den befintliga stationära pumpen för att se om detta kunde ge
något extra tillskott av VFA till bio-P-processen. Vid försöksperiod 3 introducerades en enkel
hydrolysprocess av primärslam i försedimenteringen för att utreda hur mycket VFA som på så
sätt kunde produceras med hjälp av en extern pump tillsammans med en ökad slamålder.
Effekterna av hydrolysprocessen studerades också i biosteget och ett antal utvalda belastande
parametrar analyserades för att se hur stor belastning på biosteget en hydrolyssprocess i full
skala skulle innebära.
7.3.1 SPONTAN HYDROLYS
Försöken under försöksperiod 1, se tabell 10, utfördes för att få bakgrundsdata på hur mycket
VFA som eventuellt producerades spontant över försedimenteringssteget. 17 stickprover togs
enligt figur 32 nedan. Stickproverna togs först vid provpunkt 1 och 2 och sedan, beroende på
aktuell uppehållstid, vid provpunkt 3. Resultaten från studien redovisas i tabell 18 nedan.
Data från försöken redovisas i bilaga11.
Figur 32. Flödesschema över den mekaniska reningen med utsatta provtagningspunkter.
Tabell 18. Förändring av VFA-halten över försedimenteringssteget
med avseende på aktuell uppehållstid
VFA (mg HAc/l)
Datum
* Provpunkt
1*
Galler Sandfång
Fsed Fsed Ökning
(början) (slutet)
2006-06-20 30,7 24,1 Minskning
26,0 26,6 0,6
25,0 27,4 2,4
29,9 32,9 3,0
2006-07-10 11,6 36,0 24,4
Försedimentering
2*
1
2
3
4
5
6
3*
74

Resultat och diskussion
30,2 33,0 2,8
28,4 34,0 5,6
38,9 41,0 2,1
2006-07-13 26,8 30,9 4,1
21,4 44,9 23,5
38,9 53,1 14,2
40,9 47,8 6,9
56,3 53,5 Minskning
52,2 61,2 9,0
2006-08-16 31,5 18,8 Minskning
24,2 22,3 Minskning
25,9 28,3 2,4
Proverna visade en obefintlig ökning av VFA med avseende på den befintliga recirkulationen
av primärslam i försedimenteringssteget. Av de 17 proverna visar 13 tillfällen på en ökning av
VFA-koncentrationen med en medelökning på 7,8 mg HAc/l. Försedimenteringen fungerade
således vid tiden för studien i stort sett endast som en mekanisk rening av partiklar och inte
som en hydrolystank. Totalt togs dock få stickprov och en mer ingående studie skulle behövas
för att verifiera detta.
7.3.2 VFA-PRODUKTION MED BEFINTLIG PUMP
Under försöksperiod 2, se tabell 10, ökades recirkulationen med den befintliga pumpen som
dels pumpar primärslam till förtjockaren och dels pumpar runt slam från botten av konerna till
ytan där det möter inkommande vatten till försedimenteringsbassängen. Totalt finns tre
pumpar som vardera ger ca 10 m3/h fördelat på de 6 försedimenteringslinjerna. I försöket
nyttjades endast en av pumparna och syftet var att se om denna rundpumpning kunde bidra
något till urtvättningen av VFA. Stickprov för VFA-analys togs ut i slutet av linje 1. Studien
pågick under en dag och 15 prover togs. Resultatet från studien redovisas i figur 33.
VFA/PO4-P
VFA/PO4-P kvoten
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
06:30 08:54 11:18 13:42 16:06 18:30 20:54
Klockslag
Figur 33. Mängden lättillgänglig kolkälla i förhållande till mängden löst fosfor redovisat som
VFA/PO4-P kvoten. Proverna är tagna i slutet av försedimenteringen, linje 1 och består av
stickprov tagna 2006-09-06. Medelvärdet under perioden var 9,6.
Kvoten VFA/PO4-P ökade under perioden från 8,3 till 9,7 och medelkoncentrationen av VFA
ökade från 35,0 till 44,8 mg HAc/l. Kvoten hamnade vid sex av försökstillfällerna över den
undre gränsen på 10. Det är svårt att säga om rundpumpningen i försöket skulle kunna vara
75

Resultat och diskussion
tillräcklig med avseende på urtvättning av VFA eftersom ökningen av VFA är så liten och så
få prover tagits. Troligen behövs ytterligare hydrolys med en längre uppehållstid för slammet
och en kraftigare rundpumpning för inblandning i vattenmassan. Fujii (2000) rekommenderar
en rundpumpning på 10-20 % av inkommande flöde vilket de befintliga pumparna inte har
kapacitet att klara av. I försöket rundpumpades endast ca 2 % av det totala flödet. Det är också
viktigt att ha kontroll på slamåldern som enligt Fujii (2000) bör vara 3-5 dagar. Blir den för
kort produceras i stort sett ingen VFA och om den blir för lång går VFA förlorad till
metanbildning.
För att studera hur stor ökningen av VFA blev över försedimenteringen utfördes VFAanalyser
på stickprov tagna enligt figur 20 ovan. Provpunkterna valdes eftersom skillnaden av
VFA före och efter recirkulationspunkten i början av försedimenteringssteget skulle studeras.
Detta för att se om befintlig recirkulation av primärslam gav någon urtvättning av VFA.
Försöket utfördes under två dagar och sammanlagt togs 8 stickprov. Resultaten redovisas i
tabell 19.
Tabell 19. Förändringen av VFA-halten över försedimenteringssteget
med avseende på aktuell uppehållstid.
VFA (mg HAc/l)
Datum F-sed F-sed Ökning
(början) (slutet)
2006-08-30 22,9 29,3 6,4
17,8 33,9 16,1
33,9 34,4 0,5
2006-09-13 31,5 33,7 2,2
21,6 32 10,4
28,6 42,8 14,2
38,3 32,2 Minskning
40,6 50,2 9,6
Sju av totalt åtta prov visade på en ökning av VFA-koncentrationen som i medel var 8,5 mg
HAc/l. Detta visade att ökningen inte var så stor i jämförelse med den ökning som skedde
spontant utan recirkulation.
7.3.3 VFA-PRODUKTION MED EXTERN PUMP
I försöket studerades om det internt kunde framställas ytterligare VFA över
försedimenteringssteget. En enkel form av hydrolysprocess tillämpades på primärslammet i
försedimenteringsbassäng linje 1 där denna nyttjades som kombinerad hydrolystank och
försedimenteringssteg. Primärslammet gavs en tillräckligt lång anaerob uppehållstid i
slamfickan, på tre till fem dagar, för att möjliggöra nedbrytning av det organiska materialet.
Därefter recirkulerades slammet kontinuerligt och blandades med inkommande flöde till
försedimenteringsbassängen enligt figur 34 nedan. En pump som gav ca 60 m3/h användes.
Det inkommande flödet till Duvbackens reningsverk brukar ligga på ca 1500 m3/h vilket
betyder att varje försedimenteringsbassäng får mottaga ca 250 m3/h. 10-20 % av detta flöde
är ca 25-50 m3/h vilket betyder att pumpen som användes i studien hade mer än tillräcklig
kapacitet med avseende på rekommenderad rundpumpning. Vidare stängdes utpumpningen
till förtjockaren av ungefär ett dygn innan rundpumpningen sattes i gång för att ge slammet
tillfälle att hydrolyseras anaerobt och för att slamnivån skulle vara tillräcklig för att ge en
optimal uppehållstid i slamfickan.
76

~250 m 3 /h ~50 m 3 /h
Resultat och diskussion
Figur 34. Principskiss över uppställningen för hydrolys av primärslam i en linje i
försedimenteringen.
Tidigare försök på Öresundsverket har visat att det är lämpligast att tillföra det hydrolyserade
slammet i början av försedimenteringen. Detta för att undvika belastning av fosfor och SS till
biosteget genom att tillåta slammet att återigen sedimentera samtidigt som bildat VFA tvättas
ur genom bassängen. Recirkulationspunkten i detta fullskaleförsök placerades därför i början
av försedimenteringszonen enligt figur 31 ovan. Slammet som pumpades upp var svart till
färgen vilket stämde överens med uppgifter från en väl fungerande hydrolysprocess vid
Öresundsverken. Resultaten från studien redovisas i figur 35.
VFA/PO4-P
35,0
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
2006-09-16
2006-09-18
2006-09-20
2006-09-22
VFA/PO 4-P kvoten
2006-09-24
Figur 35. VFA/PO4-P kvoten in till biosteget efter införd hydrolysprocess. Data baserat på 40
stickprovertagna i slutet av försedimenteringen under två veckor i september och oktober
månad 2006.
Under perioden togs 40 stickprov i slutet på försedimenteringen linje 1 under två veckors tid.
En markant ökning av VFA koncentrationen kunde ses samtidigt som kvoten mellan VFA och
löst fosfor också ökade. Medelkoncentrationen var under perioden 106,5 mg HAc/l och
medelkvoten VFA/P var 16 vilket med marginal hamnar över det av litteraturen angivna
lägsta optimala värdet på 10. Prov togs också en gång per dag i linje 3 där ingen hydrolys
skedde för att få ett referensvärde mot tidigare utförda analyser i linje 1 utan hydrolys.
VFA/PO4-P kvoten för dessa mätningar var 8,2.
7.3.4 EFFEKTER AV HYDROLYSPROCESSEN
För att studera inverkan av hydrolysen och den ökade mängden VFA i bio-P-processen under
försöksperiod 3, se tabell 10, togs stickprover för fosfatanalys samt ett antal utvalda
belastande parametrar i slutet av försedimenteringsbassängerna.
2006-09-26
2006-09-28
2006-09-30
2006-10-02
2006-10-04
2006-10-06
77

Resultat och diskussion
7.3.4.1 Fosfatprofil vid hydrolys
Stickprover för fosfatanalys togs i slutet av försedimenteringsbassängen, i slutet av den
anaeroba zonen och i slutet av aerob luftningszon 1. Proverna togs enligt figur 36 nedan.
Provpunkt ett, två och tre valdes för att studera effekterna av den ökade mängden VFA in till
biosteget medan provpunkt fyra, fem och sex valdes för att få referensvärden opåverkade från
hydrolys.
Figur 36. Provpunkter för fosfatanalys under försöksperiod 3. Stickprover togs i biosteget
linje 1 och 2 samt i slutet av försedimenteringslinje 1 och 3.
Det försedimenterade vattnet från linje 1 fortsätter tillsammans med vattnet från linje 2 i ett
separat flöde in i anaerob linje 1. I försedimenteringslinje 2 skedde ingen hydrolys varför
halten av VFA in i anaerob linje 1 späds ut och följaktligen blir lägre in till den anaeroba
zonen än vad som uppmättes i slutet av linje 1. Detta bör ha påverkat resultatet då kvoten
mellan tillgänglig kolkälla och fosfor borde ha minskat i och med utspädningen från
ohydrolyserat vatten från linje 2. Effekten av hydrolysen mattas även av då returslammet inte
är separat för linje 1 i biosteget. Resultaten redovisas i tabell 20 och figur 37 nedan.
Tabell 20. Fosfatprofil över biosteget vid hydrolys. Medel på 40 stickprov i vardera linje
Fosfatprofil (mg PO4-P /l)
Linje
Försedimentering Anaerob zon Aerob zon 1
Hydrolys 1
* Provpunkt
2
3
4
5
6
1* 2*
4*
Provtagningsplts
F-sed Anaerob Aerob 1
1 (hydrolys) + 2 6,7 25,5 3,0 88,2
3 + 4 6,0 23,0 2,6 88,7
1
2
3
5*
3*
6*
Aerob 1
Upptagen P i förhållande
till släppt (%)
78

mg Po4-P/l
30
25
20
15
10
5
0
Resultat och diskussion
Fosfatprofil vid hydrolysprocess
F-sed Anaerob Aerob 1
Linje:
1 (hydrolys) + 2 3 + 4
Figur 37. Fosfatprofil i biosteget efter införandet av en hydrolysprocess i
försedimenteringslinje 1.
Resultaten visar att fosforsläppet var högre i den anaeroba zonen linje 1 som var påverkad av
hydrolysprocessen. Faktum är att halten av fosfor var högre i anaerob linje 1 vid alla
analystillfällen. Detta kan inte endast bero på att halten av fosfor in i biosteget ökat eftersom
den ökningen i medel bara var 0,7 mg/l. Dock är halten av fosfor ut från aerob 1 linje 1
genomgående något högre jämfört med i aerob 1 linje 2. Det procentuella fosforupptaget är
dock i stort sett det samma. Detta kan bero på att luftningen inte är tillräcklig eller att
bakterierna inte ges tillräckligt med tid för att kompensera för det ökade fosforsläppet. PAO
hade tiden innan hydrolysprocessen infördes ett underskott på VFA vilket betyder att brist på
upplagrad PHA i cellerna torde råda. När så mängden VFA in i den anaeroba delen ökade
svarar troligen PAO med att ta upp VFA och släppa fosfor, därav den uppmätta ökningen av
löst fosfor i anaeroben. Det aktiva slammet når sen aerob luftningszon 1 där PAO återställer
sina poly-P-förråd genom att ta upp löst fosfor ur vattenmassan. Upptaget kan dock inte
maximeras direkt efter en ökning av VFA eftersom PAO inte hunnit bygga på sig en
tillräcklig mängd PHA för att fosforupptaget ska kunna kompensera för det ökade
fosforsläppet i den anaeroba delen. PAO använder istället kolkällan för att upprätthålla
nödvändiga processer i cellen, samt tillväxt och förökning. Det kan även ta tid innan en ny
stabil bakteriekultur har hunnit etablera sig. Analyserna utfördes endast under några få dagar
och det kan därför inte uteslutas att effekten på lång sikt skulle ha blivit större. Ett mikrobiellt
samhälle reagerar på en förändring i mäng VFA samt troligen även på sammansättningen av
tillgänglig kolkälla. Hydrolysprocessen innebär således att andra bakteriegrupper inom PAO
nu blir gynnade och det tar då tid för dessa att anpassa och föröka sig. Hydrolys tillämpades
även endast på en sjättedel av inkommande primärslam varför effekten blir grovt underskattad
jämfört med om hydrolys i full skala skulle nyttjas.
Resultaten kan tas som en indikation på att bio-P-processen kräver stabila förhållanden för att
fungera optimalt. En plötslig sänkning av mängden VFA följt av en ökning kan rubba
ballansen i fosforavskiljningen. Hydrolysprocessen verkar kortsiktigt ge positiv påverkan på
bio-P-processen genom ett ökat anaerobt fosforsläpp. Det kan dock förväntas ta ett tag, vid
uppstarten av en hydrolysprocess, innan bio-P-processen ställt om sig och resultat i form av
en förbättrad mer stabil fosforavskiljning kan uppmätas.
79

Resultat och diskussion
7.3.4.2 Belastning från försedimentering
Som ett komplement analyserades proverna i slutet av försedimenteringen också på COD,
TOC och tot-P för att studera hur belastningen från försedimenteringen eventuellt skulle öka
då hydrolys och rundpumpning tillämpades. Nedan följer en sammanställning i tabell 21
baserad på medelvärden före och efter hydrolys i försedimenteringen.
Tabell 21. Belastning in till biosteget före och efter införd hydrolysprocess
Belastning in till biosteget
Parameter
Före hydrolys Efter hydrolys
pH 7,4 6,9
Alkalinitet 261 238
VFA (mg HAc/l) 35 106
VFA/PO4-P 8,4 16
Tot-P/Tot-P F 7,8 / 6,5 10,8 / 7,0
PO4-P (mg/l) 4,3 6,7
NO3-N (mg/l) 0,7 1,2
COD/COD F (mg/l) 307 / 95 545 / 245
COD/tot-P kvoten 35,8 59
TOC/TOC F (mg/l) 76,8 / 55,6 140,3 / 79,9
7.3.5 REKOMENDATIONER
Mängden tillgänglig kolkälla in till biosteget kan öka genom intern hydrolys av primärslam i
befintligt försedimenteringssteg. Optimalt kan en pump i vardera försedimenteringslinje
nyttjas (totalt sex stycken) enligt figur 34 men det kan också tänkas vara tillräckligt med
hydrolys i hälften av bassängblocken. Detta torde vara det enklaste och mest
kostnadseffektiva förslaget. Även om en extern hydrolystank kan vara mer flexibel och utgöra
en lägre belastning av SS och fosfor till biosteget är nyttjandet av befintliga bassängvolymer
mer ekonomiskt fördelaktigt. Ett annat alternativ är att som redovisas i figur 38 nyttja
befintliga förtjockare som hydrolystankar. Uppehållstiden bör då enligt Janssen et al. (2002)
vara två till fyra dagar och klarfasen recirkuleras till det försedimenterade vattnet. I dagsläget
återförs klarfasen dels från förtjockaren med primärslam och dels från förtjockaren med
överskottslam tillbaka till försedimenteringen. Uppehållstiderna är dock varierande och det är
oklart hur mycket VFA de bidrar med.
(a) (b)
F-sed F-sed
Figur 38. (a) Huvudströms hydrolysprocess i befintlig försedimenteringsbassäng som
användes i denna studie och också är ett tänkbart alternativ vid införandet av en
FTJ
80

Resultat och diskussion
hydrolysprocess i full skala på Duvbackens reningsverk. (b) Hydrolys via en
sidoströmsprocess där befintlig förtjockare kan nyttjas som hydrolystank och hydrolysatet
tillförs till det försedimenterade vattnet.
Styrningen av hydrolysprocessen är viktig. Vid hög hydraulisk belastning borde
rundpumpningen av primärslam stoppas för att förhindra att kraftig slamflykt sköljer bort
hydrolysbakterierna och därmed spolierar hydrolysfunktionen inom den närmsta tiden.
Simultanfällning under korta perioder samt minskad luftning i de aeroba zonerna har testats
på Öresundsverken för att undvika störningar av bio-P-processen vid hög hydraulisk
belastning. Detta för att undvika att mikroorganismerna fullständigt töms på sina lager av
PHB (Tykesson et al., 2005). Något att beakta vid primärslamshydrolys är också att
slammängderna blir mindre och därmed minskar utvinningen av biogas jämfört med vid
vanlig drift. Hur mycket detta kan tänkas påverka gasproduktionen på Duvbackens
reningsverk är svårt att säga men bör tas med i beräkningarna.
Alternativt skulle befintliga mellansedimenteringsbassänger kunna användas för hydrolys av
bioslam. Förslag på utformande redovisas i figur 39 nedan. En del av returslammet skulle då
hydrolyseras i dessa bassänger varefter hydrolysatet skulle återföras till den anaeroba delen av
biosteget. Denna process är dock väldigt känslig och det är viktigt att optimera slamålder och
mängden slam som ska hydrolyseras. Detta på grund av att PAO, som rikligt förekommer i
slammet, släpper fosfor i den anaeroba hydrolystanken vilket kommer att belasta biosteget på
nytt.
Biosteget
Hydrolys-
tank
Slut-sed
Figur 39. Visar hydrolys via en sidoströmsprocess där returslam hydrolyseras i en extern
hydrolystank varefter hydrolysatet tillförs det försedimenterade vattnet.
En intressant idé vore att blanda primär- och bioslam för att kringgå problemen med en allt
för hög halt recirkulerad fosfor, samtidigt som de befintliga mikroorganismerna i bioslammet
skulle kunna bidra till en förbättrad hydrolysprocess. Här borde dock försök i laboratorieskala
utföras för att bekräfta resultatet och få ett bra bakgrundsmaterial. Hydrolysförsök på primär-
och bioslam respektive en blandning av dessa två borde utföras för att analysera skillnader i
VFA-produktion och därmed utröna vilken slamtyp eller vilken blandning av slam som är
bäst lämpad för att tillföra tillgänglig kolkälla till bio-P-processen. Det vore också av intresse
att analysera hur mycket VFA som i dagsläget bildas i respektive förtjockare och återförs med
internströmmen till försedimenteringsbassängerna. Slammet som avlägsnas i
dekanteringsrännorna återförs också det till inloppet av försedimenteringen och även här torde
halten av VFA vara intressant att bestämma.
Ett annat alternativ är att minska fosforbelastningen från rejektvatten och internströmmar
genom att fälla fosforn med hjälp av fällningskemikalie. Ett rent fosforsalt skulle då erhållas
81

Resultat och diskussion
samtidigt som VFA/P-kvoten skulle öka in i biosteget. Målet är att i Sverige återföra minst 60
% av fosforn i ett kretslopp till naturen från och med år 2015 och intresset att utvinna fosfor
ur slam ökar således. I dag kvarstår problemen med tungmetaller och framförallt förhöjda
halter av organiska föroreningar i slam samtidigt som transportkostnaderna är för höga. Detta
borde beaktas då det i framtiden kan ställas krav på ökad återanvändning av en ren
fosforprodukt. Fällningskemikalie kan också tillsättas i rötkammaren för att minimera risken
för sekundära fosforsläpp. Det är samtidigt önskvärt att nyttjandet av kemikalier minimeras. I
dagsläget doseras dock järnklorid i slutsteget och en minskning av den interna tillförseln av
fosfor skulle kunna minimera slutfällning och därmed bildandet av kemslam.
Viktigt är också att vid uppstarten av hydrolysprocessen följa upp med utförliga VFA/Panalyser
för att få kunskap och styra processen optimalt med avseende på uppehållstider och
recirkulationsmängder. Fosforsläpps- respektive upptagsförsök borde utföras för att se om
hydrolysprocessen ger förväntat resultat genom att tillgängliggöra VFA till bio-P-processen.
Öresundsverket har för närvarande en väl fungerande hydrolysprocess där de nyttjar
huvudströmshydrolys av primärslam i befintliga försedimenteringsbassänger. Vid uppstarten
av bio-P-driften på Örsundsverken uppstod problem med bio-P-processen som visade sig bero
på för låga VFA-halter. Detta åtgärdades genom införandet av en primärslamshydrolys och
efterföljande bio-P-process har därefter fungerat utan anmärkning. Verkets erfarenheter under
uppstartsperioden och tiden därefter finns dokumenterade i Tykesson et al. (2005) varför
kunskap vid uppstart av en hydrolysprocess på Duvbackens reningsverk finns att hämta där
samt vid vidare kontakt med personalen på verket. Det är ändå viktigt att utföra en intensiv
intern provtagning då förutsättningarna för de enskilda avloppsreningsverken är olika samt att
Öresundsverken även nyttjar biologisk kväveavskiljning i kombination med bio-P-processen,
vilket inte är fallet på Duvbackens reningsverk. Provtagningen bör även följas upp med
fosfatprofiler över det anaeroba steget och efterföljande aeroba steg för att analysera
effekterna av hydrolysprocessen.
Önskvärt vore också att onlinemätare placeras i slutet av försedimenteringen för att styra och
ha kontroll över hydrolysprocessen och den ökade belastningen in till biosteget. VFAbildning
sker mellan 250 mV och 450 mV, medan metan bildas mellan 450 mV och 500 mV
varför en onlinemätare för övervakning av redox-potentialen skulle vara användbar. pH
mätning online kan också användas för att ha kontroll över hydrolysprocessen och undvika
metanbildning eftersom metangasbildningen sker inom pH-intervallet 6,7-7,4 med ett
optimum på pH 7. SS borde mätas kontinuerligt i slutet av försedimenteringen, online, för att
ha koll på problem med slamflykt som kan uppstå vid hög hydralisk belastning. I och med det
skulle en möjlighet att minska rundpumpningen vid hög belastning av SS in till biosteget ges.
7.4 MOMENTAN STÖTBELASTNING
På grund av problemet med momentant kritiska syrehalter i de aeroba zonerna följt av
förhöjda halter av fosfor i utgående vatten skulle orsakerna till detta utredas. Data från Uni
View mellan juni och oktober studerades för att se hur ofta förhöjda fosforhalter i utgående
vatten kunde sättas i samband med föranledande kritiska syrenivåer i aerob luftningszon 1 och
aerob luftningszon 2. Data redovisas i bilaga 12. Totalt överskreds riktvärdet (0,5 mg P/l) på
utgående vatten 67 gånger under perioden. Vid 46 av dessa tillfällen var syrehalten kritisk
(

Resultat och diskussion
till de höga utsläppsvärdena. De flesta av dessa tillfällen noterades också i början av
sommaren då tidigare analyser visat på en bristfällig bio-P-process. Kanske kan det låga
fosforsläppet och den bristfälliga PAO-aktiviteten tillsammans med den ökade
internbelastningen under denna period ha bidragit till de överskridande fosforkvoterna.
Internbelastning och rejektvatten verkade annars inte kunna sättas i samband med de förhöjda
utsläppsvärdena av fosfor. Ett undantag var dock i slutet av oktober då en rötkammare med
gammalt överskottsslam togs i drift och följaktligen bidrog till extrema fosforkoncentrationer
i rejektvattnet följt av förhöjda utsläppsvärden från reningsverket.
Data från diagram 40 är hämtat ur det överordnade övervakningsprogrammet Uni View och
visar en typisk nedgång av syrehalten i aerob 1 följt av förhöjda halter på utgående halt av
totalfosfor. Anledningen till att fosforkoncentrationen börjar sjunka innan dess att syrehalten
gått upp beror på att fällningskemikalie automatiskt doseras vid en utgående fosforhalt på 0,6
mg/l. Att fosforhalten inte stiger direkt beror vidare på att det tar ca sju timmar för vattnet
som passerat onlinemätaren i aerob 1 att nå utgående fosformätare.
Halt (mg/l)
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
14:00
18:00
Syrehalt mot utgående fosforhalt
21:00
22:00
PIX doserat vid utg P
halt: 0,6 mg/l
23:00
Klockslag
03:00
05:00
08:00
Fosforhalt i utgående vatten Syrehalt i aerob luftningszon 1
Figur 40. Händelseförlopp vid momentan kritisk syrenivå i aerob luftningszon 1 följt av en
förhöjning av fosfor i utgående vatten. Data hämtat ur det överordnade processystemet Uni
View från 2006-06-07 till 2006-06-08.
Att syrehalten sjunker så hastigt torde bero på att något syreförbrukande kommer in till
systemet via inkommande avloppsvatten och att befintliga blåsmaskiner inte har kapacitet att
klara av denna ökning. För att utreda om så var fallet sattes en provtagare i slutet av
försedimenteringen som tog samlingsprov varje timme under 24 timmar. Provtagningen
utfördes under tre veckors tid och samlingsproverna analyserades på COD för att få en bild av
dygnsvariationen, se bilaga 13. Extremvärden jämfördes sen med de tillfällen då syrehalten
sjunkit i de anaeroba zonerna i biosteget. I figur 41 nedan redovisas två dygn då syrenivån
periodvis var mycket låg. Vid dessa tillfällen tillfördes biosteget förhöjda halter av COD. Det
tar ca 1,5 timme för det försedimenterade vattnet att nå aerob luftningszon 1 varför en liten
förskjutning av nedgången i syrehalt kan ses i förhållande till ökningen av COD. Under alla
tre dagarna var syrehalten kritisk även i aerob luftningszon 2 och de två första dagarna kunde
15:00
83

Resultat och diskussion
även förhöjda utsläppsvärden av fosfor på utgående vatten uppmätas i samband med de
kritiska syrenivåerna.
COD (mg/l)
800
700
600
500
400
300
200
100
0
10:30
13:00
Kritisk syrenivå mot inkommande COD-halt
15:30
18:00
20:30
23:00
01:30
04:00
06:30
09:00
Klockslag
Kritisk syrenivå COD-halt
11:30
14:00
16:30
19:00
21:30
00:00
02:30
05:00
07:30
10:00
Figur 41. Inkommande COD halt till biosteget under två dygn med början 2006-10-19 då
syrenivån var kritisk vid två tillfällen.
Syrehalten tycks sjunka till en kritisk nivå i aerob luftningszon 1 vid COD-halter överstigande
ca 500 mg/l vilket periodvis tillförs reningsverket. Medelvärdet för COD-belastningen till
biosteget vid försöken med hydrolys var 545 mg/l vilket betyder att luftningskapaciteten inte
heller är tillräcklig för en hydrolys av primärslam i försedimenteringen i full skala.
Provtagare sattes även ut i anslutning till avloppsnätet från tre misstänkt belastande industrier.
Proverna analyserades med avseende på pH, SS, COD, BOD och fosfor för att få en bild av
dessa industriers belastning till reningsverket.
Avloppsvatten från industrierna analyserades under ca två arbetsveckor med hjälp av en
kontinuerlig provtagare som tog samlingsprov för varje timme under dygnet. I tabell 22 nedan
redovisas medelvärdena från analyserna.
Tabell 22. Medelvärden för avloppsvatten inkommande till Duvbackens reningsverk samt
medelvärden på belastande parametrar från industri A
Flöde Tot-P Susp GF COD BOD TOC pH BOD/COD
(m 3 /år) (mg/l) (mg/l) (%) (mg/l) (mg/l) (mg/l)
Duvbacken (Ink.
medel)
4,5 270 393 216 7,2 0,55
Industri A 17800
(medel)
114,0 272 93,5 1566 705 520 5,9 0,39
Industri B 288
(medel)
Industri C
(medel)
8,5 1319 95,8 2092 1035 705 6,5 0,49
246 2581 93,7 25676 9803 8827 6,8 0,43
Utsläpp av BOD från industri A motsvarar en belastning på ca 491 pe. I jämförelse med till
Duvbackens reningsverk inkommande avloppsvatten utgör industri A, B och C en betydande
belastning av COD och BOD. Industri B har dock ett lågt flöde vilket betyder att
84

Resultat och diskussion
totalmängden av belastande ämnen från denna industri är obetydlig jämfört med industri A
och C. Kvoten BOD/COD är lägre jämfört med inkommande avloppsvatten till Duvbackens
reningsverk för samtliga industrier vilket betyder att en större fraktion av industriernas avlopp
består av svårnedbrytbara organiska föreningar. Industri A och C bidrar också med en
betydande fosforbelastning.
Åtgärder har vidtagits där industrierna informerats om utsläppsvärden samt effekter på
reningsverkets biosteg. För industri C pågår försök med ett internt reningssteg och industri A
har skärpt sina rutiner gällande drift och tömning av fettavskiljare. Även här kan ett internt
reningssteg komma att bli aktuellt.
7.4.1 REKOMMENDATIONER
Luftningskapaciteten i de aeroba zonerna måste öka för att stävja problemet med de periodvis
kritiska nivåerna av syre. En betydande orsak till detta problem tycks vara extern
stötbelastning varför denna måste minimeras så långt som möjligt. Luftningskapaciteten bör
beräknas på de extremvärden av COD som uppstår stötvis och således i dagsläget ger upphov
till de kritiska syrenivåerna i de aeroba luftningsstegen. Här måste även hänsyn tas till den
ökade mängd COD som kan bli följden av en hydrolysprocess i försedimenteringssteget.
Befintliga mellansedimenteringsbassänger skulle kunna nyttjas för att jämna ut
stötbelastningen av COD in i reningsverket. Optimalt skulle avloppsvatten med en förhöjd
COD-halt automatiskt kunna ledas in i bassängvolymen för att sedan återföras stegvis till
processen.
Luftare skulle alternativt kunna placeras i den sista hälften av bassängvolymen i den anaeroba
zonen. Dessa bassängblock skulle vid behov då kunna luftas för att öka den aeroba
luftningsvolymen. Vid låga flöden, exempelvis under sommaren och nattetid skulle detta
kunna nyttjas för att förkorta den anaeroba uppehållstiden som i dagsläget generellt är för
lång. I dagsläget ställs en av de anaeroba linjerna samt motsvarande linje i aerob luftningszon
1 av under låga flöden sommartid.
I denna studie återfanns tre industrier med förhöjda utsläpp av syreförbrukande föreningar.
Främst måste åtgärder vidtas vid dessa industrier så att utsläppen minimeras. Här är det
viktigt med uppföljande kontroller för att försäkra sig om att eventuella åtgärder givit resultat.
Därefter borde provtagning av avlopp från andra industrier som kan tänkas bidra till
stötbelastningen fortsätta för att på sikt undvika problemet med den externa stötbelastningen.
Massbalansberäkningar på hur mycket fosfor som återigen tillförs och belastar processen via
rejekt och internbelastning borde också utföras för att få en bättre bild av den interna
belastningen.
85

8 SLUTSATSER
• Sammantaget pekar resultaten från denna studie på att fosforavskiljningsmekanismen i
biosteget på Duvbackens reningsverk till största delen är biologisk.
Fosforavskiljningskapaciteten hos bioslammet är mycket bra men processen är känslig
för störningar.
• En betydande orsak till kritiska syrenivåer i de aeroba lutningszonerna samt därmed
överskridande riktvärden på utgående fosfor tycks bero på en extern tillförsel av
syreförbrukande material till reningsverket. Tre industrier med betydande belastning
kopplade till ledningsnätet återfanns.
• Befintlig luftningskapacitet är inte tillräcklig för att tillfredställa luftningsbehovet vid
extrembelastning av syreförbrukande material samt vid hydrolys i full skala.
• Den befintliga mängden VFA in till biosteget är för låg i förhållande till mängden löst
fosfor. Ingen eller obetydlig spontan hydrolys sker över försedimenteringssteget.
• En betydande ökning av VFA/P kvoten fås genom hydrolys av råslam i befintliga
försedimenteringsbassänger. Kvoten uppfyller då av litteraturen angivna värden.
• Ökningen av VFA via hydrolys ledde på kort sikt till ett ökat fosforsläpp i den
anaeroba delen samtidigt som fosforhalten blev något högre i efterföljande aerob
luftningszon 1.
• Recirkulation av kemslam verkar ha en negativ inverkan på bio-P-processen.
86

9 FRAMTIDA STUDIER
Studien ska nu gå vidare genom att åtgärda de störningar som identifierades under
examensarbetet. En tillräcklig och jämn VFA-tillförsel ska säkerställas genom införandet av
en hydrolysprocess av primärslam i försedimenteringssteget. Detta ska genomföras genom
installationen av pumpar i försedimenteringsbassängerna som ska recirkulera primärslam från
botten av konerna upp till inloppet av bassängen. Slammet ges en tillräckligt lång uppehållstid
för att maximera VFA-produktionen och får sedan möta det inkommande avloppsvattnet i
början av försedimenteringsbassängen för urtvättning av VFA. I studien kommer
hydrolysprocessen att optimeras vid olika driftförhållanden för att generera en optimal mängd
VFA samtidigt som belastningen av syreförbrukande material till biosteget ska begränsas.
Detta ska göras dels genom analyser i full skala och dels genom installationen av
onlinemätare för redoxpotential, SS och pH. Effekterna av hydrolysprocessen kommer också
att studeras med hjälp av bland annat massbalansberäkningar, fosforsläpps- och upptagsförsök
samt mikroskopering av bioslammet.
Vidare skall luftningen i den aeroba zonen utökas och optimeras med avseende på rådande
stötbelastning och den ökade belastningen av syreförbrukande material som en
primärslamshydrolys innebär. Nya luftare kommer att installeras i början av den aeroba delen
eller i slutet av den anaeroba delen av biosteget. Ett system för HFO (High Frequency
Oscillation) styrning är sedan tidigare installerat men togs ur drift på grund av att dåvarande
luftningssystem inte klarade av belastningen med ”på- och avstyrning” som detta system
innebär. I studien ska simuleringsprogrammet HFO v1.2 användas för att optimera styrningen
av den nya luftningen med avseende på rådande omständigheter på Duvbackens reningsverk.
Industrier med misstänkt belastning av syreförbrukande material (hög BOD/COD-kvot)
kopplade till ledningsnätet kommer också att identifieras, informeras och åtgärder kommer att
vidtas för att stävja problemen med momentan belastning av syreförbrukande material till
reningsverket.
Studien kommer även att innefatta försök med syftet att optimera avvattning av bioslam från
bio-P-processen samt hydrolyserat primärslam. Här kommer alternativ till mesofil rötning
gällande hygieniseringen av bioslam att undersökas för att minimera fosforsläpp och därmed
belastning av fosfor till biosteget via rejektvatten.
87

FÖRKORTNINGAR/FÖRKLARINGAR
Aerob Närvaro av syre
Anaerob Frånvaro av syre och nitrat
Anoxisk Frånvaro av syre, närvaro av nitrat
Antropogen Framställt av människan, motsatsen till naturlig
Autotrofa Primärproducenter, säkrar överlevnad med hjälp av kemiska och
fysikaliska betingelser
Bio-P Biologisk fosforavskiljning
BOD Biokemisk syreförbrukning (Biochemical Oxygen Demand)
COD Kemisk syreförbrukning (Chemikal Oxygen Demand)
Eutrof Närningsrik, eutrofiering betyder således övergödning
Fakultativt anaerob Mikroorganismer som kan nyttja både syre och nitrat för sin
oxidation
Fsed Försedimentering
GAO Glykogenackumulerande organismer
GF Glödförlust (utgör organiska fraktionen av provet)
HAc Ättiksyra. Används ofta som kolkälla vid försök i
laboratorieförsök och motsvarar då VFA i fullskaleprocessen
Heterotrof Mikroorganismer som använder organiskt kol som substrat
Hydrolys Anaerob nedbrytning av organiskt material
KGAO
P/VFA-kvoten som kan användas för att indikera om GAO finns
närvarande i processen
NH4-N Ammoniumkväve
Oligotrof Näringsfattig
PAO Fosforackumulerande organismer
Pe Personekvivalenter
PHA Polyhydroxyalkonater, lagrad kolkälla i bakteriecellen
PHB Polyhydroxybuturat, lagrad kolkälla i bakteriecellen
Poly-P Poly-fosfater
PO4-P Fosfatfosfor
Primärslam Slam som bildas i försedimenteringssteget
Bio-slam Slam som bildas i bio-steget. Kallas även sekundärslam, aktivt
slam, returslam (recirkuleras till processen) eller överskottslam
(tas ut ur systemet och går till slambehandling) beroende på
sammanhanget.
Slamålder Genomsnittlig uppehållstid för en slampartikel uttryckt i dagar
88

Förkortningar/förklaringar
Språngskikt Skarp gräns mellan två vattenmassor med temperatur- eller
salthalts skillnad
SS Suspenderad substans
TS Torrsubstans
VFA Lättflyktiga fettsyror (Volatile Fatty Acids)
VFA-potential Avloppsvattnets förmåga att producera VFA. VFA +
fermenterbart organiskt material
VS Organiska fraktionen av TS (Volatile Solids).
VSS Organiska fraktionen av SS (Volatile Suspended Solids)
94

REFERENSER
Aspegren, H. (1995). Evaluation of a high
loaded activated sludge process for
biological phosphorus removal.
Doktorsavhandling TVVA-1004, Lunds
tekniska högskola.
Banister, S. S., Pitman, A. R. & Pretorius,
W. A. (1998). The solubilisation of N and
P during primary sludge acid fermentation
and precipitation of the resultant P. Water
SA 24(4), s 337-342.
Barnard J.L. & Scruggs C.E. (2003).
Biological Phosphorus Removal -
Secondary release and GAOs can be your
hidden enemies. Wat.Env.Tech., 15(2), s
27-33.
Bitton, D. (1999) Wastewater microbiology,
2 nd ed., Wiley-Liss, New York.
Borglund, A. (2004). Kombinerad kemisk
och biologisk fosforrening på
Käppalaverket, Lidingö –en studie ur ett
processtekniskt, mikrobiologiskt och
ekonomiskt perspektiv. VA-forsk rapport
2004-06.
Borglund, A. (2003). Studie av kombinerad
kemisk- och biologisk fosforrening på
Käppalaverket, Stockholm. Uppsala
Tekniska Högskola.
Brandy, N.C. & Weil, R.R. (1996). The
nature and Properties of Soils, 11:e uppl., s
445-475. New Jersey.
Brdjanovic, D., van Loosdrecht, M.C.M.,
Hooijmans, C.M., Alaerts, G.J. & Heijnen,
J.J. (1997). Temperature effects on
physiology biological phosphorus removal.
Journal of Environmental Engineering
123(2).
Brdjanovic D., van Loosdrecht M.C.M.,
Hooijmans C.M., Mino T., Alaerts G.J. &
Heijnen J.J. (1998 a). Effect of
polyphosphate limitation on the anaerobic
metabolism of phosphorusaccumulating
microorganisms. Appl Microbiol
Biotechnol 50, s 273-276.
Brdjanovic, D., Logemann, S., van
Loosdrecht, M.C.M., Hooijmans, C.M.,
Alaerts, G.J. & Heijnen, J.J. (1998 b).
Influence of temperature on biological
phosphorus removal: process and
molecular ecological studies. Water
Research 32(4), s 1035-1048.
Daton, M & Wallergård, A. (2003)
Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-
P-process på Västra Standens
avloppsreningsverk i Halmstad.
Avdelningen för VA-teknik, Lunds
Tekniska Högskola.
Filipe C.D.M., Daigger G.T. & Grady Jr
C.P.L. (2001 a). A metabolic model for
acetate uptake under anaerobic conditions
by glycogen accumulating organisms:
Stoichiometry, kinetics, and the effect of
pH. Biotechnology and Bioengineering 76,
s 17-31.
Filipe C.D.M., Daigger G.T. & Grady Jr
C.P.L. (2001 b). Stoichiometry and
Kinetics of Acetate Uptake Under
Anaerobic Conditions by an Enriched
Culture of Phosphorus Accumulating
Organisms at Different pHs.
95

Biotechnology and Bioengineering 76, s
32-43.
Filipe C.D.M., Daigger G.T. & Grady Jr
C.P.L. (2001 c). pH as a key factor in the
competition between glycogenaccumulating
and phosphorusaccumulating
organisms. Water
Environment Research73(2).
Filipe C.D.M., Daigger G.T. & Grady Jr
C.P.L. (2001 d). Effects of pH on the rates
of aerobic metabolism of phosphateaccumulating
and glycogen-accumulating
organisms. Water Environment Research
73(2).
Fujii, D. (2000). Evaluation of biological
nutrient removal at Käppla wastewater
treatment plant. Licenciatavhandling
TRITA-AMI LIC 2048, KTH, Stockholm.
Guerrero, L., Omil, F., Méndez, R. & Lema,
J. M. (1999). Anaerobic hydrolysis and
acidogenesis of wastewater from food
industries with high content of organic
solids and protein. Water research 33(15),
s 3281-3290.
Gustavsson, D. (2005) Biologisk
fosforavskiljning –en studie av bio-Pprocessen
och slamhydrolys samt en
utvärdering av Smålandsstenar
avloppsreningsverk. Avdelningen för VAteknik,
Lunds Tekniska Högskola.
Gustavsson, D., La Cour Jansen, J &
Dahlberg, C. (2006). Etablering av
biologisk fosforavskiljning i mindre
reningsverk. Vatten 06(2)
Gävle Kommun (2005). Miljörapport 2005
Enligt miljöbalken. Duvbackens
avloppsreningsverk.
Gävle Kommun (2004). Miljörapport 2004
Enligt miljöbalken. Duvbackens
avloppsreningsverk.
Gävle Kommun (2003). Miljörapport 2003
Enligt miljöbalken. Duvbackens
avloppsreningsverk.
Henze, M., Harremoës, P., Jansen, L. La
Cour. & Arvin, E. (2002).
Wastewatertreatment: Biological and
Chemical Process, 3 rd ed., Springer, Berlin.
Henze, M., Gujer, W., Mino, T., Matsuo, t.,
Wentzel, M.C. & Marais, G.V.R. (1995).
Wastewater and biomass characterization
Referenser
for the activated sludge model no.2:
biological phosphorus removal. Water
Science and technology, 31(2), s 13-23.
Janssen, P. M. J., Meinema, K. & van der
Roes, H. F. (2002). Biological phosphorus
removal – Manual for design and
operation. IWA Publishing, London.
Janssen, P.M.J. (2001). Praktijkervaringen
met biologische P-verwijdering. Neerslag
2001(3).
Johnsson, S. & Jönsson, K. (1991)
Biologisk fosfor- och kväveavskiljning på
Dalby avloppsreningsverk: Resultat från
intensivprovtagningar. Avdelningen för
VA-teknik, Lunds Tekniska Högskola.
Jönsson, K. (1996) Biologisk fosfor- och
kväveavskiljning vid Öresundsverket.
Avdelningen för VA-teknik, Lunds
Tekniska Högskola.
Kemira Kemwater (2003). Konsten att rena
vatten. Helsingborg.
Kirchmann, H., Nymangara, J. & Cohen, Y.
(2005). Recycling municipal wastes in the
future: from organic to inorganic forms?
Soil Use and management 21, s 152-159.
Koch, F.A. & Oldham, W.K. (1985).
Oxidation-Reduction Potential - A Tool for
Monitoring, Control and Optimization of
Biological Nutrient Removal Systems.
Water Science and Technology 17(11-1), s
259-281.
Lettinga, G., Huishoff Pol, L.W. & Zeeman,
G. (1998) Lecture notes Biological
Wastewater treatment. Part: Anaerobic
Wastewater Treatment. Sub-department of
Environmental Technology, Wageningen
Agricultural University., Holland.
Mino, T., van Loosdrecht, M. C. M. &
Heijen, J. J. (1998). Microbiology and
biochemistry of the enhanced biological
phosphate removal process. Water
Resource, 32(11) s 3193-3207.
Moser-Engeler, R., Udert, K. M., Wild, D. &
Siegrist, H. (1998). Products from primary
sludge fermentation and their suitability for
nutrient removal. Wat. Sci. Tec., 38(1), s
265-273.
Naturvårdsverket (2006). Övergödning av
Sveriges kuster och hav. Naturvårdsverkets
ställningstaganden med anledning av en
96

internationell expertutvärdering av
kväve/fosfor-problematiken i våra
omgivande hav, Rapport 5587.
Naturvårdsverket. RAPPORT 5587 • JU 200
Naturvårdsverket (2004). Rening av
avloppsvatten i Sverige, Rapport 8251.
Naturvårdsverket.
Naturvårdsverket (2002). Aktionsplan för
återföring av fosfor ur avlopp, Rapport
5414. Naturvårdsverket.
Randall, A. A., Benefield, L. D., Hill, W. E.
(1997) Introduction of phosphorus removal
in an enhanced biological phosphorus
removal bacterial population. Water
resource 31(11), s 2869-2877.
Röttorp, J., Remberger, M., Wachtmeister,
A. & Ek, M. (2000). Utvärdering av
förutsättningarna för att införa biologisk
fosforreduktion på Duvbackens
avloppsreningsverk. IVL. Svenska
Miljöinstitutet AB.
Seviour, R.J., Mino, T. & Onuki, M. (2003)
The microbiology of biological phosphorus
removal in activated sludge systems.
FEMS Microbiology Reviews 27, s 99-
127.
Schuler A.J. & Jenkins D. (2002). Effects of
pH on enhanced biological phosphorus
removal metabolisms. Water Science and
Technology 46(4-5), s 171-178.
Slutliga villkor för utsläpp till vatten från
Duvbackens avloppsreningsverk, beslut
2006-09-07. Länsstyrelsen Gävleborg.
Smolders G.J.F., van der Meij J., van
Loosdrecht M.C.M. & Heijnen J.J. (1994).
Model of the anaerobic metabolism of the
biological phosphorus removal process:
Stoichiometry and pH influence.
Biotechnology Bioengineering 43, s 461-
470.
Stephens, Heather L.; Stensel, H. David.
(1998). Effect of operating conditions on
biological phosphorus removal. Water
Environment Research 70(3), s 362-369.
Tillstånd enligt miljöbalken till
avloppsrening, belsut 2001-12-14. (2001).
Länsstyrelsen Gävleborg.
Tykesson, E., Blackall, L. & Jansen, J la C.
(2003). Growth of glycogen accumulation
organisms as a pobable consequence of
Referenser
simultaneous chemical precipitation in
enhanced biological phosphorus removal.
Presenterad på IWA konferens:
Environmental Biotechnology
Advancement on Water and Wastewater
Applications in the tropics, 9-10 december
2003, Kuala Lumpur, Malaysia.
Tykesson, E. (2002). Combined biological-
and chemical phosphorous removal in
wastewater treatment – Swedish
experience and practical application of
phosphorous release batch test.
Licenciatavhandling TVVA-3007, Lunds
tekniska högskola.
Tykesson, E. (2005). Enhanced Biological
Phosphorus Removal -Processes,
Competing Substances and Tools for
Operation of Wastewater Treatment Plants.
Doktorsavhandling 2005-05-20 13:15,
Lunds tekniska högskola.
Tykesson, E., Jönsson , L.-E. & la Cour
Jansen, J. (2005). Experience from 10
years of full-scale operation with enhanced
biological phosphorus removal at
Öresundsverket. Water Science &
Technology 52(12), s 151–159.
Tykesson, E., Blackall, L.L., Kong, Y.,
Nielsen, P.H. & la Cour Jansen, J. (2006).
Applicability of experience from
laboratory reactors with biological
phosphorus removal in full-scale plants.
Water Science & Technology 54(1), s 267–
275.
Voet, D., Voet, J. G., Pratt, C. W. (1999).
Fundamentals of biochemistry. John Wiley
and sons inc., New York.
Wild, D., Kisliakova, A. & Siegrist, H.
(1997). Prediction of recycle phosphorous
loads from anaerobic digestion. Water
resource 31(9).
Muntliga referenser
Eklund, C., kemiingenjör Duvbackens
reningsverk Gävle, 2006-12-05. Tel. 026-
172641
Jansen, la Cour J., professor Lunds Tekniska
Högskola, 2006-10-14. Tel. 046-2228999
Jönsson, L., processingenjör Öresundsverket
Helsingborg, 2006-06-20. Tel. 042-105924
97

BILAGOR
BILAGA 1. SAMMANFATTANDE METODIK FÖR KARAKTÄRISERING, UTVÄRDERING OCH
ÅTGÄRDER VID BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING
BILAGA 2. METODBESKRIVNING FÖR BESTÄMNING AV VFA-POTENTIALEN
BILAGA 3. METODBESKRIVNING FÖR FOSFORSLÄPPS- OCH UPPTAGSFÖRSÖK
BILAGA 4. DATA FRÅN VFA-ANALYSER I SLUTET AV F-SED
BILAGA 5. NEDERBÖRDSMÄNGDER OCH TEMPERATURER
BILAGA 6. DATA FRÅN FOSFATANALYSER
BILAGA 7. DATA FRÅN NITRATANALYSER
BILAGA 8. DATA FRÅN COD-ANALYSER
BILAGA 9. DATA FRÅN TOC-ANALYSER
BILAGA 10. DATA FRÅN TOTALFOSFOR-ANALYSER
BILAGA 11. DATA FRÅN FOSFORSLÄPPS- OCH UPPTAGSFÖRSÖK
BILAGA 12. DATA FRÅN VFA-BESTÄMNING ÖVER F-SED
BILAGA 13. KRITISKA SYRENIVÅER I DE AEROBA ZONERNA
98

Bilagor
BILAGA 14. DYGNSBELASTNING AV COD TILL BIOSTEGET
BILAGA 15. INTERNBELASTNING AV FOSFOR
BILAGA 16. BERÄKNINGAR
99

Bilaga 1
Tabell 1. Sammanfattande metodik för karaktärisering, utvärdering och åtgärder vid
biologisk fosforavskiljning
Parameter Siffra Optimalt Kontroll Åtgärd
VFA/PO4-P
VFA-
potential
>10 Kvot Stickprover i slutet
av f-sed.
PAO PAO närvarande
och aktiva i
bioslammet.
Låg
redoxpotential för
optimalt P-släpp.
NO3-N < 0,5
mg/l
Motjoner
(Mg, K)
~0,3
mol/
mol P
VFA-potentialtest.
P-släpps/upptagsförsök.
Mikroskopering.
Andel biologisk Pavskiljning
mot
kemisk.
Redoxpotentialmät
ning i anaeroba
zonen.
Anaeroba zonen Stickprov i
anaeroba zonen,
f-sed och på
Olika optima
beroende på
avloppsvattnets
karaktär.
pH >7,25 Tycks gynna
PAO.
Aerob
syrehalt
~2
mg/l
Temperatur 5-20ºC För höga temp.
tycks gynna
Slamflykt
(SS-halt)
< 6,7
mg/l
Slamålder ~ 2,5
dagar
Anaerob
uppehållstid
Fosforhalt i
bioslammet
GAO.
För en utg. P-halt
på 0,4 mg/l
(antaget 6 % P i
bioslam)
returslammet.
Mäta konc. i
bioslammet.
Korrelera konc. till
fosfor-upptag/släpp
Onlinemätning på
inkommande
vatten.
Onlinemätning i de
aeroba zonerna.
Onlinemätning på
inkommande
vatten.
Kontinuerlig
provtagning på
utgående vatten.
Vid 10ºC Stickprov på nitrat i
den anaeroba
~ 1h Vid COD-halter >
50-100 mg/l.
Varierar dock
beroende på bland
annat tillgängliga
VFA-halter.
zonen.
Provtagning på
fosforhalter i
rejektvatten och
andra internflöden.
>2 % Av SS Analys av
bioslammet med
Hydrolys. Fälla P i
belastande rejektvatten
etc.
Åtgärder för att gynna
PAO. Se övriga
parametrar.
Minimera risken för
nitrifikation i
returslammet.
Okänt
Fällning med Al eller Fe
kan sänka pH och bör om
möjligt undvikas
Syrebehov beräknat på
extrembelastning. Utökad
aerob syresättning.
Ej hållbart energimässigt
med reglering av temp.
Filtersteg i
slutsedimenteringen eller
annan åtgärd.
Reglera slamåldern.
Fälla P från rejektvatten.
Tillsätta extra Fe eller
blanda primär- och
bioslam i rötkammaren.
Minska anaerob
bassängvolym vid låga
flöden.
Åtgärder för att gynna
PAO. Se övriga

Extern
belastning
Jämn belastning
av bland annat
COD, BOD, VFA
och P
Bilaga 1
avseende på P och
SS
Kontrollera
COD/BOD-halterna
hos industrier.
Kontrollera hur
belastningen till
biosteget varierar
över dygnet.
parametrar.
Minimera utsläpp av
ämnen som kan störa bio-
P-processen.
Intern utjämning av
stötbelastning.
Hydrolys av VFA.

Bilaga 2
Metodbeskrivning för bestämning av VFA-potentialen
Material
• Zinksulfat
• Natriumhydroxid
• 500 ml bägare
• pH-meter
• 20 ml pipett
• Filterutrustning
• Filter med porstorlek 0,45 µm (Munktell V120H)
Förberedelser
ZnSO4-lösning (100 g/l): 100 g ZnSO4/l. Här användes ZnSO4 · 7 H20 vilket gör att 144 g/l
motsvarar 100 g/l ZnSO4.
6 M NaOH-lösning: 24,0 g NaOH/100 ml ger en 6 M NaOH- lösning.
Bakgrund
Med hjälp av flockulering med ZnSO4 kan VFA-potential bestämmas. VFA-potential står för
summan av biologiskt upptagbara fettsyror (VFA) samt lättnedbrytbart organiskt material
enligt ekvation 1 nedan. VFA-potential representeras av fraktionen lättnedbrytbart, löst COD,
SS.
Ss = VFA + hydrolyserbart organisk a föreningar (1)
I korthet går metoden ut på att man membranfiltrerar ett prov som först flockulerats med
fällning av Zn(OH)2 vid pH 10.5. Vid flockuleringen fälls kolloider mindre än 0.45µm som
annars skulle ha stört VFA-potentialbestämningen. Efter filtrering erhålls ett filtrat som bara
innehåller löst organiskt material, som här betecknas SCOD. Den inerta fraktionen av det lösta
organiska materialet, Si, måste räknas bort för att erhålla VFA-potential enligt ekvation 2. Si
bestäms genom att göra en COD analys enligt flockuleringsmetoden på utgående vatten.
SS = SCOD - Si (2)
Utförande
1. 1 ml av 100 g/l ZnSO4-lösning tillsätts till 100 ml avloppsvatten.
2. Rör om häftigt med magnetomrörare i ca 1 minut.
3. Justera pH till ca 10,5 med 6 M NaOH-lösning.
4. Låt provet flockulera några minuter.
5. Tag ut 20 ml prov från klarfasen med pipett.
6. Filtrera provet genom 0,45 µm membranfilter.
7. Om COD-analys av provet inte genomförs omedelbart måste provet syrakonserveras
(pH 2-3) och förvaras i kylskåp fram till analys.

Bilaga 3
Metodbeskrivning för fosforsläpps- och upptagsförsök
Material
• 2 liters e-kolv (behållare) med omrörning
• Pump med utrustning för luftning
• Vattenbad med konstant temperatur
• Termometer
• pH-elektrod
• Natriumacetat
• Utrustning för analys av PO4-P, SS, VSS, GF och VFA
Förberedelser
Natriumacetatlösning: En stamlösning med 26,625 g NaAc/l ger 20 000 mg COD/l. Tillsats
av 15 ml av denna lösning per liter slam ger koncentrationen 300 mg COD/l. Denna
koncentration är beräknad för ett överskott av natriumacetat så att mängden tillgänglig
kolkälla inte ska vara en begränsande faktor vid fosforsläpp (Tykesson, 2002).
Bakgrund
Slam från slutet av de aeroba luftningszonerna används. Detta för att försäkra sig om att
slammet byggt på sig så mycket fosfor som möjligt. Försöksperioden är uppdelad i tre faser
vilka redovisas i tabell 1 nedan. Först genomgår slammet en aerob period med förluftning för
att maximera mängden upptagen fosfor. Detta eftersom en del fosfor kan ha släppt under
provtagning och anaerob förvaring av provet. Under denna period tas inga fosfatprover ut.
Därefter följer en anaerob period då luftningen stängs av. Under denna period tas stickprover
ut, filtreras och analyseras med avseende på fosfatfosfor för beräkning av fosforsläpp.
Därefter följer återigen en period med luftning. Även här tas stickprov för fosfatanalys ut men
denna gång för beräkning av slammets kapacitet för fosforupptag.
Tabell 1. Försöksindelning vid fosforsläpps- respektive upptagsförsök
Försöksperiod Fas
1 0,5-1 h aerobt. Slammet luftas och omrörs kontinuerligt.
2 3 h anaerobt. Slammet omrörs, luftningen avstängd.
3 3 h aerobt. Slammet luftas och omrörs kontinuerligt.
Utförande
1. 1800 ml slam från slutet av den luftade zonen av bio-steget används.
2. Slammet omrörs under konstant temperatur under hela försöket. Omrörningen bör
vara så kraftig att slammet inte tillåts att sedimentera samtidigt som den inte får vara
för kraftig under den anaeroba perioden för att undvika syreinblandning. Försöket
inleds med en förluftningsperiod enligt tabell 1 ovan.
3. Då luftningen stängts av efter period 1 bör syrehalten kontrolleras för att säkerställa
att slammet är anaerobt vid början av period 2. Syrehalt samt pH kontrolleras under
försökets gång.
4. 27 ml NaAc stamlösning tillsätts vid början av period 2. Kontrollera att slammet är
anaerobt eftersom kolkällan annars kan förbrukas aerobt.

Bilaga 3
5. 15 ml prov tas ut före start av period 2, direkt efter tillsatts av NaAc och därefter var
15:e minut under hela försöksperiod 2 och 3. Proven filtreras och analyseras med
avseende på PO4-P. Prov som inte analyseras omgående ska syrakonserveras.
6. Analys av SS, VSS och GF görs två gången under försöket. 25 ml prov tas direkt ur
reaktorn. Var noggrann med att provet blir representativt.
Beräkningar
Fosfatfosforhalten plottas mot tiden. Det maximala fosforsläppet beräknas som skillnaden i
fosforkoncentration mellan den högsta och lägsta koncentrationen under period 2. Det
maximala fosforsläppet kan anges som mg/l och som mg/g VSS och är ett mått på
upplagringskapaciteten hos de fosforackumulerade mikroorganismerna i biomassan.
Fosforsläppshastigheten beräknas för den del av period 2 då kurvan är linjär, se ekvation 1
samt figur 1. I denna studie beräknades den initiala fosforsläppshastigheten under de 45 första
minuterna för att få jämförbar data.
V släpp
=
P − P
( t − t ) ⋅VSS
2
2
1
1
Vsläpp: Fosfatsläppshastighet (mg P/(gVSS·h))
P1: Fosfathalten i början av period 2 (mgP/l)
P2: Fosfathalten i slutet av den linjära delen av period 2 (mgP/l)
t1: Tidpunkten då prov PI tagits (h)
t2: Tidpunkten då prov för PII tagits (h)
VSS: Slamhalten i försöksbägaren (g VSS/l)
Löst fosfor (mg PO4P/l)
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
Före start
NaAc tillsatt
P-släpps
hast
15
30
45
Fosforsläpp
60
75
90
Tid (minuter)
Figur 1. Beräkning av maximala fosforsläppet samt fosforsläppshastigheten.
Fosforupptagshastigheten beräknas på motsvarande sätt.
105
120
135
150
165
180
(1)
Max
P-släpp

Bilaga 3
Parametrar att beakta
• Om fällningskemikalie nyligen tillsatts kan förekomsten av metallhydroxider leda
till en utfällning av fosfor vilket kan leda till en underskattning av fosforsläppet.
Detta bör beaktas vid utvärdering av data.
• I samband med analys av löst fosfor kan VFA-koncentrationen analyseras för att
följa slammets VFA-upptag. Detta för att försäkra sig om att all VFA är
konsumerad och inte hämmar fosforupptaget under den aeroba delen av försöket.
VFA-koncentrationen får dock inte sjunka för tidigt då detta kan hämma släppet av
fosfor.
• Temperatur och pH bör kontrolleras under hela försöket då temperaturen bör hållas
konstant och höga pH (>7) kan leda till att kalciumfosfater fälls ut. Detta bör
beaktas vid utvärdering av resultaten. Optimalt används ett vattenbad för konstant
temperatur samt pH-reglering vid behov.
• Det är svårt att standardisera beräkningen av fosforsläpps- respektive
upptagshastigheter. Konsekventa beräkningar är viktiga för att kunna jämföra data
vid olika försökstillfällen. Använd t.ex. linjär regression på den linjära delen av
kurvan eller beräkna begynnelsehastigheten under en lämplig tidsrymd med ett fixt
startvärde som är den samma vid varje tillfälle.
• VSS utgör den organiska delen av SS och består till största delen av
mikroorganismer. Detta är således ett bättre mått då biomassans kapacitet vid olika
tillfällen ska jämföras. Vid försök då slam från samma provtagningstillfälle
jämförs är valet av enhet mindre viktigt.
Beskrivningen är modifierad från Borglund (2004) där den är hämtad från kursen
”Introduktion till bio-P på kommunala reningsverk” som hölls på Öresundsverken, hösten
2002. För ytterligare information se Tykesson (2002).

Bilaga 4
Data från VFA-analyser på stickprover utförda på Duvbackens reningsverk under perioden
maj till augusti 2006.
Provtagningspunkter:
Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
VFA (mg HAc/l)
Susp pH Alkalinitet
VFA
(mg
Datum Tid (mg/l) (initialt) (mg/l CaCO3) HAc/l) VFA/PO4-P kvoten
2006-05-19 13:50 69 7,6 390 24,5 4,9
2006-05-22 10:45 55 7,2 212 39,3 12,1
2006-05-23 07:30 57 7,3 217 14,7 4,9
09:50 55 7,4 220 10,2 5,1
11:25 57 7,5 243 15,8 5,3
13:25 73 7,5 267 24,9 6,6
15:05 77 7,4 277 27,5 7,3
2006-05-29 08:00 47 7,5 290 25,1 6,7
10:25 58 7,4 271 31,0 7,8
13:30 61 7,5 289 31,0 8,3
2006-05-31 07:10 7,5 270 30,3 8,7
09:35 53 7,5 232 22,6 7,5
10:40 64 7,5 247 21,8 6,7
11:15 73 7,7 272 26,5 7,1
11:50 63 7,6 272 28,8 8,2
13:50 87 7,7 276 28,7 7,2
14:50 189 7,6 278 34,6 9,2
15:35 76 7,6 278 37,6 8,8
16:15 67 7,6 283 40,0 10,0
17:10 67 7,5 281 38,3 9,6
18:05 70 7,4 263 39,3 11,2
19:10 68 7,4 264 40,3 13,4
20:20 92 7,4 235 27,6 11,0
21:00 74 7,4 256 37,4 15,0
2006-06-01 11:40 94 7,7 282 30,3 8,1
13:30 85 7,6 293 39,5 9,3
2006-06-02 07:45 54 7,3 235 26,5 9,6
08:35 51 7,3 234 27,5 11,0
10:10 53 7,4 252 28,1 10,2
11:45 61 7,5 286 32,4 8,1
13:45 143 7,5 290 32,0 7,5
2006-06-09 07:35 63 7,3 255 38,8 12,4
10:10 58 7,4 243 32,9 12,5
10:50 57 7,4 260 26,5 8,8
11:45 75 7,2 241 32,4 11,8
13:15 124 7,4 269 34,9 10,3
14:00 80 7,4 277 36,6 11,3
14:30 108 7,4 273 42,8 13,2
2006-06-12 07:35 60 7,4 254 25,8 8,2
08:35 53 7,3 274 19,6 6,5
10:00 54 7,4 248 16,8 6,4
11:05 72 7,4 272 19,8 6,1

Bilaga 4
11:50 79 7,5 278 22,1 6,5
13:25 76 7,6 291 29,2 8,0
2006-06-13 07:50 67 7,5 296 39,9 8,9
09:50 97 7,3 280 27,1 6,0
14:10 91 7,5 296 38,5 9,6
2006-06-14 07:30 73 7,4 311 43,1 7,2
08:30 71 7,4 300 37,9 6,6
09:50 76 7,4 302 39,0 7,1
14:40 87 7,4 315 44,8 9,0
2006-06-16 07:30 52 7,4 263 35,7 9,2
10:40 52 7,4 240 29,1 9,0
11:20 50 7,4 254 29,3 8,7
13:40 75 7,4 297 28,6 7,2
2006-06-19 08:15 78 7,4 244 34,0 9,7
10:10 66 7,4 244 19,8 5,7
11:10 62 7,4 248 18,8 6,3
12:05 66 7,4 262 22,7 7,3
13:35 67 7,4 262 25,8 7,6
14:35 69 7,4 262 33,9 8,5
2006-07-05 08:15 61 7,5 305 40,2 7,0
10:45 59 7,3 277 34,3 6,5
13:45 81 7,5 285 41,3 7,9
2006-07-06 08:00 63 7,5 271 50,3 8,4
10:45 87 7,4 272 35,5 6,8
13:55 98 7,4 290 39,6 7,2
2006-07-07 08:00 63 7,5 279 36,7 6,4
10:30 74 7,4 310 32,4 5,6
11:30 72 7,4 281 34,0 6,5
2006-07-12 08:45 66 7,4 277 36,2 5,4
10:30 56 7,4 274 43,5 6,7
13:55 82 7,7 275 26,4 4,6
2006-07-13 07:55 47 7,5 290 33,8 5,0
09:55 50 7,4 299 32,1 4,8
11:15 65 7,4 301 30,9 5,2
13:50 99 7,4 256 44,9 7,2
15:25 89 7,4 263 53,1 8,9
17:10 158 7,3 280 47,8 9,1
19:00 94 7,4 261 53,5 9,7
20:30 74 7,3 257 61,2 10,6
2006-08-01 07:00 79 7,0 210 73,8 16,4
08:00 77 6,9 220 68,2 14,4
09:00 78 6,9 218 69,7 15,5
11:00 66 7,0 227 66,7 14,0
12:00 70 7,0 247 55,3 11,1
13:00 150 7,0 243 55,1 11,0
14:00 116 7,1 211 46,4 9,8
15:00 113 7,1 220 50,0 10,0
16:00 102 7,1 210 51,4 9,8
17:00 87 7,1 217 52,3 10,0
18:00 88 7,0 215 52,4 10,0
19:00 88 7,1 231 46,1 8,4
20:00 89 7,1 253 37,0 6,4
21:00 95 7,2 246 41,9 7,0
2006-08-14 07:00 58 7,1 198 45,7 10,8

Bilaga 4
08:00 65 7,2 210 28,4 8,7
09:00 58 7,3 207 17,0 4,9
10:00 57 7,2 211 16,7 4,8
11:00 70 7,2 212 21,0 5,3
12:00 71 7,2 219 14,7 3,3
13:00 77 7,4 249 19,4 3,9
14:00 94 7,4 256 24,5 4,7
15:00 110 7,3 269 24,2 4,2
16:00 84 7,2 254 35,3 6,7
17:00 97 7,4 254 40,6 8,1
18:00 96 7,3 266 43,6 8,7
19:00 78 7,2 259 38,7 7,7
20:00 75 7,4 284 31,7 6,3
21:00 70 7,3 266 43,7 8,7
2006-09-06 07:00 52 7,35 277 50,4 9,6
08:00 54 7,27 252 40,9 8,6
09:00 60 7,21 244 43,1 8,2
10:00 72 7,3 253 27,3 6,1
11:00 70 7,28 261 42,3 8,9
12:00 71 7,37 268 36,1 6,9
13:00 73 7,35 270 39,1 8,2
14:00 74 7,31 249 33,4 6,7
15:00 79 7,35 274 46,2 9,7
16:00 102 7,42 271 47,2 10,5
17:00 100 7,27 263 58,0 12,9
18:00 99 7,28 262 54,8 12,2
19:00 91 7,27 259 56,0 13,2
20:00 91 7,34 248 55,5 13,1
21:00 77 7,27 244 42,2 10,6
2006-09-08 11:45 62 7,34 251 32,9 7,3
2006-09-18 10:05 80 7,11 256 42,0 8,8
12:05 100 7,20 268 40,5 7,4
13:20 135 7,20 272 60,3 12,1
14:40 160 7,05 265 62,9 11,4
15:30 146 7,15 276 57,0 9,9
2006-09-19 08:00 111 7,15 292 49,6 7,6
13:20 158 6,97 262 82,4 11,0
14:25 210 6,90 254 102,7 14,2
15:30 211 6,88 248 116,3 15,5
2006-09-20 07:35 76 7,18 271 54,9 8,4
07:35 136 6,89 244 95,1 14,6
09:45 185 6,86 231 96,7 14,9
13:45 189 6,65 286 91,8 13,5
15:40 140 7,18 226 109,5 14,6
2006-09-21 07:30 75 7,24 286 68,0 7,1
07:30 137 6,83 223 126,1 16,8
09:50 127 6,77 169 123,7 23,6
11:25 139 6,80 231 117,0 15,6
13:45 390 6,77 253 122,9 13,7
2006-09-22 07:20 61 7,32 300 54,0 8,3
07:20 45 6,74 253 126,6 16,9
10:55 100 6,92 258 100,3 15,4
14:20 176 6,81 252 134,5 19,2

Bilaga 4
2006-09-25 10:00 67 7,15 230 30,0 8,0
10:00 224 6,78 213 108,4 21,7
12:15 180 6,72 211 129,0 19,1
16:10 100 6,69 208 151,9 28,9

Bilaga 5
Tabell 1. Nederbördsmängder samt temperaturer maj till oktober 2006
Månad Nederbörd Medeltemperatur Maxtemperatur Mintemperatur
(mm)
(ºC)
(ºC)
(ºC)
Maj 37,7 9,3 21,3 - 1,8
Juni 32,4 15,3 29,4 - 0,2
Juli 14,0 18,4 31,7 5,0
Augusti 96,1 17,4 30,0 5,9
September 43,8 13,6 24,0 - 0,3
Oktober 141,8 7,7 17,0 - 3,4

Bilaga 6
Data från fosfatfosforanalyser på stickprover utförda på Duvbackens reningsverk under
perioden maj till augusti 2006.
Provtagningspunkter:
F-sed . Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
Anaerob: Slutet på anaerob linje 1
Aerob 1: Slutet på aerob luftningszon 1 linje 1
Aerob 2: Slutet på aerob luftningszon 2
Aerob 3: Slutet på aerob luftningszon 3 linje 6
Filtrerade prover
PO4-P (mg/l)
Datum Tid F-sed Anaerob Aerob 1 Aerob 2 Aerob 3
2006-05-19 13:50 5,0
2006-05-23 07:30 3,0 3,5
09:50 2,0 2,5
11:25 3,0 3,0
13:25 3,8 4,5
15:05 3,8 5,0
2006-05-29 08:00 3,8 5,3
10:25 4,0 5,8
13:30 3,8 5,8
2006-05-31 07:10 3,5 3,8 1,5
08:05 1,3 1,8
09:35 3,0 3,8
10:40 3,3 4,5
11:15 3,8 5,3
11:50 3,5 5,5
13:50 4,0 6,5
14:50 3,8 6,8 3,8
15:35 4,3 7,3
16:15 4,0 7,5
17:10 4,0 8,0
18:05 3,5 7,5
19:10 3,0 7,0
20:20 2,5 4,3
21:00 2,5 9,5 4,3
2006-06-01 11:40 3,8 4,5
13:30 4,3 5,8
2006-06-02 07:45 2,8 7,8
08:35 2,5 9,5 3,0
10:10 2,8 8,0
11:45 4,0 8,0
13:45 4,3 9,0
2006-06-09 07:35 3,1 12,0 1,5
10:10 2,6 9,5
10:50 3,0 9,0 1,9
11:45 2,8 8,5 1,3
13:15 3,4 10,0 1,9

Bilaga 6
14:00 3,3 11,0 1,4
14:30 3,3 11,5 2,4
2006-06-12 07:35 3,1 10,0 0,9
08:35 3,0 9,5 0,9
10:00 2,6 8,5 0,9
11:05 3,3 8,0 1,2
11:50 3,4 8,0 3,5
13:25 3,6 9,0 1,6
2006-06-13 07:50 4,5 13,0 3,4
09:50 4,5 13,5 4,0
14:10 4,0 17,5 8,3
2006-06-14 07:30 6,0 16,5 3,3
08:30 5,8 15,0 3,5
09:50 5,5 20,0 4,8
14:40 5,0 15,0 5,8
2006-06-16 07:30 3,9 14,5 0,9
10:40 3,3 13,0 2,3
11:20 3,4 11,0 2,1
13:40 4,0 10,5 2,1
2006-06-19 08:15 3,5 14,5 3,8
10:10 3,5 13,5 4,0
11:10 3,0 12,5 4,0
12:05 3,1 12,5 3,8
13:35 3,4 13,0 4,0
14:35 4,0 13,0 5,8
2006-07-05 08:15 5,8 22,0 7,0
10:45 5,3 21,0 10,5
13:45 5,3 21,0 9,5
2006-07-06 08:00 6,0 22,0 5,8
10:45 5,3 19,0 9,5
13:55 5,5 21,0 8,5
2006-07-07 08:00 5,8 16,0 3,5
10:30 5,8 15,0 3,0
11:30 5,3 16,0
2006-07-12 08:45 6,8 23,0 3,5
10:30 6,5 23,0 6,0
13:55 5,8 21,0 8,0
2006-07-13 07:55 6,8 16,0 0,7
09:55 6,8 29,0 0,4
11:15 6,0 15,0 0,8
13:50 6,3 20,0 4,3
15:25 6,0 20,0 4,3
17:10 5,3 21,0 3,8
19:00 5,5 25,0 6,5
20:30 5,8 25,0 7,0
2006-08-01 07:00 4,5 28,0 2,4
08:00 4,8 27,0 2,0
09:00 4,5 26,0 3,4
11:00 4,8 21,0 4,1
12:00 5,0 20,0 6,3
13:00 5,0 20,0 6,5
14:00 4,8 21,0 6,7
15:00 5,0 18,0 8,2
16:00 5,3 18,0 7,0

Bilaga 6
17:00 5,3 20,0 7,0
18:00 5,3 21,0 6,5
19:00 5,5 21,0 4,5
20:00 5,8 20,0 3,0
21:00 6,0 20,0 3,8
2006-08-14 07:00 4,3 17,0 5,0 0,06 0,03
08:00 3,3 16,0 6,8 0,09 0,02
09:00 3,5 10,0 5,3 0,10 0,02
10:00 3,5 8,0 4,8 0,16 0,03
11:00 4,0 6,0 3,8 0,22 0,03
12:00 4,5 5,5 3,0 0,05 0,02
13:00 5,0 7,5 3,0 0,05 0,02
14:00 5,3 8,0 4,0 0,10 0,02
15:00 5,8 10,0 5,0 0,26 0,02
16:00 5,3 11,0 5,5 0,35 0,02
17:00 5,0 13,0 6,5 0,85 0,04
18:00 5,0 12,5 7,5 0,75 0,02
19:00 5,0 13,5 7,5 0,90 0,03
20:00 5,0 14,0 7,5 1,40 0,05
21:00 5,0 13,5 6,5 1,40 0,03
2006-08-16 07:00 7,0
08:00 6,5
10:00 6,3
11:00 5,8
12:00 5,3
2006-08-30 08:00 3,5
10:00 3,0
11:00 3,3
13:00 4,5
14:00 4,3
2006-09-06 07:00 5,3 23,0 5,8 0,09 0,01
08:00 4,8 22,0 7,0 0,07 0,01
09:00 5,3 24,0 8,5 0,31 0,02
10:00 4,5 22,0 9,5 1,75 0,04
11:00 4,8 21,0 8,5 0,15 0,03
12:00 5,3 20,0 8,0 0,04 0,02
13:00 4,8 18,0 6,5 0,05 0,03
14:00 5,0 18,0 6,0 0,10 0,04
15:00 4,8 17,0 4,5 0,17 0,11
16:00 4,5 17,0 3,5 0,07 0,06
17:00 4,5 19,0 3,0 0,03 0,02
18:00 4,5 19,0 4,8 0,02 0,02
19:00 4,3 19,0 5,5 0,02 0,06
20:00 4,3 19,0 6,8 0,11 0,07
21:00 4,0 19,0 5,8 0,05 0,02
2006-09-08 11:45 4,5
2006-09-13 10:30 6,5
11:40 6,0
13:10 6,0
13:50 6,0
14:45 6,3

Bilaga 7
Data från nitratanalyser på stickprover i försedimenteringsbassängen utförda på Duvbackens
reningsverk under perioden juni till augusti 2006.
Provtagningspunkter:
F-sed : Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
Anaerob: Slutet på anaerob linje 1
Aerob 1: Slutet på aerob luftningszon 1 linje 1
Aerob 3: Slutet på aerob luftningszon 3 linje 6
Filtrerade prover
NO3-N (mg/l)
Datum Tid F-sed Anaerob Aerob 1 Aerob 3
2006-05-23 07:30 2,1 0,3
09:50 1,7 0,4
11:25 1,0 0,3
13:25 0,8 0,7
15:05 1,3 0,8
2006-05-29 08:00 0,7 0,4
10:25 1,2 0,6
13:30 0,5 0,3
2006-05-31 07:10 1,7 0,3 0,3
08:05 1,2 0,7
09:35 1,6 0,4
10:40 1,6 0,2
11:15 0,9 0,5
11:50 0,8 0,5
13:50 1,6 0,3
14:50 0,7 0,1
15:35 0,5 0,3
16:15 0,3 0,0
17:10 1,4 0,5
18:05 0,3 0,2
19:10 0,1 0,0
20:20 0,5 0,1
21:00 0,9 0,0 0,0
2006-06-01 11:40 1,1 0,3
13:30 0,9 0,5
2006-06-02 07:45 0,9 0,4
08:35 0,9 0,5
10:10 1,6 0,4
11:45 1,3 0,5
13:45 0,7 0,6
2006-06-09 07:35 0,6 0,4 0,5
10:10 0,9 0,3
10:50 0,5 0,3
11:45 0,5 0,6
13:15 0,9 0,5
14:00 0,4 0,2
14:30 0,5 0,3

Bilaga 7
2006-06-12 07:35 2,4 0,3 0,3
08:35 1,0 0,6
10:00 0,3 0,4
11:05 0,6 0,7
11:50 0,4 0,3
13:25 0,4 0,5
2006-06-13 07:50 0,3 0,4 0,6
09:50 0,7 0,3
14:10 0,6 0,7
2006-06-14 07:30 0,4 0,4 0,5
08:30 0,6 0,8
09:50 0,6 0,5
14:40 0,5 0,8
2006-06-16 07:30 0,2 0,3 0,4
10:40 0,3 0,3
11:20 0,3 0,3 0,2
13:40 0,7 0,8
2006-06-19 08:15 0,3 0,4 0,5
10:10 0,4 0,4
11:10 0,5 0,5
12:05 0,3 0,4 0,5
13:35 0,7 0,5
14:35 0,7 0,3 0,5
2006-07-05 08:15 0,2 0,2 0,3
10:45 0,4 0,4 0,6
13:45 0,4 0,2 0,1
2006-07-06 08:00 0,5 0,3 0,4
10:45 0,4 0,3 0,4
13:55 0,5 0,3 0,3
2006-07-07 08:00 0,3 0,3 0,6
10:30 0,2 0,4 0,3
11:30 0,5 0,6 0,6
2006-07-12 08:45 0,6 0,6 0,6
10:30 0,5 0,3 0,6
13:55 0,7 0,5 0,5
2006-07-13 07:55 0,4 0,4 0,5
09:55 0,7 0,5 0,6
11:15 0,6 0,7 0,7
13:50 0,6 0,6 0,7
15:25 0,3 0,4 0,3
17:10 0,6 0,3 0,2
19:00 0,7 0,0 0,1
20:30 0,6 0,0 0,0
2006-08-01 07:00 0,4 0,4 0,2
08:00 0,4 0,5 0,9
09:00 0,7 0,8 0,8
11:00 0,4 0,4 0,6
12:00 0,4 0,6 0,7
13:00 0,5 0,4 0,7
14:00 0,5 0,5 0,6
15:00 0,5 0,7 0,5
16:00 0,3 0,3 0,2
17:00 0,4 0,3 0,2
18:00 0,3 0,3 0,5

Bilaga 7
19:00 0,2 0,0 0,2
20:00 0,6 0,4 0,7
21:00 0,1 0,0 0,1
2006-08-14 07:00 0,5 0,6 1,0
08:00 1,3 0,7 0,9
09:00 1,3 0,6 0,7
10:00 0,4 0,4 0,6
11:00 0,8 0,7 0,8
12:00 0,7 0,8 0,9
13:00 0,2 0,3 0,4
14:00 0,5 0,5 0,9
15:00 0,5 0,5 0,4
16:00 0,7 0,4 0,5
17:00 0,3 0,2 0,4
18:00 0,1 0,0 0,3
19:00 0,2 0,3 0,4
20:00 0,3 0,2 0,6
21:00 0,2 0,0 0,3
2006-09-06 07:00 0,6 0,4 0,8
08:00 0,8 0,7 0,7
09:00 1,0 0,5 0,5
10:00 0,6 0,5 0,6 0,7
11:00 0,6 0,4 0,6 0,7
12:00 1,6 0,3 0,6 1,0
13:00 0,5 0,3 0,4 0,5
14:00 0,5 0,4 0,4 0,7
15:00 0,7 0,5 0,4 0,5
16:00 4,6 0,2 0,3 0,6
17:00 3,2 0,2 0,4 0,7
18:00 2,0 0,2 0,3 0,5
19:00 0,6 0,1 0,2 0,2
20:00 0,6 0,1 0,3 0,6
21:00 1,0 0,1 0,0 0,0

Bilaga 8
Data från COD analyser på stickprover i försedimenteringsbassängen utförda på Duvbackens
reningsverk under perioden juni till augusti 2006.
Provtagningspunkter:
F-sed 1: Efter sandfång
F-sed 3: Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
F avser filtrerade prover
COD (mg/l)
Datum Tid F-sed 1 F-sed 1 F F-sed 3 F-sed 3 F
2006-06-21 07:30 251 110 217 101
08:30 453 270 198 96,8
10:00 466 103 218 127
11:10 454 122 266 159
13:30 495 240 283 146
14:15 436 169 315 168
2006-07-12 08:45 333 206
10:30 270 192
13:55 322 209
2006-07-13 07:55 495 358 229 183
09:55 572 206 283 205
11:15 697 426 324 237
13:50 581 191 471 324
15:25 1070 520 398 281
17:10 892 547 494 91,2
19:00 808 469 592 419
20:30 1053 476 571 417
2006-08-01 07:00 245 159
08:00 283 156
09:00 268 159
11:00 197 127
12:00 229 140
13:00 336 139
14:00 253 112
15:00 263 116
16:00 262 133
17:00 251 136
18:00 252 137
19:00 244 132
20:00 214 111
21:00 232 116
2006-08-14 07:00 224 142
08:00 167 99,5
09:00 177 88,1
10:00 151 87,2
11:00 196 104
12:00 214 115
13:00 222 124
14:00 311 161
15:00 399 192
16:00 361 177

Bilaga 8
17:00 350 203
18:00 391 213
19:00 378 229
20:00 370 239
21:00 355 240
2006-08-16 07:00 320 115 145 95,1
08:00 553 98,5 174 101
10:00 650 324 170 96,6
11:00 521 96,8 260 165
12:00 539 229 312 251
2006-08-30 08:00 458 236 301 194
10:00 392 156 344 204
11:00 641 196 323 202
13:00 816 205 302 185
14:00 816 367 317 200

Bilaga 9
Data från TOC analyser på stickprover i försedimenteringsbassängen utförda på Duvbackens
reningsverk under perioden maj till oktober 2006.
Provtagningspunkter:
F-sed 1: Efter sandfång
F-sed 3: Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
F avser filtrerade prover
TOC (mg/l)
Datum Tid F-sed 1 F-sed 1 F F-sed 3 F-sed 3 F
2006-06-21 07:30 60,5 36,0 52,3 30,3
08:30 80,3 54,7 30,4 19,7
10:00 58,3 22,7 31,1 24,6
11:10 75,9 28,8 42,6 28,8
13:30 78,3 36,6 45,5 27,8
14:15 69,0 29,6 52,5 28,8
2006-07-12 08:45 66,5 39,4
10:30 50,5 33,9
13:55 63,4
2006-07-13 07:55 92,9 72,1 35,0 33,2
09:55 70,3 43,8 45,8 42,9
11:15 118,0 81,1 62,6 45,7
13:50 91,6 45,0 83,5 54,3
15:25 163,0 87,1 72,3 45,5
17:10 158,0 101,0 88,1 27,1
19:00 142,0 80,3 107,0 62,6
20:30 156,0 74,0 112,0 62,5
2006-08-01 07:00 71,5 48,2
08:00 80,8 48,1
09:00 73,2 46,0
11:00 52,0 39,4
12:00 66,4 44,9
13:00 78,4 44,0
14:00 61,9 33,3
15:00 62,4 34,3
16:00 57,0 37,9
17:00 55,6 38,7
18:00 57,0 38,2
19:00 57,2 43,8
20:00 51,8 35,1
21:00 51,6 32,9
2006-08-14 07:00 64,5 41,9
08:00 45,6 29,7
09:00 43,9 26,0
10:00 37,9 26,8
11:00 48,6 32,9
12:00 52,9 34,1
13:00 60,2 40,5
14:00 74,7 48,7
15:00 88,6 53,5
16:00 86,9 51,4

Bilaga 9
17:00 85,1 55,5
18:00 91,7 64,5
19:00 92,5 70,9
20:00 94,5 70,7
21:00 91,4 77,1
2006-08-30 08:00 131,0 82,7 85,1 62,0
10:00 98,7 50,7 104,0 68,2
11:00 131,0 66,0 87,4 69,2
13:00 173,0 66,7 85,1 63,8
14:00 182,0 119,0 89,1 64,8
2006-09-06 07:00 86,1
08:00 121,0 93,7
09:00 158,0 141,0
10:00 128,0 113,0
11:00 111,0 94,3
12:00 100,0 93,4
13:00 99,1 81,8
14:00 95,6 85,8
15:00 101,0 86,7
16:00 125,0 106,0
17:00 134,0 103,0
18:00 107,0 68,1
19:00 102,0 69,6
20:00 92,7 65,3
21:00 84,4 69,3
2006-09-13 07:20 88,0 51,3
08:30 92,8 52,1
09:35 105,0 48,5
10:30 109,0 41,8 72,3 46,7
11:40 156,0 87,4 62,4 55,2
13:10 85,7 65,0
13:50 79,9 70,2
14:45 92,2 73,0
2006-09-18 10:05 84,2 53,5
12:05 94,7 61,9
13:20 119,0 71,7
14:40 133,0 82,2
15:30 129,0 83,9
2006-09-19 08:00 92,8 67,6
13:20 115,0 52,7
14:25 134,0 51,7
15:30 150,0 82,7
2006-09-20 07:35 121,0 70,8 108,0 82,1
09:45 120,0 62,0
13:45 127,0 74,0
15:40 141,0 88,4
2006-09-21 07:30 142,0 91,0 100,0 74,7
09:50 155,0 90,8
11:25 134,0 83,7
13:45 186,0 82,2
2006-09-22 07:20 133,0 81,9 92,1 67,2
10:55 117,0 73,3
14:20 146,0 87,3

Bilaga 9
2006-09-25 10:00 116,0 49,2 67,1 44,5
12:15 128,0 70,6
16:10 115,0 78,5
2006-10-03 07:10 110,0 71,0 88,7 64,2
11:10 221,0 129,0
14:05 228,0 146,0
15:05 217,0 131,0
2006-10-04 08:25 205,0 126,0 111,0 85,7
10:25 295,0 116,0
2006-10-05 07:15 112,0 55,0 50,7 54,4
13:30 97,0 47,3
2006-10-06 10:20 131,0 85,1 98,8 87,0

Bilaga 10
Data från totalfosforanalyser på stickprover i försedimenteringsbassängen utförda på
Duvbackens reningsverk under perioden juni till augusti 2006.
Provtagningspunkter:
F-sed 1: Efter sandfång
F-sed 3: Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
F avser filtrerade prover
Tot-P (mg/l)
Datum Tid F-sed 1 F-sed 1 F F-sed 3 F-sed 3 F COD/tot-P
2006-08-01 07:00 7,5 6,0 32,67
08:00 7,3 6,3 39,03
09:00 7,5 6,0 35,73
11:00 7,5 6,5 26,27
12:00 8,3 6,8 27,76
13:00 9,3 7,5 36,32
14:00 8,8 7,0 28,91
15:00 9,0 7,5 29,22
16:00 9,0 7,3 29,11
17:00 8,8 7,5 28,69
18:00 8,8 7,5 28,80
19:00 10,3 8,0 23,80
20:00 9,8 8,5 21,95
21:00 8,5
2006-08-14 07:00 5,8 5,3 38,96
08:00 5,3 4,3 31,81
09:00 5,5 4,5 32,18
10:00 5,8 4,5 26,26
11:00 6,3 5,0 31,36
12:00 6,8 5,5 31,70
13:00 7,3 6,5 30,62
14:00 7,3 6,8 42,90
15:00 8,5 7,0 46,94
16:00 8,3 6,8 43,76
17:00 8,3 6,5 42,42
18:00 8,0 6,8 48,88
19:00 8,3 6,0 45,82
20:00 8,0 6,3 46,25
21:00 8,0 6,5 44,38
2006-08-16 07:00 8,0 6,3 9,3 8,0 15,68
08:00 17,0 7,8 8,8 7,8 19,89
10:00 7,0 5,8 8,0 7,5 21,25
11:00 8,5 6,5 8,0 7,0 32,50
12:00 9,3 6,0 7,8 6,8 40,26
2006-08-30 08:00 6,5 3,3 5,5 3,8 54,73
10:00 7,8 4,5 6,8 3,5 50,96
11:00 8,5 4,8 5,0 4,3 64,60
13:00 16,8 8,0 6,0 4,5 50,33
14:00 9,5 6,5 7,0 5,5 45,29
2006-09-13 07:20 10,5 8,0
08:30 7,5 7,3

Bilaga 10
09:35 11,8 6,5
10:30 11,5 7,5 7,8 7,8
11:40 10,5 6,8 7,8 7,0
13:10 8,0 7,0
13:50 8,0 7,3
14:45 8,8 7,3

Bilaga 11
Data från fosforsläpps- samt upptagsanalyser på stickprov av slam i slutet av anaerob
luftningszon 3 utförda på Duvbackens reningsverk under perioden augusti till september
2006.
2006-08-29
Löst P
Period Tid (min) Syrehalt (mg PO4P/l) (mg P/g VSS) SS (g/l) GF (%)
2. Anaerobt Före start 0,00 0,02 0,01 2,679 80,5
NaAc tillsatt 0,00 2,50 1,20
15 0,00 5,50 2,64
30 0,00 10,50 5,05
45 0,00 15,00 7,21
60 0,00 18,75 9,01
75 0,00 21,25 10,22
90 0,00 23,75 11,42
105 0,00 25,00 12,02
120 0,00 26,25 12,62
135 0,00 27,50 13,22
150 0,00 26,25 12,62
165 0,00 26,25 12,62
180 0,00 26,25 12,62
3. Aerobt 15 3,90 20,00 9,62
30 4,50 15,00 7,21
45 5,50 12,00 5,77
60 6,40 9,50 4,57
75 4,70 5,50 2,64
90 5,90 3,00 1,44
105 6,90 1,38 0,66
120 7,00 0,65 0,31
135 6,90 0,48 0,23
150 7,30 0,48 0,23
165 7,40 0,35 0,17
180 7,40 0,45 0,22 2,48 80,8
2006-08-30
Löst P
Period Tid (min) Syrehalt
(mg PO4P/l) (mg P/ g
VSS) SS(g/l) GF (%)
2. Anaerobt Före start 0,00 0,02 0,01 2,5 80,96
NaAc tillsatt 0,00 7,00 3,39
15 0,00 13,00 6,30
30 0,00 16,00 7,75
45 0,00 20,00 9,69
60 0,00 20,00 9,69
75 0,00 24,00 11,62
90 0,00 24,00 11,62
105 0,00 26,00 12,59
120 0,00 27,00 13,08

Bilaga 11
135 0,00 28,00 13,56
150 0,00 28,00 13,56
165 0,00 28,00 13,56
180 0,00 28,00 13,56
3. Aerobt 15 1,60 24,00 11,62
30 6,10 18,00 8,72
45 6,30 13,00 6,30
60 6,30 8,50 4,12
75 6,40 6,00 2,91
90 6,50 4,00 1,94
105 6,60 2,50 1,21
120 6,70 1,75 0,85
135 6,90 1,25 0,61
150 7,00 0,88 0,43
165 6,70 0,60 0,29
180 6,70 0,45 0,22 2,635 79,94
2006-09-06
Löst P
Period Tid (min) Syrehalt (mg PO4P/l) (mg P/ g VSS) SS (g/l) GF (%)
Anaerobt Före start 0,00 0,02 0,01 2,676 80
NaAc tillsatt 0,01 1,50 0,58
15 0,00 8,50 3,27
30 0,00 13,00 5,00
45 0,00 20,00 7,69
60 0,00 26,00 10,00
75 0,00 28,00 10,77
90 0,00 32,00 12,31
105 0,00 34,00 13,08
120 0,00 36,00 13,85
135 0,00 36,00 13,85
150 0,00 38,00 14,62
165 0,00 38,00 14,62
180 0,00 42,00 16,15
Aerobt 15 3,90 32,00 12,31
30 4,50 24,00 9,23
45 5,50 22,00 8,46
60 6,40 19,00 7,31
75 4,70 15,00 5,77
90 5,90 12,00 4,62
105 6,90 10,00 3,85
120 7,00 7,00 2,69
135 6,90 5,00 1,92
150 7,30 3,50 1,35
165 7,40 3,00 1,15
180 7,40 2,50 0,96 2,48 80

2006-10-31
Bilaga 11
Löst P
Tid Syrehalt
VFA
Period (min) (mg O2/l) pH (mg/l) (mg/l) (mg/g VSS) P/VFA SS (g/l) GF (%)
Anaerobt Före start 0,00 7,70 0,04 0,02 2,61 79,7
NaAc tillsatt 0,00 7,70 6,00 2,86
15 0,00 7,80 221,4 8,50 4,05 0,04
30 0,10 7,80 197,8 15,00 7,14 0,08
45 0,00 7,60 198,4 26,25 12,50 0,13
60 0,00 7,50 184,8 28,75 13,69 0,16
75 0,00 7,50 180,0 35,00 16,67 0,19
90 0,00 7,40 164,9 42,50 20,24 0,26
105 0,00 7,40 162,7 37,50 17,86 0,23
120 0,00 7,40 161,5 40,00 19,05 0,25
135 0,00 7,40 159,0 37,50 17,86 0,24
150 0,00 7,40 144,2 40,00 19,05 0,28
165 0,00 7,40 147,7 40,00 19,05 0,27
180 0,00 7,40 146,1 42,50 20,24 0,29
Aerobt 15 4,50 7,70 32,50 15,48
30 5,10 8,30 23,75 11,31
45 21,30 10,14
60 17,50 8,33
75 13,75 6,55
90 11,50 5,48
105 9,00 4,29
120 6,30 8,60 7,50 3,57
135 6,25 2,98
150 5,25 2,50
165 7,00 8,50 4,75 2,26
180 7,00 4,25 2,02 2,6 81,2

Bilaga 12
Data från VFA-analyser på stickprover i försedimenteringsbassängen utförda på Duvbackens
reningsverk under perioden maj till augusti 2006.
Provtagningspunkter:
1) Sandfånget
2) Början av försedimenteringsbassäng linje 1
3) Slutet av försedimenteringsbassäng linje 1
VFA (mg HAc/l)
Susp Alkalinitet VFA
Prov Datum Klockslag (mg/l) pH (mg CaCO3/l) (mg HAc/l)
1 2006-06-20 07:30 104 7,44 229 30,7
2 07:30 142 7,26 238 32,3
3 07:30 66 7,36 247 34,3
1 08:30 95 7,39 239 26,0
2 08:30 111 7,26 234 30,0
3 08:30 62 7,33 243 32,0
1 10:00 206 7,75 286 25,0
2 10:00 185 7,63 275 27,9
3 10:00 56 7,36 243 24,1
1 11:10 207 7,67 299 29,9
2 11:10 245 7,59 318 34,4
3 11:10 68 7,37 248 26,6
1 13:30 169 7,63 292 38,9
2 13:30 358 7,58 279 33,3
3 13:30 260 7,58 279 27,4
1 14:15 164 7,58 297 38,7
2 14:15 306 7,51 298 39,7
3 14:15 81 7,47 284 32,9
1 2006-07-10 08:10 166 7,49 315 11,6
2 08:10 167 7,51 293 10,9
3 08:10 65 7,45 297 36,6
1 09:40 197 7,53 280 30,2
2 09:40 196 7,44 274 25,4
3 09:40 91 7,43 297 33,4
1 11:00 215 7,58 267 28,4
2 11:00 436 7,45 267 42,4
3 11:00 83 7,43 288 36,0
1 12:00 248 7,43 277 38,9
2 12:00 381 7,49 252 33,4
3 12:00 71 7,33 279 33,0
1 13:30 488 7,51 274 47,4
2 13:30 276 7,44 264 39,9
3 13:30 95 7,45 258 34,0
1 14:30 300 7,49 240 51,5
2 14:30 245 7,43 272 40,6
3 14:30 79 7,53 266 41,0
1 2006-07-13 07:55 122 7,53 285 26,8
2 07:55 106 7,50 281 24,2
3 07:55 47 7,47 290 33,8
1 09:55 163 7,62 261 21,4
2 09:55 262 7,44 287 24,6

Bilaga 12
3 09:55 50 7,44 299 32,1
1 11:15 236 7,47 252 38,9
2 11:15 145 7,50 282 36,0
3 11:15 65 7,43 301 30,9
1 13:50 284 7,49 291 40,9
2 13:50 1230 7,46 284 58,2
3 13:50 99 7,42 256 44,9
1 15:25 337 7,50 279 56,3
2 15:25 423 7,39 270 54,1
3 15:25 89 7,43 263 53,1
1 17:10 153 7,37 280 52,2
2 17:10 245 7,37 273 60,7
3 17:10 158 7,33 280 47,8
1 19:00 208 7,42 282 47,3
2 19:00 303 7,34 264 46,5
3 19:00 94 7,43 261 53,5
1 20:30 287 7,36 285 59,0
2 20:30 166 7,36 284 63,0
3 20:30 74 7,25 257 61,2
1 2006-08-16 07:00 134 7,54 250 31,5
2 07:00 123 7,29 252 31,3
3 07:00 48 7,37 253 22,7
1 08:00 371 7,4 252 24,2
2 08:00 356 7,38 250 23,8
3 08:00 79 7,31 251 12,6
1 10:00 211 7,53 266 25,9
2 10:00 161 7,33 252 20,7
3 10:00 63 7,33 253 18,8
1 11:00 217 7,65 266 29,8
2 11:00 206 7,5 272 24,9
3 11:00 76 7,33 253 22,3
1 12:00 194 7,45 263 19,3
2 12:00 200 7,35 265 31,7
3 12:00 78 7,34 253 28,3
1 2006-08-30 08:00 170 7,28 237 22,9
2 08:00 213 7,16 223 31,0
3 08:00 73 7,27 235 36,4
1 10:00 230 7,60 271 17,8
2 10:00 214 7,40 266 15,6
3 10:00 60 7,23 213 33,8
1 11:00 296 7,45 270 33,9
2 11:00 224 7,33 261 34,5
3 11:00 73 7,20 240 29,3
1 13:00 200 7,32 275 57,2
2 13:00 350 7,37 276 44,7
3 13:00 123 7,28 251 33,9
1 14:00 419 7,39 304 44,7
2 14:00 294 7,34 290 38,5
3 14:00 175 7,31 269 34,4
1 2006-09-13 07:20 190 7,33 257 31,5
2 07:20 496 7,16 262 65,9
1 08:30 165 7,33 273 21,6
2 08:30 243 7,21 270 35,5
1 09:35 254 7,41 283 28,6

Bilaga 12
2 09:35 362 7,30 286 25,1
1 10:30 322 7,44 297 38,3
2 10:30 340 7,30 291 41,1
3 10:30 70 7,35 309 33,7
1 11:40 285 7,40 306 40,6
2 11:40 327 7,25 290 46,4
3 11:40 75 7,25 267 32,0
3 13:10 80 7,25 294 42,8
3 13:50 83 7,29 285 32,2
3 14:45 129 7,24 289,5 50,2

Bilaga 13
Datum 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31
Jun Utgående P-halt >0,5 mg/l × × × ×? ×? ×? × × × × ×? ×? ×? ×? ×? ×? × × × ×
Syrehalt aerob 1 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 2 < 0,5 mg/l × × × × × × ×
Kemikaliedosering × × × × × × × × × × × × × × × ×
Jul Utgående P-halt >0,5 mg/l × × × × × × × × ×? × ×? × × ×
Syrehalt aerob 1 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 2 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × × × × × ×
Kemikaliedosering × × × × × × × × × × × × × ×
Aug Utgående P-halt >0,5 mg/l × × ×? × × × × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 1 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 2 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × ×
Kemikaliedosering × × × × × × × × × × × × × × × ×
Sep Utgående P-halt >0,5 mg/l × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 1 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 2 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × ×
Kemikaliedosering × × × × × × × ×
Okt Utgående P-halt >0,5 mg/l × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 1 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × ×
Syrehalt aerob 2 < 0,5 mg/l × × × × × × × × × × × × × × × × × × × ×
Kemikaliedosering × × × × × × × × ×
Kritisk syrenivå i aerob 1 och 2 följt av förhöjt utsläppsvärde av P.
Kritisk syrenivå i aerob 1 eller 2 följt av förhöjt utsläppsvärde av P.
? Förhöjt utsläppsvärde av P som inte kan förklaras med låga syrenivåer.

Bilaga 14
Data från COD analyser på samlade timmprover i försedimenteringsbassängen utförda på
Duvbackens reningsverk september 2006
Provtagningspunkt:
Slutet av försedimenteringen
Ofiltrerade prover
Datum
Tid 06-10-04 06-10-05 06-10-06 06-10-07 06-10-09 06-10-10 06-10-11 06-10-12
00:00 375 434 212 363 347
00:30 379 212 363 347
01:00 379 197 372 361
01:30 387 197 372 361
02:00 387 224 371 363
02:30 381 224 371 363
03:00 381 218 382 345
03:30 377 218 382 345
04:00 377 201 377 347
04:30 459 201 377 347
05:00 459 159 379 327
05:30 369 159 379 327
06:00 369 161 387 313
06:30 370 161 387 313
07:00 370 159 468 300
07:30 409 159 468 300
08:00 409 181 502 291
08:30 404 181 502 291
09:00 404 147 246 406
09:30 403 147 246 406
10:00 403 137 272 516 267
10:30 353 137 272 516 267
11:00 353 280 318 271
11:30 248 280 318 271
12:00 248 154 282 308 288
12:30 268 403 154 282 308 288
13:00 268 403 165 351 422 229
13:30 328 378 165 351 422 229
14:00 328 378 211 346 390 319
14:30 329 381 211 346 390 319
15:00 329 381 206 395 315 308
15:30 407 421 206 395 315 308
16:00 407 421 208 465 352 300
16:30 449 445 208 465 352 300
17:00 449 445 200 437 419 279
17:30 427 450 200 437 419 279
18:00 427 450 256 391 384 298
18:30 374 463 256 391 384 298
19:00 374 463 245 379 372 320
19:30 377 458 245 379 372 320
20:00 377 458 201 385 356 370
20:30 356 415 201 385 356 370

Bilaga 14
21:00 356 415 192 395 351 389
21:30 375 512 192 395 351 389
22:00 375 512 183 382 341 390
22:30 392 474 183 382 341 390
23:00 392 474 204 364 344 387
23:30 375 434 204 364 344 387
Datum
Tid 06-10-13 06-10-14 06-10-15 06-10-16 06-10-17 06-10-18 06-10-19 06-10-20
00:00 383 360 297 390 370 352 393
00:30 383 342 310 403 349 354 408
01:00 393 342 310 403 349 354 408
01:30 393 365 299 387 336 369 392
02:00 453 365 299 387 336 369 392
02:30 453 362 325 460 315 387 375
03:00 570 362 325 460 315 387 375
03:30 570 342 304 408 313 382 352
04:00 588 342 304 408 313 382 352
04:30 588 385 270 423 320 446 341
05:00 441 385 270 423 320 446 341
05:30 441 461 269 395 303 377 334
06:00 394 461 269 395 303 377 334
06:30 394 502 257 398 289 346 327
07:00 458 502 257 398 289 346 327
07:30 458 448 272 368 319 326 343
08:00 513 448 272 368 319 326 343
08:30 513 406 255 381 307 336 358
09:00 475 406 255 381 307 336 358
09:30 475 454 229 433 275 349 337
10:00 438 454 299 433 275 349 337
10:30 438 311 249 462 329 426 379 317
11:00 374 311 249 462 329 426 379 317
11:30 374 263 239 417 356 390 397 304
12:00 407 263 239 417 356 390 397 304
12:30 407 445 240 414 336 380 474 377
13:00 400 445 240 414 336 380 474 377
13:30 400 477 271 542 384 398 571 427
14:00 477 271 542 384 398 571 427
14:30 362 331 544 334 528 408
15:00 362 331 544 334 528 408
15:30 384 337 286 373 316 552 447
16:00 384 337 286 373 316 552 447
16:30 370 308 277 326 337 492 592
17:00 370 308 277 326 337 492 592
17:30 366 290 359 331 358 468 681
18:00 366 290 359 331 358 468 681
18:30 340 331 361 333 353 415 611
19:00 340 331 361 333 353 415 611
19:30 374 387 375 318 318 401 521
20:00 374 387 375 318 318 401 521
20:30 344 364 389 350 318 445 495
21:00 344 364 389 350 318 445 495

Bilaga 14
21:30 313 312 394 330 337 444 547
22:00 313 312 394 330 337 444 547
22:30 378 313 397 332 327 421 465
23:00 378 313 397 332 327 421 465
23:30 360 297 390 370 352 393 390
Datum
Tid 06-10-21 06-10-23 06-10-24 06-10-25 06-10-26 06-10-27 06-10-28
00:00 390 218 278 185 271
00:30 489 218 218 157 271
01:00 489 214 218 157 222
01:30 331 214 201 152 222
02:00 331 190 201 152 196
02:30 363 190 162 152 196
03:00 363 187 162 152 209
03:30 355 187 166 128 209
04:00 355 145 166 128 213
04:30 319 145 146 114 213
05:00 319 133 146 114 214
05:30 264 133 124 105 214
06:00 264 126 124 105 191
06:30 171 126 137 122 191
07:00 171 143 137 122 223
07:30 161 143 175 130 223
08:00 161 255 175 130 216
08:30 144 255 158 148 216
09:00 144 200 158 148 169
09:30 193 200 160 138 169
10:00 193 206 160 138 232
10:30 206 351 147 232
11:00 241 351 147 288
11:30 241 283 194 288
12:00 253 283 194 312
12:30 253 290 203 312
13:00 318 290 203 285
13:30 318 352 180 285
14:00 352 352 180 277
14:30 352 332 204 277
15:00 338 332 204 297
15:30 338 301 198 297
16:00 331 301 198 302
16:30 331 277 277 302
17:00 326 277 277 305
17:30 326 302 239 305
18:00 318 302 239 377
18:30 318 272 189 377
19:00 344 272 189 356
19:30 344 260 164 356
20:00 380 260 164 275
20:30 380 247 166 275
21:00 329 247 166 264

Bilaga 14
21:30 329 282 199 264
22:00 287 282 199 266
22:30 287 291 196 266
23:00 271 291 196 221
23:30 271 278 185 221

Bilaga 15
Data från totalfosfor och fosfatfosfor analyser på veckoprover samt dygnsprover från
internbelastning och rejekt utförda på Duvbackens reningsverk under perioden juni till
november 2006.
Provtagningspunkter:
Veckoprov på rejekt från centrifug samt dygnsprov på internbelastning från primär samt
sekundärslamsförtjockare.
Internbelastning
Fosfor (mg/l) dygnsprov
Datum tot-P ofilt. tot-P filt. PO4-P filt.
2006-08-07 50 40 stickprov
2006-08-08 57,5 27,5
2006-08-09 65 32,5
2006-08-10 45 30
2006-08-11 47,5 27,5
2006-08-14 50
2006-08-15 50
2006-08-16 65
2006-08-17 49 14,5
2006-08-25 75 62,5
2006-08-28 22,5 45
2006-09-07 60 45
2006-09-08 55 41
2006-09-13 92,5 75 75
2006-09-14 132,5
Rejekt
Vecka tot-P filt. (mg/l)
Jun v. 23 500
Jun v. 24 175
Jun v. 26 170
Aug v. 32 200
Aug v. 33 225
Aug v. 34 175
Aug v. 35 188
Sep v. 36 87,5
Sep v. 37 137,5
Sep v. 38 155
Sep v. 39 213
Okt v. 40 256
Okt v. 41 219
Okt v. 42 238
Okt v. 43 163
Nov v. 45 312

Beräkning av slamålder:
S
d
V ⋅ SS m
=
Q ⋅ SS
ö
ö
Bilaga 16
Sd = Slamålder (dygn)
V = Luftningsbassängens volym
Qö = Överskottsslamflöde (m 3 /d)
SSm = Medelslamhalt i luftningsbassängen (kg SS/m 3 )
SSö = Slamhalt i överskottsslammet (kg SS/m 3 )