Slamhygienisering med Kemicond på Käppalaverket - Svenskt Vatten

Slamhygienisering med
Kemicond på Käppalaverket
Joakim Faxå
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik
Institutionen för kemiteknik, LTH
Examensarbete 2011

Slamhygienisering med Kemicond på
Käppalaverket
Examensarbete nummer: 2011-03
av
Joakim Faxå
Handledare LTH: Karin Jönsson
Handledare WSP: Sofia Billvik
Examinator: Jes la Cour Jansen
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik
Institutionen för Kemiteknik
Lunds Universitet
Juni 2010
Bild på framsida: Bild från vänster till höger: råslam, syrabehandlat slam samt väteperoxid- och
polymerbehandlat slam. Foto: Joakim Faxå.
Postadress Besöksadress Telefon
P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85
SE-221 00 Lund, Sweden +46 46-222 00 00
Webbadress
Fax
www.vateknik.lth.se +46 46-222 45 26

Sammanfattning
Käppalaförbundet ansvarar för rening av avloppsvatten från 11 medlemskommuner.
Förbundet driver för det ändamålet Käppalaverket, beläget i Lidingö. Vid Käppalaverket
används en slamkonditioneringsmetod kallad Kemicond för att förbättra det i verket bildade
slammets avvattningsegenskaper. Käppala har utvärderat konditioneringsprocessen under en
längre tid och utför i dagsläget Kemicondbehandlingen i fyra stycken satsreaktorer. Varje
satsreaktor efterföljs av en kolvfilterpress. Med den här processutformningen har verket
halverat volymen av det slam som transporteras från verket.
Enligt utkast till uppdaterat EG-direktiv för spridning av slam till åkermark och en ny Svensk
slamförordning förväntas specifika krav på utformning av slamhanteringen och hygieniska
krav på färdigbehandlat slam. Ingen av processerna i den föreslagna svenska
slamförordningen används i dagsläget på Käppalaverket, varför slamhanteringsprocessen
måste förändras om Käppalaförbundet vill fortsätta sprida slammet till produktiv mark. Den
föreslagna svenska förordningen innehåller dock en öppning för att alternativa
hygieniseringsprocesser skall kunna godkännas.
Kemicondprocessen har i preliminära försök påvisats ha en hygieniserande verkan på
avloppsslam och är även godkänd som behandlingsmetod för framställande av
jordförbättringsmedel av avloppsslam i Finland.
Detta examensarbete utvärderar möjligheterna för Kemicond att bli godkänd som alternativ
hygieniseringsmetod enligt det uppdaterade EG-direktivet och den nya slamförordningen.
Utvärderingen skedde genom en litteraturundersökning av föreslagna krav som berör Sverige
och redan implementerade regler i andra länder. En laborationsundersökning utfördes också
för att undersöka om konditioneringsmetoden kan hygienisera slammet enligt de föreslagna
indikatororganismernas gränsvärden.
Laboratorieundersökningen visade att Kemicondprocessen kan hygienisera slam enligt de
föreslagna indikatororganismers gränsvärden. Krav på driftkontroll och driftsäkerhet tros
uppnås varför Kemicondprocessen bör kunna ses som ekvivalent med föreslagna
hygieniseringsmetoder enligt den förväntade svenska slamförordningen.
Förändring i driften av Kemicondprocessen för att säkerställa den hygieniserande verkan tros
inte påverka slammets avvattningsbarhet i någon större utsträckning.

Summary
The Käppala association is responsible for treating the sewage water of the 11 municipalities
that are members of the association. For this cause the association operates the Käppala
wastewater treatment plant (WWTP) located in Lidingö. At the plant the association uses a
sludge conditioning process called Kemicond to enhance the dewaterability of the produced
sludge. The Käppala WWTP has thoroughly evaluated the conditioning process and is
currently performing the process in four separate batch reactors. Each reactor is followed by a
hydraulic filter press. The full scale operation has decreased the final sludge volume by 50 %.
The European Commission is presently reviewing whether to update its current directive on
sewage sludge. The current draft suggests a tougher regulation regarding pathogen control.
The Swedish Environmental Protection Agency, Naturvårdsverket, has suggested a new
ordinance that is now under review. The ordinance suggests that all sludge used as fertilizer
should be hygienized by pre determined methods yielding sludge of a specific hygienic
quality. None of the suggested processes by Naturvårdsverket are used today at the Käppala
WWTP. The proposed Swedish ordinance however states that processes considered
equivalent to those suggested in the ordinance can be used as an alternative method for
pathogen control.
The Kemicond sludge conditioning process has in preliminary tests revealed hygienizating
effects on the sludge, making it possible to use as a method of pathogen control. The process
has been authorized as a method of pathogen control in Finland.
This Master thesis reviews the possibility for the Kemicond process to be approved as an
alternative method for pathogen control according to the expected new legislations. The
evaluation was performed by reviewing current and expected legislations and legislations in
other countries. Laboratory trials were performed to evaluate whether the process can
hygienize the sludge to meet the proposed limits of the indicator organisms.
The laboratory tests revealed that the Kemicond processes can lower the concentration of the
indicator organisms to levels below the proposed limits. The Kemicond process is thought to
be able to meet the demands on process control and stability. The process is thus regarded as
an equivalent to the proposed approved methods for pathogen control by Naturvårdsverket.

Förord
Denna rapport är resultatet av ett examensarbete inom civilingenjörsprogrammet
”Ekosystemteknik” vid Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik, institutionen för Kemiteknik,
Lunds Tekniska Högskola. Projektet har utförts som ett samarbete mellan Käppalaverket och
WSP Group.
Examensarbetet hade aldrig skett eller blivit slutfört utan hjälp från ett stort antal människor.
Jag skulle vilja börja med ett stort tack Anna Dahlman Petri på WSP Group för att hon gav
mig möjligheten att skriva mitt arbete under WSP Groups överseende. Ett stort tack till min
handledare Sofia Billvik på WSP Group för all hjälp och stöd när jag var som mest stressad.
Jag vill även passa på att tacka Käppalaverket för att de gav mig möjligheten att utföra arbetet
trots att ingen tid egentligen fanns för handledning. Jag vill tacka Torsten Palmgren och Peter
Hugmark för sin insikt och synpunkter på arbetet. Ett extra stort tack till Andreas Thunberg
för den stora hjälp och för att alltid varit kontaktbar för akuta frågor.
Jag vill tacka Dan Wilhelmson, Dervisa Karat, Maria Gustafsson, Adnan Skurlic och
Agnieszka Drawnel på Käppalaverkets laboratorium stort för att de hjälpt mig trots mina
konstanta frågor!
Vill även tacka Håkan Wiktorsson och Ingemar Karlsson på Kemira för hjälpen att hitta
bakgrundsmaterial och för den hjälp med sina tekniska kunskaper om processen.
Jag vill även tacka min handledare på LTH Karin Jönsson för hennes värdefulla stöd och den
hjälp hon gav mig.
Till sist vill jag tacka mina nära och kära för hjälp och allt stöd!
London, 2011-05-16
Joakim Faxå

Innehållsförteckning
1 Inledning ............................................................................................................................. 1
1.1 Problembeskrivning ..................................................................................................... 1
1.1.1 Frågeställningar .................................................................................................... 2
1.2 Syfte och mål ............................................................................................................... 2
2 Slam .................................................................................................................................... 3
2.1 Uppkomst av slam ....................................................................................................... 3
2.1.1 Primärslam ........................................................................................................... 3
2.1.2 Överskottslam/bioslam ......................................................................................... 3
2.1.3 Kemslam ............................................................................................................... 4
2.2 Slamkaraktär ................................................................................................................ 5
2.2.1 Vattenhalt ............................................................................................................. 5
2.2.2 Organiskt material ................................................................................................ 6
2.2.3 Näringsämnen ....................................................................................................... 6
2.2.4 Metaller ................................................................................................................ 6
2.2.5 Oönskade organiska ämnen .................................................................................. 6
2.2.6 Patogener .............................................................................................................. 7
2.3 Slamhantering .............................................................................................................. 9
2.3.1 Förtjockning ......................................................................................................... 9
2.3.2 Stabilisering ........................................................................................................ 10
2.3.3 Konditionering ................................................................................................... 10
2.3.4 Avvattning .......................................................................................................... 11
2.3.5 Hygienisering ..................................................................................................... 11
2.3.6 Nyttjande av slam ............................................................................................... 11
3 Miljömål med relevans för slamspridning ........................................................................ 13
4 Lagstiftning gällande slam ................................................................................................ 15
4.1 Gällande lagar ............................................................................................................ 15
4.1.1 EG-direktiv ......................................................................................................... 15
4.1.2 Det svenska regelverket ..................................................................................... 16
4.1.3 Övriga överenskommelser och certifieringar ..................................................... 18
4.2 Kommande regler ...................................................................................................... 19
4.2.1 EG-regler ............................................................................................................ 19
4.2.2 Svenska regler .................................................................................................... 20
4.3 Internationella erfarenheter ........................................................................................ 23
4.3.1 Storbritannien och Norge ................................................................................... 23
4.3.2 Finland ................................................................................................................ 23
4.3.3 USA .................................................................................................................... 24
5 Käppalaverket ................................................................................................................... 27
5.1 Vattenrening .............................................................................................................. 27
5.2 Slamhantering ............................................................................................................ 29
6 Kemicond .......................................................................................................................... 31
6.1 Kemicond på Käppalaverket ..................................................................................... 31
6.1.1 Processutformning .............................................................................................. 31

6.1.2 Drifterfarenhet .................................................................................................... 33
6.2.1 pH-sänkning ....................................................................................................... 34
6.2.2 Väteperoxidtillsats .............................................................................................. 35
6.2.3 Polymertillsats .................................................................................................... 40
6.3 Hygienisering ............................................................................................................. 40
7 Material och metod ........................................................................................................... 43
7.1 Provtagning ................................................................................................................ 43
7.2 Laboratorieförsök ...................................................................................................... 43
7.2.1 TS/GR ................................................................................................................. 43
7.2.2 Totaljärntest ........................................................................................................ 44
7.2.3 Kemicondförsök ................................................................................................. 44
7.2.4 Mikrobiologiska analyser ................................................................................... 46
7.2.5 Analys av järn(II) och ortofosfat ........................................................................ 48
7.2.6 Avvattning .......................................................................................................... 49
7.2.7 Rejektvatten ........................................................................................................ 51
7.3 Datakvalitet ................................................................................................................ 52
8 Resultat ............................................................................................................................. 53
8.1 Första försöksomgången - Kemiconds beroende av pH och H 2 O 2 -dos..................... 53
8.1.1 Hygienisering ..................................................................................................... 53
8.1.2 Avvattning .......................................................................................................... 56
8.1.3 Analys av rejektvatten ........................................................................................ 58
8.1.4 Ortofosfat och järn(II) ........................................................................................ 60
8.2 Andra försöksomgången – Verifiering av Kemiconds hygieniserande förmåga vid
pH

pH-meter ........................................................................................................................... 87
Reflektometer .................................................................................................................... 87
Järn(II) ............................................................................................................................ 88
Ortofosfat .......................................................................................................................... 89
Bilaga C. Resultatdata .......................................................................................................... 1

Förkortningar och enheter
AOP - Advanced oxidation processes
ATP - Adenosintrifosfat
BOD - Biochemical oxygen demand
CFU - Colony forming units
COD - Chemical oxygen demand
CST - Capillary suction time
CT - Koncentration disinfekteringsmedel multiplicerat med kontakttid
EPA - Environmental protection agency
EPS - Extracellulära polymera substanser
GR - Glödrest
HACCP - Hazard analysis and critical control points
MPN - Most probable number
NMKL - Nordisk Metodikkomité for Næringsmidler
PFU - Plaque forming units,
RPM - Rotations per minute
SS - Suspenderade substanser
SVA - Statens veterinärmedicinska anstalt
TS - Torrsubstans
TSA - Tryptic soy agar
TSC - Tryptose sulfite cycloserine agar
TSS - Total suspended solids
VRG - Violettröd-galla-agar
VS - Volatile solids

1 Inledning
Avloppsreningsverk bildar en näringsrik biprodukt kallad slam genom de processer som
används för rening av avloppsvatten. Denna biprodukt behandlas med diverse
slambehandlingsmetoder tills en avvattnad slutprodukt är redo för slutanvändning. Slammets
innehåll av näringsämnen har skapat ett intresse för att sprida slam till produktiv mark för att
sluta ett kretslopp för näringsämnena mellan stad och mark. Intresset kan sammanfattas med
riksdagens Miljökvalitetsmål nr 15, ”God bebyggd miljö”, som innehåller ett delmål
angående avfall där följande stycke om näringsämnet fosfor återfinns:
”senast år 2015 ska minst 60 procent av fosforföreningarna i avlopp återföras till produktiv
mark, varav minst hälften bör återföras till åkermark.”
Spridning av slam till produktiv mark innebär även att föroreningar, såsom tungmetaller och
sjukdomsalstrande mikroorganismer, även tillförs marken utöver fosfor. I den förväntade
uppdateringen av EG-direktivet gällande spridning av avloppsslam till åkermark och den av
Naturvårdsverket föreslagna nya slamförordningen återfinns gränsvärden för ett antal
indikatororganismer samt reglering av hur en hygieniseringsprocess måste drivas.
Käppalaverket på Lidingö använder en slamkonditioneringsprocess kallad Kemicond
utvecklad av företaget Kemira. Denna process har tillsammans med en efterföljande
kolvfilterpress lyckats halvera den totala mängden slam som transporteras från verket genom
att mängden vatten efter avvattning minskats.
1.1 Problembeskrivning
Implementeras den föreslagna svenska slamförordningen och om EG-direktivet 86/278/EEG
uppdateras med hygieniska krav på slutprodukt måste behandlade avloppsslam kunna möta
dessa. Den föreslagna slamförordningen presenterar ett antal behandlingsalternativ för att
producera ett slam som får spridas till produktiv mark. Förutom lagring av slammet används
inte någon av de föreslagna behandlingsmetoderna på Käppalaverket. Därför måste
slambehandlingen förändras för att slammet ska få spridas på produktiv mark om inte
Kemicondprocessen kan användas.
Den använda slamkonditioneringsmetoden Kemicond har uppvisat hygieniserande egenskaper
för avloppsslam i tidigare studier och är idag godkänd i Finland som metod att producera
jordförbättringsmedel från avloppsslam.
Den huvudsakliga problemställningen i examensarbetet är således att utvärdera möjligheten
för Kemicondprocessen att bli godkänd som en alternativ hygieniseringsmetod enligt
kommande slamförordning och EG-direktiv.
1

1.1.1 Frågeställningar
Examensarbetet kommer att behandla följande frågeställningar:
- Hur kommer kraven för slamhygienisering att se ut enligt den nya slamförordningen
och enligt uppdateringen av det gällande EG-direktivet?
- Hur ser möjligheten ut för att godkänna en alternativ behandlingsmetod för
hygienisering enligt slamförordningen och EG-direktivet?
- Kan Kemicondprocessen uppnå kraven för att bli godkänd som alternativ
slamhygieniseringsmetod?
- Kommer driften av Kemicondprocessen för att ge en hygieniserande verkan på
slammet att påverka slammets avvattningsegenskaper?
1.2 Syfte och mål
Syftet med arbetet är att utvärdera Kemicondprocessens möjlighet att bli godkänd som
alternativ hygieniseringsmetod enligt kommande slamförordning och EG-direktiv.
Målsättningen är att fastställa driftparametrar som ger god hygieniserande verkan på slammet
samtidigt som slammets avvattningsegenskaper inte försämras.
2

2 Slam
2.1 Uppkomst av slam
Konventionell avloppsvattenrening har utvecklats till en process som bygger på tre olika typer
av reningsprocesser; mekanisk, biologisk och kemisk. Reningen är ämnad att minska
föroreningsbelastningen på recipienten genom att samla upp samhällets spillvatten och rena
det före utsläpp.
Genom processerna i reningsverket separeras partiklar i olika storleksordningar från
vätskefasen och bildar fasta avfallsfraktioner som sedan kan avlägsnas för vidare behandling.
Det material som avlägsnas i dessa separationsprocesser har antingen kommit till
reningsverket med avloppsvattnet eller uppkommit som en biprodukt av de reningsprocesser
som utförs för att rena vattnet.
I det första reningssteget, den mekaniska grovreningen, avlägsnas större föremål som plast
och papper. I efterföljande steg avlägsnas tyngre partiklar som sand och grus i luftade
sandfång där lätta partiklar hålls i suspension och tyngre partiklar sjunker till botten.
Separationen av sand och grus förhindrar att utrustning i verket skadas eller avlägsnas med
slam i de efterföljande separationsprocesserna (WRc, 2004).
2.1.1 Primärslam
Det mekaniska reningssteget avslutas i de flesta reningsverk med en separationsprocess av
avloppsvattnets partikulära material, oftast via sedimentation. Denna försedimentering är en
effektiv vattenreningsprocess, med en separationsgrad på runt 60 % TSS och minskning av
BOD med 25-40 % (Metcalf & Eddy, 2004). Denna partikelseparation minskar inte bara
partikelhalten i avloppsvattnet, som annars kan nå recipient, utan minskar även belastningen
av organiskt material på efterkommande biologiska reningsprocesser.
Försedimenteringen resulterar i en ansamling av sedimenterade partiklar på bassängbotten
som kan avskiljas som slam, kallat primärslam. Primärslammet har en TS-halt på ca 6 %
(Metcalf & Eddy 2004) och består av en hög halt organiskt material, ca 85 % VS av TS.
2.1.2 Överskottslam/bioslam
I verkets biologiska reningssteg renas vattnet genom mikroorganismers metabolism från
näringsämnen och organiskt material. Komplexiteten bakom den biologiska reningsprocessen
är hög, men kan sammanfattas genom de grundläggande metaboliska kraven för en organisms
överlevnad. En organism behöver en kolkälla, en energikälla samt näringsämnen för att
överleva och reproducera sig (Metcalf & Eddy, 2004). Mikroorganismer oxiderar nedbrytbara
beståndsdelar i vattnet samtidigt som lösta näringsämnen upptas som senare kan avskiljas från
vattenfasen.
3

För en effektiv biologisk process krävs därför att mikroorganismer hålls aktiva och i ett stort
antal. Utformningen av den biologiska reningsprocessen beror på efterfrågad reningsfunktion,
metabolismens krav på syreförhållanden samt huruvida organismerna skall hållas
suspenderade eller växa som biofilm i reaktorn (Metcalf & Eddy, 2004). Den kanske
vanligaste biologiska reningsmetoden är aktivslamprocessen som bygger på en suspenderad
aktiv bakteriekultur i vätskefasen (Svenskt vatten, 2007b). Färdigbehandlat vatten och
mikroorganismer leds sedan till ett separationssteg, vanligen en sedimentationsbassäng, där
bioslammet avskiljs från vattnet.
Det slam som bildas vid separationen leds till större delen tillbaka till inloppet till det
biologiska reningssteget för att upprätthålla en aktiv mikrobiologi. Ett överskott av slam tas
också ut för behandling och nedbrytning i t.ex. rötkammare.
Detta överskottslam är även mer vattenrikt än primärslam och innehåller ofta enbart ca 1 %
TS (Metcalf & Eddy 2004). Däremot är det organiska materialet i överskottslam inte lika
lättnedbrytbart då det är bundet i mikroorganismerna.
2.1.3 Kemslam
Den tredje slamtypen som bildas i reningsverk kallas kemslam. Kemslam uppstår av det
utfällda material som bildas vid användandet av kalk eller metallsalter för kemiska
fällningsprocesser (Svenskt Vatten, 2007b).
Kemisk koagulering och fällning är vanligt förekommande i reningsverk för att förbättra
reduktionen av TSS och BOD i separationsprocesserna (Metcalf & Eddy, 2004) men även för
utfällning av specifika ämnen, såsom fosfor. I jämförelse med biologisk fosforreduktion
innebär kemisk fosforfällning att slammängden ökar samtidigt som vatten binds till järnet,
vilket gör slammet mer svåravvattnat (Svenskt Vatten, 2007b).
Trots att sedimentationsbassänger är designade för ge en effektiv partikelsedimentation kan
tillsats av fällningskemikaler behövas för att uppnå tillräckliga avskiljningsgrader. Tillsats av
kemikalier, oftast järn- och aluminiumsalter, förändrar partikelinteraktionen och underlättar
att partiklarna i vattenfasen flockulerar så att de sedimenterar enklare (Metcalf & Eddy 2004).
Karaktären på slammet som skall behandlas beror på vilka typer av slam som produceras i
avloppsreningen samt om de behandlas separat eller tillsammans, då kallat blandslam.
4

2.2 Slamkaraktär
Beståndsdelarna i slammet som har störst betydelse för dess lämplighet vid användning på
produktiv mark är: halt organiskt material, näringsämnen, organiska ämnen, metaller samt
patogeninnehållet (Metcalf & Eddy, 2004).
2.2.1 Vattenhalt
Den mest karaktärsgivande aspekten av avloppsslam är dess vatteninnehåll. Beroende på den
procentuella uppdelningen primärslam/blandslam och använd separationsprocess kommer
vattenhalten i slammet uppgå till från 93 till 99,5 % (U.S. EPA, 1984). Det är viktigt att
poängtera att slam inte består av två distinkta faser, en fast fas och en vattenfas. Vatten
återfinns i slam i flera olika former beroende på dess interaktion med partiklarna i slammet,
såsom hålrumsvatten, kapillärvatten, absorptionsvatten och cellbundet vatten (Svenskt Vatten,
2007c).
Torrsubstans
Med en TS-halt på bara något eller några procent kommer råslammet att utgöra en stor volym.
Förutom partiklar kommer vattnet även att innehålla samma lösta ämnen som återfinns i
avloppsvattnet.
Extracellulära polymera substanser
Mikroorganismer utsöndrar polymerer, så kallade extracellulära polymera substanser (EPS),
som binder vatten till en sorts hinna runt cellen som kan binda andra mikroorganismer och
partiklar till större aggregat. Dessa ofta laddade aggregat har en gelliknande struktur med en
hög vattenhalt (Flemming & Wingender, 2001). Förutom det vatten som är bundet i hinnan
fångar flockarna även upp vatten i hålrummen mellan partiklarna (Houghton et al., 2001).
För den enskilda organismen skyddar EPS organismerna mot bland annat uttorkning och
kontrollerar jontransporten till cellmembranet (Houghton et al., 2001). De polymerer som
bygger upp hinnan är främst polysackarider men även proteiner, nukleinsyror och lipider
(Flemming et al., 2000; Chen et al., 2001).
EPS är en aktiv del i bildandet av flockar i aktivslamprocessen. Flockarna bildas av katjoner,
oorganiska partiklar och EPS och förändrar partikeldistributionen mot större partiklar som
enklare sedimenterar i eftersedimenteringen. EPS är negativt laddat, främst beroende på
negativt laddade aminosyror. Det negativt laddade EPS interagerar med katjoner, främst
divalenta, vilket stärker flockstrukturen (Bruus et al., 1992). Teorin säger att upp till en viss
koncentration kommer EPS att förbättra slammets avvattningsegenskaper på grund av att
partikelflockulationen gynnas av dess närvaro (Houghton et al., 2001). Över denna optimala
koncentration försämrar EPS avvattningen på grund av sin vattenhållande egenskap samt då
vattnet täcker för potentiella kontaktpunkter för elektrostatisk interaktion mellan flockar
(Flemming et al., 2000).
5

2.2.2 Organiskt material
Genom fasseparationen som bildade slammet, har koncentrationen av det organiska materialet
ökat radikalt. Ett exempel ges av Viessman et al. (2009) där rening av ett typiskt
avloppsvatten med organisk halt på 200 mg/l ökar koncentrationen genom sedimentation till
runt 40 000 mg/l beroende på sedimenteringens effektivitet. Med en hög koncentration av
nedbrytbart organiskt material bör därför slammet behandlas innan spridning till mark för att
förhindra förruttnelse på mark och odör som kan locka vektorer (Metcalf & Eddy, 2004),
vektorer förklaras vidare under rubriken Smittspridning senare i rapporten. Vid användning av
slam på produktiv mark bidrar dock det organiska materialet ofta till en ökad humushalt i
marken vilket förbättrar markens odlingsegenskaper (Naturvårdsverket, 2002).
2.2.3 Näringsämnen
Från vårt användande av vissa kemikalier och från den mat vi äter hamnar näringsämnen i
avloppsvattnet (Svenskt Vatten, 2007c). Genom reningsprocesserna i avloppsreningsverket
avskiljs en stor del av dessa ämnen till slammet, varför höga halter av samtliga näringsämnen
återfinns i avloppsslam. Slammets näringsinnehåll beskrivs utförligare under rubriken:
Användning på produktiv mark.
2.2.4 Metaller
Belastningen av metaller på olika reningsverk skiljer sig beroende på typ av industriell
verksamhet ansluten till reningsverket och halterna i inkommande dagvatten.
Avloppsslammets innehåll av metaller är idag de enda föroreningar som är reglerade enligt
svensk lag (SFS 1998:944) för användning av slam i jordbruk. Det finns idag gränsvärden för
flera metaller i åkermark och slam ämnat att spridas till åkermark. Belastningen av
tungmetaller har minskat de senaste decennierna som en följd av det ambitiösa
uppströmsarbete som utförts där flera punktutsläpp identifierats och reglerats
(Naturvårdsverket, 2002).
2.2.5 Oönskade organiska ämnen
Precis som för metaller återfinns även oönskade organiska ämnen i slam som en direkt följd
av samhällets användning av produkter som innehåller ämnena (Naturvårdsverket, 2002).
Generellt sett kommer de organiska ämnena från diffusa källor. De organiska ämnenas
egenskaper är mycket olika, speciellt när det gäller deras nedbrytbarhet och toxicitet
(Naturvårdsverket, 2002). Däremot är de flesta oönskade organiska ämnena fettlösliga och tas
inte upp av växter (LRF, 2009). Riskstudier har visat att den enda risken för överföring av
ämnena till människor blir om kor får i sig jord innehållande ämnena när de betar. Därför är
spridning av slam förbjuden till betesmark eller inom 10 månader till åkermark där vallgröda
odlas (LRF, 2009).
Halter av organiska ämnen i slam är inte reglerade i lagtext utan Naturvårdsverket förespråkar
att frivilliga överenskommelser, t.ex. ReVAQ, används även fortsättningsvis. Dessa
6

överenskommelser har effektivt kartlagt och minskat utsläppen av ämnena och därmed har
koncentrationerna av dessa i avloppsslam minskat.
2.2.6 Patogener
Avloppsvatten kan innehålla hundratals olika mikroorganismer (Svenskt vatten, 2007a) och
antalet kan uppgå till 10 10 mikroorganismer per milliliter. Diskussioner angående
mikroorganismer i slam brukar därför begränsas till att handla om patogener,
sjukdomsalstrande organismer, och deras indikatororganismer.
Smittkällor
Förekomsten av patogener i inkommande avloppsvatten varierar kraftigt beroende på flera
faktorer. Generellt brukar man säga att mängden patogener i avloppsvatten beror på hälsoläget
i samhället och storleken på befolkningsmängden ansluten till reningsverket (EC, 2001) då
infekterade människor, sjuka som symptomfria, utsöndrar patogener till avloppsnätet. Med en
större befolkningsmängd tenderar antalet infekterade människor ligga på en jämn nivå i det
anslutna samhället och därmed även den ingående patogenkoncentrationen till reningsverket.
I ett mindre samhälle kan dock en infektion procentuellt sett drabba en större del av
befolkningen vilket kan leda till att den ingående patogenkoncentrationen till reningsverket
tenderar att fluktuera inom större intervall (EC, 2001). Patogenkoncentrationen och
kompositionen kan även variera säsongsvis då vissa infektioner är starkt säsongsberoende.
Patogener i slam kommer ursprungligen främst från det avloppsvatten som inkommer till
reningsverket men kan även bäras av dagvatten som sköljer med sig patogenerna från t.ex.
gator och jordbruk (EC, 2001), men dagvatten innebär oftast främst en utspädning av
patogenkoncentrationen (Schönning, 2003).
Smittspridning
Då intresset för hygienisering av slam ökat är det av intresse att undersöka de smittovägar
som finns från patogener i slam till människor och djur. Dessa smittovägar kan delas in i
direkta och indirekta.
- Direkt. Med direkta smittspridningsvägar menas oftast direkt kontakt mellan en sjuk
och en frisk människa men kan vid slamhantering även syfta till direkt kontakt mellan
slam och människa (Schönning, 2003). Direkt smittväg kan ske vid all hantering av
slam, i reningsverket, transport och vid slutanvändningen av slammet. Speciell risk för
smittspridning finns vid hantering med bristande hygienrutiner, såsom vid bärandet av
ej ändamålsenliga arbetskläder eller avsaknad av tvättutrustning (Milieu, 2010). Direkt
kontakt med slam under slamhanteringen anses utgöra den största risken för
smittspridning från slam till människa (Schönning, 2003).
Avvattning av slam till högre TS-halter innebär ofta mindre risk för smittspridning då
mindre stänk uppstår vid hantering och spridning av slammet. Avvattnat slam innebär
även en lägre smittspridningsrisk då risken för läckage av vatten från slam till yt- och
grundvatten minskar (Schönning, 2003). Däremot innebär torrare slam ökad risk för
7

att smittspridande aerosoler bildas som kan infektera de som hanterar slammet eller
boende i närheten.
- Indirekt. Indirekta smittvägar innebär att smittan sprids genom ett medium mellan
slam och människa och inte genom direkt kontakt. Exempel på indirekta
spridningsmedlare är vatten, jord, grödor och vektorer. Spridning genom vektorer,
t.ex. fåglar, innebär en risk då dessa kan komma i kontakt med slam i olika stadier av
hanteringskedjan och sprida smitta vidare genom att fysiskt bära smittan på kroppen
eller efter att ha insjuknat själv (Schönning, 2003). En metod för att förhindra
vektorattraktion är att nedbruka slammet i marken efter spridning.
Smittspridning via intag av grödor från mark gödslat med avloppsslam har studerats
men inga direkta slutsatser om en påtagligt hög risk för smittspridning från dessa
grödor har kunnat påvisas vid spridning enligt EG-direktivet 86/278/EEGs riktlinjer
(Milleu, 2010). Att inga direkta bevis på smittspridning genom användandet av
avloppsslam på åkermark upptäckts skall dock inte uppfattas som att slamspridning är
riskfritt, men risken för smittspridning genom användandet av slam på åkermark är låg
(Milleu, 2010). Risker finns även vid spridning av slam till annan mark, t.ex.
skogsmark, då större hänsyn måste tas till vilt och om bär och svampplockning sker i
området.
Övriga indirekta smittvägar kan uppkomma vid dagvattenavrinning från den mark där
avloppsslam spridits. Dagvattnet kan då föra med sig patogener till vattendrag där de
kan infektera djur och människor som använder vattnet som dricksvatten (Schönning,
2003).
Patogentyper
De patogener som återfinns i avloppsvatten är oftast de som skapar mag-tarmsjukdomar och
utsöndras från kroppen genom fekalier. Även patogener som infekterar hud eller
andningssystem återfinns i avloppsvatten men inte i höga halter (EC, 2001). Utöver
människors påverkan på patogener i slam kan djurhushållning av hus- och gårdsdjur öka
koncentrationen av patogener i avloppsvattnet samt bidra med nya smittoämnen (EC, 2001).
Även växtsmittor kan återfinnas i avloppsvattnet från sköljvatten från hushåll och industrier.
De mikroorganismstyper som innebär en infektionsrisk från slam är; bakterier, virus,
parasitära protozoer samt parasitära maskar (Schönning, 2003). Skillnaderna mellan de olika
patogentyperna är flera och stora, men skillnader mellan arterna i grupperna kan även vara av
vikt. Viktiga parametrar att räkna in vid riskbedömning för patogenhaltiga material är de
ingående typernas tålighet, överlevnadstid och tillväxtmöjlighet i miljön, om patogenen kan
infektera mellan arter samt infektionsdos.
- Bakterier. Bakterier är i antalsanseende den största gruppen av patogener närvarande i
slam och även den enda som kan föröka sig i miljön (Schönning, 2003). Bakterier är
ofta partikelbundna och avskiljs därför med partiklar i separationsprocesserna i
reningsverket.
8

- Protozoer. Protozoer såsom Giardia och Cryptosporidium är av intresse vid
riskbedömning då de är av zonoosisk karaktär, vilket betyder att de kan smitta mellan
djur och människor. Organismerna kan även bilda tåliga cystor vilket innebär att de
kan överleva länge i miljön. Dessa cystor är intressanta för smittspridning då de har en
låg infektionsdos.
- Parasiter. Parasitära maskar såsom Ascaris suum kan infektera både människor och
djur, men infektion av människor är ovanligt i Sverige. Då själva parasiterna kräver en
värdorganism för att överleva sker transporten mellan värdar genom ägg som
utsöndras med fekalierna. Det tros dock att parasitägg inte anrikas i slam till samma
grad som andra patogener då dess sedimentationshastighet är låg (JTI, 1997). En stor
del av parasitäggen följer därför vattnet genom processen ut till recipienten.
- Virus. Genom utsöndring av fekalier från infekterade människor kan enterovirus
återfinnas i slam. Likt bakterier binder virus till partiklar och anrikas i vattenreningens
partikelseparationsprocesser (JTI, 1997). I motsats till andra patogener är dock inte
virus regelrätta organismer utan kräver en värd för tillväxt. Många virus kan därför
överleva i slammet men kan inte växa till (EC, 2001).
Indikatororganismer
Som nämnts kan avloppsslam innehålla hundratals olika sorters mikroorganismer, varav flera
patogener. Att bedöma den sammanlagda smittorisken från ett specifikt slam är därför svårt.
För att underlätta riskbedömningen använder man ofta så kallade indikatororganismer vars
egenskaper indikerar förekomsten och/eller uppträdandet av andra organismer i slammet.
Indikatororganismer bör väljas efter om de är fekala eller om de återfinns naturligt med höga
halter i slammet (EC, 2001). För att utvärdera olika hygieniseringsmetoder av slam bör
indikatororganismer väljas som varken har en avsevärt lägre eller högre överlevnadsgrad än
andra organismer i slammet. Vald organism bör även vara enkel att odla och identifiera
genom mikrobiologisk analys.
Användandet av indikatororganismer har på senare år blivit ifrågasatt då de använda
organismernas överlevnadsgrad inte alltid stämmer överens med andra patogentyper i slam
(Schönning, 2003). Även analyserna av organismerna innebär problem då de flesta metoderna
är framtagna för att ge en god mätsäkerhet vid analys av substrat innehållande huvudsakligen
organismen som metoden är ämnad att analysera, vilket sällan är fallet för slam (EC, 2001).
Att sedan analysmetoderna är dyra, speciellt om, utöver enbart förekomsten, även den
faktiska koncentrationen är nödvändig att definiera eller om organismens ursprungliga
koncentration i slammet måste ökas innan behandling.
2.3 Slamhantering
2.3.1 Förtjockning
En vanligt förekommande process inom slamhantering är förtjockning av slam som utförs
bland annat för att kunna skala ner efterföljande slambehandlingsprocesser.
9

Förtjockningsprocessen kan enbart avlägsna hålrumsvatten inom partikelaggregaten i slammet
vilket ofta leder till en TS-halt i slammet på runt 5 % (Svenskt Vatten, 2007c).
Den förtjockningsmetod som används beror oftast på vilken typ av slam som skall behandlas.
Slamförtjockning utförs oftast genom sedimentation, flotation eller centrifugering (Metcalf &
Eddy, 2004).
2.3.2 Stabilisering
Som nämnts tidigare består slam av en hög koncentration nedbrytbart organiskt material. Att
behandla denna fraktion av slammet innebär således att risken för jäsning av slammet efter
behandling minimeras samtidigt som slammets odör reduceras (Svenskt Vatten, 2007c).
Stabilisering av slam innebär även en viss volymminskning då det organiska materialet, som
oftast står för större delen av den totala TS-mängden, bryts ner.
Det finns flera tillgängliga metoder för att stabilisera slam. Slamstabilisering utförs dock
normalt som en biologisk process vilken kan drivas i en syrefri miljö, rötning, eller luftad
miljö, kompostering. Rötning av slam innebär en syrefri nedbrytning av organiskt material
som leder till produktion av biogas, en gasblandning med 65-70 % metan och 30-35 %
koldioxid (Svenskt Vatten, 2007c). Processen utförs med termofila mikroorganismer, som
kräver en reaktortemperatur runt 55°C, eller med mesofila mikroorganismer, som kräver en
reaktortemperatur runt 37°C.
2.3.3 Konditionering
Efter eventuell stabilisering består slammet fortfarande av enbart några få procent fast
material. Vidare avvattning är att föredra innan kvittblivning av slammet för att minska
antalet borttransporter eller energiförbrukningen om slammet skall förbrännas. Slammet
består dock fortfarande av en hög andel bundet vatten i slamflockarna vilket påverkar
slammets avvattningsegenskaper negativt.
För att underlätta avvattningen utförs ofta en konditionering av slammet med avsikt att ändra
slammets struktur. Den i Sverige vanligaste konditioneringsmetoden är att kemiskt behandla
slammet (Svenskt Vatten, 2007c). Kemikalierna som används vid konditionering är oftast
järn- och aluminiumsalter, kalk eller polymerer. Kemisk konditionering innebär en
koagulering av slammet samtidigt som bundet vatten frigörs (Metcalf & Eddy, 2004).
Koaguleringen förändrar de suspenderade partiklarnas storleksdistribution mot större partiklar
vilket minskar andelen adsorptionsbundet vatten och kapillärvatten (Svenskt vatten, 2007c)
samt skapar utfällning av partiklar i slammet.
Polymerertillsats innebär att existerande slamflockar, eller de som bildats genom
konditionering med metallsalt, bryggas samman till större aggregat (Svenskt vatten, 2007c).
Tillsatsen innebär att en större andel mikropartiklar kan fällas ut samtidigt som andelen
hålvatten ökar när partikelstorleken växer (Svenskt Vatten, 2007c). En annan fördel är att
flockstyrkan ökar inför den mekaniska avvattningen.
10

2.3.4 Avvattning
Den slutliga avvattningen av slammet innebär oftast en hög ökning av slammets TS-halt.
Metoder som används för avvattning är främst mekaniska som utövar starka krafter på
slammet och som kan avdriva kapillärvattnet från slammet (Svenskt Vatten, 2007c). De
vanligaste metoderna bygger på att antingen öka gravitationskraften på slammet genom t.ex.
centrifugering eller att utsätta slammet för en tryckkraft från en press (Svenskt Vatten,
2007c). Det genom avvattningen separerade rejektvattnet leds tillbaka till vattenreningslinjen
i reningsverket för vidare rening.
2.3.5 Hygienisering
Då diskussioner angående slammets patogenkoncentration har intensifierats på senare år har
intresset för slamhygienisering ökat. Hygienisering innebär att patogenkoncentratioen
reduceras i slammet tills riskerna för smittspriding blir obetydlig (JTI, 1997). En sådan
reduktion skiljer sig mellan organismer, där vissa kräver en total avdödning medan en viss
koncentration kan accepteras för andra organismer.
Stabiliserings- och hygieniseringsmetoder är nära relaterade och kan i många fall utföras i
samma process (Schönning, 2003). Idag använda hygieniseringsmetoder är främst baserade på
temperatur, pH, tid och även i vissa fall den konkurrerande mikrofloran (Schönning, 2003).
Hygieniseringen måste även beaktas i övriga delar i hanteringen då risken för
återkontaminering kan vara påtaglig.
2.3.6 Nyttjande av slam
Efter färdig slambehandling återstår ett stabiliserat och avvattnat slam som är redo för
slutanvändning. De användningsområden som finns för färdigbehandlat slam är enligt
Tideström (2008): gödsling av åkermark och skogsmark, sluttäckning av avfallsdeponier,
tillverkning av anläggningsjord, som jordförbättring eller förbränning.
Användning på produktiv mark
Innehållet av näringsämnen är vad som gör användningen av avloppsslam intressant som
gödningsmedel. De viktiga växtnäringsämnena fosfor, kväve och kaliumkarbonat återfinns
alla i avloppsslam. Att sprida slam till produktiv mark innebär att ett kretslopp mellan jord
och samhälle sluts för näringsämnena. Kretsloppet kan innebära en minskad övergödning av
sjöar och hav då läckage av näringsämnen minskas och att behovet av brytning av råfosfor, en
ändlig resurs, minskas. Näringsinnehållet i slammet från Käppalaverket presenteras i Tabell 1.
Tabell 1. Näringsinnehåll i slam från Käppalaverket, årsmedelvärde 2010.
Näringsämne
(g/kg TS)
Produkt Kväve Fosfor Kalium
Slam från Käppalaverket 52 37 2,8
11

Halten av näringsämnen i behandlat slam är generellt sett tillräckligt för att slammet skall
kunna användas som gödningsmedel (Metcalf & Eddy, 2004) men kan i vissa fall behöva
kompletteras med annan gödseltyp för att uppnå nödvändig näringshalt.
12

3 Miljömål med relevans för slamspridning
Av de 16 miljökvalitetsmålen berör flera reningsverkens verksamheter, två av dessa är
speciellt intressanta i frågan om avloppsslams spridning på produktiv mark:
- Miljökvalitetsmål 15, ”God bebyggd miljö”, innehåller ett delmål angående avfall där
följande stycke återfinns:
”senast år 2015 ska minst 60 procent av fosforföreningarna i avlopp återföras till produktiv
mark, varav minst hälften bör återföras till åkermark.”
Delmålet nämner även att användandet av avfallsresurser skall ske på ett sådant sätt att
riskerna för hälsa och miljö minimeras.
- Miljökvalitetsmål 5, ”Giftfri miljö”, syftar till att inte öka bakgrundsnivån av
förekommande ämnen i miljön eller tillföra nya ämnen från samhället, för att
minimera riskerna för människors hälsa och för den biologiska diversiteten.
I sitt förslag till ny slamförordning vill Naturvårdsverket införa hårdare krav för
metallkoncentrationen i slam och införa nya regler angående smittskydd. Naturvårdsverket
bedömer att om arbetet med miljömålet Giftfri miljö och kemikalielagstiftningen samverkar
med Naturvårdsverkets förordningsförslag så kommer användning av avloppsfraktioner på
åkermark att bli förenligt med miljömålet Giftfri miljö (Naturvårdsverket, 2010).
13

4 Lagstiftning gällande slam
4.1 Gällande lagar
Att förstå dagens reglering av avloppsslamshanteringen är nödvändigt för att förstå
kommande krav på hygienisering. Dagens reglering kan upplevas som svårförståelig då
hantering och användande av avloppsslam styrs av flera föreskrifter, författningar samt ett
allmänt råd.
I detta kapitel presenteras de gällande direktiven, författningarna och allmänt råd för
hygienisering och användning av avloppsslam på produktiv mark. Efter genomgången av
dagens lagstiftning presenteras det pågående arbetet för uppdateringar av reglering och
exempel för mer utvecklade regleringar från andra länder.
4.1.1 EG-direktiv
Ett EG-direktiv utgör anvisningar till gemenskapens medlemmar om vilka regler som skall
finnas i deras nationella lagstiftning (Tideström, 2008). Gällande EG-direktiv inom
avloppsslamhantering utgör således stommen till det svenska regelverket för
avloppsslamshantering. Det aktuella EG-direktivet är 86/278/EEG av den 12 juni 1986 om
skyddet för miljön, särskilt marken, när avloppsslam används i jordbruket.
Direktivet utformar begränsningen för tillförsel av tungmetaller till mark genom att upprätta
tre olika sorters gränsvärden som reglerar användandet av avloppsslam i jordbruk.
Gränsvärdena har satts för tungmetallhalt i mark, tungmetallhalt i slam ämnat för spridning på
jordbruksmark och för årlig mängd tungmetaller som får tillföras jordbruksmark i genomsnitt
under en 10-årsperiod.
Hygieniseringen före spridning av avloppsslam regleras idag inte i en större utsträckning.
Direktivet säger att nedbrukning av obehandlat slam får ske om medlemslandets egna villkor
uppfylls och spridningen inte medför hälsorisker för människor eller djur. Punkterna gällande
behandling av slam specificerar inte vilka metoder som är godkända som behandlingsmetoder
utan beskrivs i 86/278/EEG som:
”Behandlat slam: slam som har behandlats biologiskt, kemiskt eller termiskt, lagrats under
lång tid eller behandlats på annat sätt för att avsevärt minska risken för jäsning och
hälsoriskerna i samband med användningen.”
Hygienisering av avloppsslam är alltså inte speciellt reglerat och den hygienisering som
används idag anses oftast inte god nog (Naturvårdsverket, 2002). Direktivet ger dock
begränsningar om till vilka marker avloppsslammet får spridas. Enligt direktivet får inte slam
spridas till mark ämnad till bland annat foderproduktion, betesmark eller till produktion av
frukt och grönsaker som konsumeras råa. Flera av dessa begränsningar kan dock kringgås om
slamspridningen sker en lång tid före skörd.
15

4.1.2 Det svenska regelverket
Miljöbalken
Det finns hänsynsregler specificerade i miljöbalkens andra kapitel (1998:808) för
verksamhetsutövare. Hänsynsreglerna beskriver den kunskap om sin miljöpåverkan och den
aktsamhet verksamhetsutövare skall iaktta. Enligt 2 § skall verksamhetsutövaren besitta
nödvändig kunskap om de risker för människor och djur som föreligger vid verksamhetens
utövande. Vidare skall verksamhetsutövaren följa försiktighetsprincipen, 3 § (Tideström,
2008), där bästa möjliga teknik skall användas för att minska risk för människor och djur samt
följa produktvalsprincipen, 4 §, för att välja produkter som orsakar minst skada på miljön.
5 § i samma kapitel säger:
”Alla som bedriver en verksamhet eller vidtar en åtgärd skall hushålla med råvaror och energi
samt utnyttja möjligheterna till återanvändning och återvinning. I första hand skall förnybara
energikällor användas.”
Femte paragrafen kan tolkas som att man bör hushålla med råvaran fosfor och att lagen
uppmuntrar användandet av avloppsslam som gödningsmedel som ett sätt att hushålla med
råvaran. Enligt Tideström (2008) skall kraven presenterade i miljöbalken ställas mot
kostnaderna för att uppfylla dem.
Förordningar
I och med Sveriges inträde i den Europeiska Unionen har Sverige antagit att eftersträva de av
gemenskapen satta direktiven. Det svenska regelverket får således inte ge mildare krav än de
givna i EG-direktivet 86/278/EEG men att utfärda mer krävande krav är accepterat.
Enligt § 47 förordning SFS 1998:899 om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd har
Naturvårdsverket getts befogenhet att upprätta ytterligare föreskrifter för användning av
avloppsslam i jordbruk.
Halten av tungmetaller i avloppsslam regleras i förordningen om förbud m.m. i vissa fall i
samband med hantering, införsel och utförsel av kemiska produkter (SFS 1998:944). Det är
dock beslutat att Naturvårdsverket har möjlighet att ge dispens från dessa gränsvärden så
länge slammets metallhalt inte understiger de gränsvärden som finns definierade i EGdirektivet
(86/278/EEG). En jämförelse mellan gränsvärden för de reglerade metallerna i SFS
1998:944 och 86/278/EEG presenteras i Tabell 2. Naturvårdsverkets förslag till skärpta
gränsvärden presenteras sedan i Tabell 3.
16

Tabell 2. Jämförelse mellan gränsvärden i den svenska lagstiftningen och EG-direktivet för
tungmetaller (mg/kg torrvikt) i avloppsslam som skall spridas till jordbruk. EG-direktivets
gränsvärden gäller för marker med pH mellan 6 och 7. Förslag till skärpta gränsvärden
presenteras i Tabell 3.
86/278/EEG SFS 1998:944
Bly 750-1200 100
Kadmium 20-40 2
Koppar 1000-1750 600
Krom - 100
Kvicksilver 16-25 2,5
Nickel 300-400 50
Zink 2500-4000 800
Utöver reglering av spridning av avloppsslam till mark finns även förordningar som berör
hantering och annan kvittblivning av slammet. Mest intressant av dessa är § 9-10 i SFS
2001:512 som förbjuder deponering av brännbart och organiskt avfall och SFS 2002:1060
som bland annat reglerar förbränning av avloppsslam.
Föreskrifter
Naturvårdsverkets föreskrift om skydd för miljön, särskilt marken, när avloppsslam används i
jordbruket (SNFS 1994:2) är den svenska förlängningen av EG-direktiv 86/278/EEG.
Föreskriften anger de svenska gränsvärdena för den maximala metallhalten i åkermark samt
den högsta årliga tillförseln av dessa från avloppsslam beräknat som ett genomsnitt på en
sjuårsperiod. Föreskriftens 5 § reglerar den mängd avloppsslam som får tillföras mark med
hänsyn till grödornas näringsbehov. Både mängd totalfosfor och ammoniumkväve som får
tillföras per hektar och år eller spridningstillfälle via avloppsslam regleras.
Mer detaljerade regler som hanterar den generella användningen av växtnäring i jordbruket,
däribland avloppsslam, anges i Jordbruksverkets föreskrift (2006:66). Det saknas dock för
tillfället regler för spridning av avloppsslam på övrig mark.
Allmänna råd
Naturvårdsverket har utöver gällande lagar även angett råd om försiktighetsmått för mellanoch
efterlagring samt för rötning och kompostering av avloppsslam i Naturvårdsverkets
allmänna råd till 2 kap. 3 § miljöbalken (1998:808). Naturvårdsverket ger här även
smittskyddsrekommendationer genom att lista lämpliga hygieniseringsmetoder i samband
med kompostering eller rötning.
17

4.1.3 Övriga överenskommelser och certifieringar
Utöver det gällande regelverket i Sverige finns frivilliga överenskommelser och certifieringar
för avloppsslam.
Slamöverenskommelsen
Problematik uppstod 1994 när EU och Naturvårdsverket skulle slå fast nya slamföreskrifter då
LRF angav att gränsvärden för organiska föroreningar saknades och att övriga gränsvärden
var för höga för att kunna accepteras (Agustinsson, 2003).
Det var med bakgrund i den här problematiken som beslutet att skapa en frivillig
överenskommelse togs. Naturvårdsverket, LRF och Svenskt Vatten utgjorde medlemmarna i
Överenskommelsen om kvalitetssäkring vid användning av slam i jordbruket, eller enklare
utryckt: Slamöverenskommelsen.
Överenskommelsen innebar skärpta frivilliga krav på slamkvalitén långt över de då gällande
reglerna (Schönning, 2003). I enlighet med Slamöverenskommelsens plan utökades
samarbetet till att innefatta fler myndigheter, företag och organisationer. Den expanderade
gruppen kallas den Nationella Samrådsgruppen för användning av slam i jordbruket (NSG)
(Agustinsson, 2003). Gruppens huvudsyfte är att arbeta med att upprätthålla
överenskommelsens och dess medlemmars åtaganden.
NSG har fungerat som diskussionsplattform mellan medlemmarna under åren, exempelvis
efter det slamstopp som LRF utfärdade 1999 (Agustinsson, 2003). En produkt av dessa
diskussioner har blivit nya överenskommelser, projekt och certifieringar.
ReVAQ
Slamcertifieringsprojektet ReVAQ framarbetades under pådrivning av LRF (Schönning,
2003). ReVAQ-certifieringen innebär ett långtgående slamkvalitetsarbete samt en öppen
dokumentation av slaminnehåll och processer i verket, ämnat till att öka förtroendet för
användandet av avloppsslam på produktiv mark.
Reglerna, som uppdaterades senast den 1 januari 2011, ställer krav på kvalitetskontroll på
slammet och dess innehåll av spårelement, metaller, organiska föroreningar och på slammets
hygieniska aspekter. Slamproducenten förbinder sig att utföra uppströmsarbete för att minska
föroreningsbelastningen i det inkommande avloppsvattnet och därigenom även minska
föroreningshalten i det producerade slammet (Finnson, 2003). Anläggningen förbinder sig
även att utföra kvalitetsåtgärder på anläggningen genom egenkontroll. Det hygieniska kravet
på slammet är att det färdigbehandlade slammet skall vara fritt från Salmonella. I dagsläget är
31 av Sveriges reningsverk certifierade enligt ReVAQ, vilka tillsammans står för 45 % av
Sveriges totala avloppsslamsproduktion (Finnson, 2011).
18

4.2 Kommande regler
Med föråldrade förordningar och ökat gap mellan fria överenskommelser och gällande
lagstiftning finns ett uttalat behov av nya och nu samlade regler. I början av 2000-talet
arbetades det både från svenskt håll och från EG om nya slamregler.
4.2.1 EG-regler
Det gällande direktivet (86/278/EEG) är i stort sett utdaterat varför ett arbete för uppdatering
av direktivet upptogs i början av 2000-talet (Naturvårdsverket, 2010). Dock kunde inte
enighet uppnås och arbetet lades ner. 2009 togs nya initiativ för en uppdatering av direktivet
och tre konsultfirmor valdes för att utföra en sammanställning av den kunskap som finns för
användandet av avloppsslams användning på mark ur ett miljö-, ekonomiskt-,
samhällsmässigt- och hälsoperspektiv. Gemenskapen har beslutat att utvärdera direktivets
framtid utifrån fem potentiella scenarion (Finnson, 2011):
- Nollalternativ, bevara direktivet 86/278/EEG i dess nuvarande form.
- Uppdatera direktivet med tuffare krav på metallhalter och spridning och kontroll av
slam samt införa reglering och gränsvärden för organiska föroreningar och smittskydd.
- Tuffare krav för alla ämnen och förbud för spridning av slam till vissa grödor.
- Total stopp för användning av slam på mark.
- Tillbakadragande av direktivet.
Ett utkast till nytt avloppsslam- och biologiskt avfallsdirektiv har tagits fram för att fungera
som en diskussionsplattform mellan medlemsländerna och intressenter (EC, 2010). Förutom
avloppsslam föreslår kommunikationsdokumentet att allt nedbrytbart avfall, t.ex. även
matavfall, skall beröras av den nya regleringen. Dokumentet presenterar förslag till nya
gränsvärden och införandet av reglering av fler ämnen och användningsrestriktioner.
Det har i dokumentet föreslagits utökade krav på smittskyddet vid användning av slam i
jordbruk. Det är föreslaget att möjligheten att nedbruka obehandlat avloppsslam skall
förbjudas samt att krav på stabilisering av slammet skall införas. De reglerade hygieniska
parametrarna i slammet har föreslagits bli att prover på antingen 25 eller 50 g av slammet
skall vara fritt från Salmonella samt att ett gränsvärde för halten E.coli på 5*10 5 CFU per
gram skall införas. Det föreslås också ytterligare spridningsbegränsningar för avloppsslam.
Möjlighet för alternativa hygieniseringsmetoder
För att kunna utvärdera möjligheten för alternativa hygieniseringsmetoder krävs det att det
finns fastställda godkända hygieniseringsprocesser, vilket inte är fallet i det nuvarande
utkastet till uppdatering av gällande direktiv. Arbetet med utformningen av hygieniska krav
och den behandling som skall uppnå kraven är svår då förutsättningarna för gemenskapens
medlemsländer skiljer sig stort. Med stora klimatskillnader mellan medlemsländer, och
därmed skillnad i smittorisker, utgör inte alla organismer en lika reell risk i samtliga
medlemsländer (Milleu, 2010). Vilka organismer som bör användas som parametrar för att
bekräfta slammets hygiennivå är därför svårlöst.
19

Under det tidigare arbetet med en revidering av slamdirektivet i början av 2000-talet utfördes
en undersökning ämnad att utvärdera lämpliga behandlingsmetoder för hygienisering av
avloppsslam (EC, 2001). Utvärderingen resulterade i att ett antal behandlingsprocesser med
kontrollerade processparametrar rekommenderades som godkända metoder.
Dokumentet behandlade även urvalet av indikatororganismer för analys av färdigbehandlat
slams hygieniska kvalitet samt vilka indikatororganismer som är lämpliga för utvärdering av
nya hygieniseringsmetoder.
Författarna rekommenderade ett system med två klasser av slutprodukt där den mindre
krävande klassen skall uppfylla gränsvärdet på 1000 E.coli/g TS och en maximal halt på 3000
Clostridium perfringens/g TS (EC, 2001). Clostridium perfringens ansågs vara närvarande i
höga halter och tålig nog att kunna indikera inaktivering av andra organismer, såsom Ascarisägg.
Däremot nämner författarna även att det inte fanns några studier över C. perfringens
överlevnad vid slambehandling när dokumentet publicerades (EC, 2001). För den mer
krävande klassen föreslogs även en 4log 10 -reduktion av Salmonella samt en inaktivering av
Ascaris-ägg för avancerade behandlingsmetoder.
Alternativa behandlingsmetoder för slam och animaliska biprodukter föreslås bli utvärderade
enligt samma krav som för avancerade behandlingsmetoder (EC, 2001).
4.2.2 Svenska regler
Det svenska arbetet resulterade i Naturvårdsverkets rapport 5214: ”Aktionsplan för återföring
av fosfor ur avlopp” och ett förslag till en förordning som skulle ersätta SNFS 1994:2 och
SFS 1998:944s reglering av avloppsslam och de skärpa kvalitetskraven från dessa.
Miljödepartementen ansåg dock att slamfrågan var för komplex och beslutade att lägga
projektet på is (Finnson, 2011). Projektet återupptogs igen 2009 på uppdrag av regeringen.
Projektet resulterade i ett nytt förordningsförslag som i skrivande stund är inlämnat till
regeringen men ännu ej antaget.
Förordningsförslaget innebär skärpta regler för tillåten halt av metaller i avloppsfraktioner.
Naturvårdsverket anser att avloppsslam som uppfyller gränsvärdena uppfyller
miljökvalitetsmålet för Giftfri miljö angående metaller både kort och långsiktigt när det
används på åkermark. En jämförelse mellan de föreslagna gränsvärdena och innehållet i
Käppalaverkets slam presenteras i Tabell 3.
20

Tabell 3 Jämförelse mellan föreslagna gränsvärden för metaller i avloppsfraktioner i
Naturvårdsverkets slamförordningsförslag (Naturvårdsverket, 2010) och årsmedelvärdet av
de månadsenliga metallhaltsanalyserna av Käppalaverkets slam 2010.
Högsta tillåtna halter i
avloppsfraktioner
(mg/kg TS)
Käppalaverkets slam.
Årsmedelvärde 2010
(mg/kg TS)
Bly 100 19
Kadmium 1,3 0,9
Koppar 600 500
Krom 100 33
Kvicksilver 1 0,6
Nickel 50 17
Silver 8 3,3
Zink 800 640
I Naturvårdsverkets uppdatering av aktionsplanen (Naturvårdsverket, 2010) uppmärksammas
behovet av smittskydd vid användning av slam på produktiv mark. En hygieniseringsprocess
definieras här som:
”En behandling som kraftigt reducerar innehåller av patogener kan benämnas hygienisering.”
Naturvårdsverket nämner att de inte tänker lämna val av hygieniseringsmetod helt fritt utan
att de tillåter vissa hygieniseringsmetoder med specificerade processparametrar som teoretiskt
skall ge god hygienisering (Naturvårdsverket, 2010). Verket säger även att de inte uppfattar
tillgängliga mikroorganismanalyser som säkra nog för att kontrollera processens effektivitet.
Naturvårdsverkets förslag till regeringen är således att smittskydd skall regleras genom
användandet av specifika behandlingskrav, produktkrav och användningsrestriktioner
(Naturvårdsverket, 2010). Hygieniseringskraven är ämnade att gälla användandet av
avloppsslam på all mark, alltså inte bara för användning på åkermark.
Förordningsförslaget har konstruerats genom att dela upp behandlat slam i två olika klasser,
klass A och B, som baseras på hur avancerad den använda hygieniseringsmetoden använd är
och innebär olika hygieniska krav på slutprodukt och därför olika användningsrestriktioner.
Klass A baseras på vad Naturvårdsverket kallar ”slutna kontrollerade processer”
(Naturvårdsverket, 2011) där kravet på vissa processparametrar kan upprätthållas och
registreras. Metoder för att producera klass B-slam är däremot definierade som ”öppna
definierade processer” som ger ett snävare antal användningsområden för slutprodukten. De
snävare användningsområdena beror på att klass B slam ger en lägre avdödning av parasiter
(Naturvårdsverket, 2010). Processparametrarna av intresse, t.ex. tid, temperatur eller pH, skall
registreras på ett sådant sätt att hela materialet representeras. Båda klasserna skall uppfylla
kraven med ingen Salmonella påvisad i prover på 25 gram våtvikt samt en halt E.coli i
behandlat slam under 1000/g TS. I klass A finns ytterligare krav på att enterokocker skall
hållas under 1000/g TS som indikator på att hela slammet uppnått eftersträvad temperatur
(Naturvårdsverket, 2010).
21

Möjligheter för alternativa hygieniseringsmetoder
För att inte förhindra teknikutveckling finns det i § 11 i förordningsförslaget möjlighet att
utvärdera och godkänna alternativa hygieniseringsmetoder. (Naturvårdsverket, 2010):
”§ 11 Andra behandlingsmetoder som bedöms likvärdiga med dem som definieras i bilaga Y
kan godkännas av Naturvårdsverket.”
Hur en sådan utvärderingsprocess skall se ut är emellertid inte fastställt. Att enbart uppfylla
de hygienkrav definierade i förordningsförslaget för de redan godkända
behandlingsmetoderna anses dock inte lämpligt. Naturvårdsverket uppger 1 att de planerat utgå
från EG-direktivet om animaliska biprodukter (142/2011) men kan inte i dagsläget säga hur
delegationen för utvärdering av metoder kommer att se ut och hur processen för utvärdering
skall utföras.
Enligt jordbruksverket 2 finns möjligheten att behandla animaliska biprodukter genom
alternativa behandlingsmetoder än de som godkänns enligt EG-direktivet 142/2011 eller
användning av andra parametrar än de som godkänns för rötning och kompostering av
animaliska biprodukter. Den enheten som är ansvarig för behandling av ansökningar om att
använda dessa metoder är European Food Safety Authority (EFSA).
En ansökan om att använda alternativa behandlingsmetoder måste innehålla uppgifter om
metodens hygieniska effekt på slammet genom att presentera halter av t.ex. Salmonella i
substratet före och efter behandling. Kommer uppgifterna från en laborations- eller
fullskaleundersökning måste metoden beskrivas, hur känslig och tillförlitlig metoden är, vilka
prover som använts och hur representativa de uttagna proven anses vara. Hur behandlingen
sker vid eventuella driftstörningar skall även preciseras samt hur hygieniseringen påverkas
om en störning inträffar på en för hygieniseringen indirekt processparameter.
Det står inga specificerade hygieniska krav på slutprodukten vid bedömning av alternativa
behandlingsmetoder. Däremot finns sådana presenterade för ansökan om hygienisering genom
användandet av alternativa processparametrar för biogas och komposteringsanläggningar.
Enligt EG-direktivet (142/2011) skall kemiska och termiska processer utvärderas för om de
kan reducera halten Salmonella Senftenberg eller enterokocker med 5log 10 samt reducera
parvovirus med 3log 10 om de identifierats som en fara i ingående material. För kemiska
processer skall även en 3log 10 reduktion av resistenta parasiter, som Ascaris-ägg, uppnås.
Den hygieniserande processen skall kunna beskrivas och hur dess processparametrar skall
övervakas. Den slutgiltiga produkten skall sedan direkt efter behandling kunna påvisas ha en
hygienisk kvalitet enligt följande:
1 Naturvårdsverket, PM.
2 Jordbruksverket, PM
22

Escherchia coli eller enterokocker enligt: n=5, m=1000, c=1, M=5000 i ett gram prov av det
behandlade substratet.
Där n är antal prov som måste analyseras, m är gränsvärdet, som antal bakterier, för att anses
vara hygieniserat, M=maximivärdet för antalet bakterier i prov och c=antal prov som får
överskrida m men inte M.
Efter lagring skall heller inga fynd av Salmonella finnas i fem prov om 25 g vardera.
4.3 Internationella erfarenheter
Då varken Sverige eller den Europeiska Gemenskapen i skrivande stund har antagit
hygieniska krav på behandlade slam för spridning till produktiv mark finns i Sverige ingen
färdig metod för godkännande av alternativa behandlingsmetoder. Möjligheten att godkänna
alternativa behandlingsmetoder finns dock i andra länder som redan implementerat hygieniska
krav på behandlat slam. Regelverk av intresse och metod för att godkänna alternativa
hygieniseringsmetoder presenteras därför nedan. En jämförelse av föreslagna nya hygieniska
kvalitetskrav på behandlat slam och redan implementerade gränsvärden från andra länders
lagstiftning presenteras i Tabell 5.
4.3.1 Storbritannien och Norge
Som nämnts tidigare är det av vikt att kunna uppvisa dokumentation på att en befintlig eller
planerad anläggning kan hygienisera verkets slam till under de satta gränsvärdena. En sådan
dokumentation skall presentera risker för verkets sanitära miljö och för
hygieniseringsmetodens driftsäkerhet och åtgärder för att säkerställa att dessa undviks. Vid
behandling av slam för användning i jordbruk har därför Storbritanniens och Norges
myndigheter valt att införa ett system för godkännande av anläggningar med krav på
uppförande av en så kallad Hazard Analysis and Critical Control Point (HACCP) analys.
4.3.2 Finland
Finland har inget separat regelverk för användning av behandlat avloppsslam på produktiv
mark. I stället finns en förordning om vilka gödselfabrikat som är tillåtna att användas för
vilka ändamål (Jord- och skogsbruksministeriets förordning nr 19/09). Organiskt material,
därigenom även reningsverksslam, får användas som jordförbättringsmedel om de genomgått
behandling genom kompostering, rötning eller om det oxiderats kemiskt. Behandlat material
som innehåller reningsverksslam måste levereras med en varudeklaration som visar att
jordförbättringsmedlet uppfyller bland annat de hygieniska kraven på E.coli under 1000
CFU/g vått prov och att produkten skall vara fri från Salmonella.
23

Kemicond
Den finska lagstiftningen har godkänt Kemicondbehandlat slam för användning som
jordförbättringsmedel. Enligt Kemira 3 kontaktades EVIRA, finska livsmedelssäkerhetsverket,
som godkänner nya gödselprodukter med en förfrågan om att godkänna Kemicondbehandlat
slam som jordförbättringsmedel. För att få slutprodukten godkänd utförde Kemira
behandlingar på kommunalt avloppsslam varefter slutproduktens tungmetallinnehåll och
patogeninnehåll analyserades av ett oberoende laboratorium.
EVIRA utfärdade därefter ett godkännande efter att ha överlagt med Jord- och
Skogsbruksministeriet, finska Miljöinstitutet, MTT Agrifood Research Finland, ProAgria,
VA-förbundet och MTT. Enligt bestämmelsen lämpar sig slutprodukten för spridning till
energigrödor och spannmålsväxter men skall inte spridas till grödor som kan tänkas
konsumeras råa, såsom färska grönsaker eller örter.
4.3.3 USA
Det i Sverige föreslagna systemet med två klasser för behandlat slam beroende på hur
avancerad behandlingsprocessen är liknar det sedan länge använda systemet i USA. Den
amerikanska klassningen bygger på hur kraftig behandlingsmetodens hygieniska verkan är
enligt ”Processes to Significantly Reduce Pathogens (PSRP)” för klass B och ”Processes to
Futher Reduce Pathogens (PFRP)” för klass A.
Systemet i USA kan dock anses mer flexibelt än i andra länder då val av metod är mer fritt.
För att uppnå den mer krävande klassen, klass A, krävs det av en behandlingsanläggning att
en av de officiellt godkända hygieniseringsmetoderna används. Men
behandlingsanläggningen kan även få använda en metod liknande en av de godkända
metoderna, andra kända metoder eller okända metoder om de kan bevisa att behandlingen
klarar hygieniska krav vilka oftast är högre än för de officiellt godkända metoderna (EPA,
1994).
1985 utsåg EPA en kommitté, Pathogen Equivalency Committee (PEC), (Acquisto & Smith,
2007) som gavs möjligheten att godkänna alternativa hygieniseringsmetoder som ekvivalenta
med de godkända hygieniseringsmetoderna. Ett sådant erkännande gör metoden tillåten att
användas som officiellt tillåten metod antingen platsspecifikt eller nationellt, i det senare
fallet måste försök utföras på mer än ett slam (Acquisto &, Smith, 2007).
Godkännande av alternativ behandlingsmetod för att upp nå klass A
Utvärderingsprocessen kräver att ansökningen uppfyller följande fyra kriterier:
‐ En detaljerad beskrivning av processen med diskussion av de processparametrar som
påverkar processens hygieniserande verkan.
3 Kemira, PM
24

‐ Bevis på att processen kan hygienisera slam där försök i laborations eller pilotskala
utförs. Reduktionskraven presenteras i Tabell 4.
‐ Bevis av hygienisering i fullskaleanläggning. Där bevis för att processens kan drivas
enligt kraven för de kritiska processparametrarna kan uppvisas.
‐ En så kallad Quality Assurance Project Plan (QAPP) skall sammanställas och
presenteras till kommittén så att den innan försöken kan se att försöken är planerade
på ett sätt som anses godtagbart för att kunna ge resultat som kan ligga bakom ett
beslut.
Tabell 4 Krav för uppvisande av patogenreducerande verkan för nya hygieniseringsmetoder
enligt EPA. Efter (Acquisto, Smith, 2007)
Processeffektivitet
Hygienkrav på
slutprodukt
Klass A
1. >3 log reduktion enterovirus
2. >2 log reduktion Ascaris ägg
3. > 3log reduktion fekala koliforma
bakterier
ELLER >3 log reduktion E.Coli
Eller >3 log reduktion Enterococcus
ELLER >3log reduktion Salmonella
1.

Tabell 5 Sammanställning av hygieniska krav på slutprodukt från olika länders lagstiftning. Från (WRc, 2004), (U.S. EPA, 1994), (Acquisto &
Smith, 2007), (Paulsrud & Nybruket, 2007), (Naturvårdsverket, 2010).
Sverige Finland Norge England USA EU
Klass A Klass B Enhanced Conventional Class A Class B
Salmonella 0/25 g slam 0/25 g slam
0/25 g
slam
0/50 g
slam 0 3 MPN/4 g TS ‐
0/25‐50 g
slam
E.coli 1000/g TS 1000/g TS
1000
CFU/g slam ‐ 1000/g TS 100 000 /g TS ‐ ‐
500 000
CFU/g slam
Enterokocker 1000/g TS ‐ ‐ ‐ ‐ ‐ ‐ ‐ ‐
Fekala koliformer ‐ ‐ ‐ 2500/g TS ‐ ‐ 1000 MPN/g TS

5 Käppalaverket
Käppalaförbundet bildades 1957 av ett konsortium av kommuner i Stockholmsområdet för att
få bukt med utsläppsproblematiken från avlopp (Käppalaförbundet, 2007a). 12 år senare stod
reningsverket klart med ett tillkopplat tunnelsystem som sträckte sig så långt som 6 mil. Det
färdiga verket bestod av en vattenreningsprocess i tre steg: mekanisk rening med galler och
sedimentering, biologisk rening genom aktivslammetoden och till sist kemisk rening med
fosforfällning med aluminiumsulfat samt eventuell klorering (Käppalaförbundet, 2007a).
Frågan om slamhantering ansågs viktig redan på ett tidigt stadium. Slamproblemen var vid
denna tid stora då reningsverken hade problem att finna en lösning för kvittbildningen av
slammet. Efter en studieresa till USA som resulterade i en större ekonomisk rapport över de
tillgängliga slambehandlingsmetoderna beslutade sig förbundet för en lösning med rötning
och avvattning av slammet (Käppalaförbundet, 2007a).
För att möta skärpta utsläppsvillkor och en ökande belastning byggdes Käppalaverket ut med
nya reningslinjer som togs i drift 1998 (Käppalaförbundet, 2007a). Efter utbyggnaden
moderniserades även de äldre delarna av verket och det helt nya verket invigdes år 2000. Med
ökad belastning och förändrad reningsprocess ökade slammängderna i verket samtidigt som
det producerade slammet blev allt mer svåravvattnat (Käppalaförbundet, 2007a).
5.1 Vattenrening
Käppalaverket består numera av 11 reningslinjer, varav fem nybyggda och sex renoverade
linjer.
Figur 1 Schema över Käppalaverkets vattenreningsprocesser och slamhantering. Efter:
(Thunberg, 2011a).
27

Det första reningssteget är mekansik grovrening i en silhall där skräp och toalettpapper silas
bort för vidare behandling. Vattnet leds sedan till ett sandfång där tyngre partiklar som grus
och sand sedimenterar medan lättare partiklar hålls i suspension. I försedimenteringen avskiljs
partikulärt organiskt material 4 som transporteras till slambehandlingen. Käppala har valt att
inte dosera fällningskemikaler till försedimenteringen då de vill behålla en relativt hög halt
löst organiskt material inför den biologiska reningen.
Den biologiska reningen är utformad för att rena vattnet från organiskt material, kväve och
fosfor. Det biologiska reningssteget är utformat enligt UCT-processen, University of Cape
Town. Processen är framtagen för att erhålla både biologisk fosfor- och kväverening i en
fördenitrifikationsprocess. Käppalaverket doserar ingen extern kolkälla till
fördenitrifikationen i UCT-processen. De sex nyrenoverade reningslinjerna, som renar ca en
tredjedel av vattnet, är modifierade med ett returflöde från den anoxiska reningsbassängen till
den anaeroba bassängen för att främja ett förhöjt mikrobiellt upptag av fosfor. I denna
biologiska fosforreduktionsprocess, bio-P, kan fosfor avskiljas från vattnet då dessa
organismer med förhöjt fosforinnehåll sedimenterar i eftersedimentationen.
I de fem nybyggda reningslinjerna doseras järnsulfat till returslamflödet för kemisk
fosforfällning (Käppalaförbundet, 2010). Vid behov kan även järnsulfat doseras i de sex
nyrenoverade reningslinjerna.
När järnsulfaten når reningsbassängerna löses molekylen upp och bildar fria järn(II)joner och
sulfatjoner (Svenskt vatten, 2007b). Det tvåvärda järnet kan fälla ut fosfor genom följande
reaktion:
3 2 2 (1)
Fällning med järn(II) ger bara effektiv fosfatreduktion vid högre pH (Metcalf & Eddy, 2004).
När järnsulfatet når den aeroba miljön i aktivslamprocessen oxideras dock järn(II) till järn(III)
enligt följande reaktion (Svenskt vatten, 2007b):
4 2 4 4 (2)
Järn(III) är mer effektivt som fällningskemikalie vid lägre pH och kan binda större mängd
fosfor till sig än järn(II). Fosfatfällning med järn(III) sker enligt följande reaktion (Svenskt
vatten, 2007b):
(3)
4 Andreas Thunberg, PM
28

Däremot innebär fällning med järn(III) att en stor del av järnet reagerar med vatten och skapar
järnhydroxidssalter som fällningsprodukt (Svenskt vatten, 2007b):
3 3 (4)
Järn(III)s reaktion med vatten kan skapa stora fällningsprodukter som kan innebära
svepkoagulering i slammet där de stora fällningsprodukterna drar med sig andra partiklar när
de fälls ut.
Efter eftersedimenteringen från den biologiska reningen leds vattnet till det sista
reningssteget, sandfiltrering. För att uppnå krav på utgående fosforkoncentration tillsätts
järnsulfat före filtren vid behov. Fällningen är styrd genom on-linemätning av den utgående
fosfathalten i vattnet efter sandfiltren. Styrningen innebär att järnsulfat bara doseras vid behov
och inte överdoseras 5 . Vattnet från backspolningen av sandfiltren leds tillbaka till
försedimenteringen.
5.2 Slamhantering
Slamhanteringen på Käppalaverket är som nämnt baserat på förtjockning, slamstabilisering
genom rötning och efterföljande avvattning. Stabiliseringen sker i två stycken 9000 m 3 stora
rötkammare (Manhem & Palmgren, 2004) som drivs i ett temperaturintervall som främjar
mesofila bakterier, 34-37°C (Thunberg, 2011a). För att undkomma de skummningsproblem
som tidigare uppkommit på verket vid rötning av blandslam rötas primärslam först separat i
en rötkammare med en medeluppehållstid på 18 dagar (Thunberg, 2011a). Det rötade
primärslammet pumpas därefter till den andra rötkammaren där det blandas med centrifugerat
överskottsslam och rötas med en medeluppehållstid på 12 dagar. Efter utrötningen pumpas
slammet till två slamcisterner i väntan på konditionering och avvattning.
5 Andreas Thunberg, PM
29

6 Kemicond
Efter försök som visade på förbättrad slamavvattning av järnhaltigt slam genom tillsats av
svavelsyra och väteperoxid utvecklade det finska kemiföretaget Kemira
slamkonditioneringsprocessen Kemicond 2003 (Schaum et al., 2008). Samtidigt som
Käppalaverket var i slutskedet för ett beslut om förändrad slamavvattning, kontaktade Kemira
reningsverket med ett förslag om att testa Kemicondprocessen på verket (Manhem, 2011).
Efter positiva resultat från laborationsförsök 2003-2004 valde man att påbörja försök med
processen i fullskala 2006. Fullskaleförsöken utfördes med Kemicondbehandling av slammet
med efterföljande skruvpress och silbandspressar för avvattning. Då försöken inte gav
förväntade resultat i kombination med använda pressar utfördes nya försök 2007-2008 med
flera olika sorters avvattningsmaskiner.
Kemicondbehandlingen påverkar huvudsakligen den hastighet med vilken vatten kan avskiljas
från slammet, slammets filtrerbarhet (Thunberg, 2011b), varför det krävs en
avvattningsmaskin som lämpar sig bra för just Kemicondbehandlat slam. Försöken
resulterade i att en kombination med Kemicond, polymertillsats och en kolvfilterpress, Bucher
HPS 5007, uppnådde högst TS-halt i det avvattnade slammet samt en låg SS-halt i
rejektvattnet. Utifrån dessa resultat togs beslut om införskaffande av dessa kolvfilterpressar,
som nu använts på reningsverket sedan november 2008 (Thunberg, 2011b).
6.1 Kemicond på Käppalaverket
6.1.1 Processutformning
Kemicondbehandlingen av det rötade slammet på Käppalaverket sker
i fyra stycken 30 m 3 stora parallellkopplade satsreaktorer med
efterföljande kolvfilterpressar.
Kemicondbehandlingen i reaktorerna utförs enligt
behandlingsschemat i Figur 2. Då kemikaliedoseringen är baserad på
vikten av TS i slammet som skall behandlas måste denna mängd
beräknas. På Käppalaverket är Kemicondreaktorerna placerade på
vågar som registrerar vikten av det slam som reaktorerna fylls med.
Utifrån denna vikt och det inkommande slammets beräknade TS-halt,
fastställd genom laboratorieanalyser av det ingående slammet utfört
en gång per vecka, kan den totala vikten TS i reaktorerna beräknas
inför kemikaliedoseringen.
Vid syratillsats till rötat slam avgår stora mängder koldioxid då rötat
slam ofta har en hög alkalinitet (Thunberg, 2011c). För att förhindra
en kraftig skumbildning under gasavgången tillsätts skumdämpare till
slammet före syratillsats.
Figur 2
Behandlingsschema
för
Kemicondprocessen
31

Syratillsatsen, 94-97 %-ig svavelsyra, påbörjas efter det att 20 % av reaktorn har fyllts med
slam 6 . Därefter pumpas slam och syra in till reaktorerna. Sampumpningen innebär att
syratillsatsen blir jämnare och sker under en längre tid, vilket leder till en inte lika kraftig
koldioxidavgång, och därmed minskad skumbildning, jämfört med om syratillsats utförts efter
det att reaktorn är färdigfylld med slam.
Samtliga reaktorer är utrustade med kontinuerligt mätande pH-elektroder som är placerade i
rundpumpningsledningar utanför reaktorerna. Då mätsäkerheten hos dessa kontinuerligt
mätande elektroder ansetts för osäker har en av reaktorerna utrustats med en ”pH-robot” 6 .
Elektroden för denna pH-mätare är placerad på en robotlik arm utanför reaktorn.
När svavelsyra börjar tillsättas slammet för robotarmen in elektroden i slammet och
registrerar det förändrade pH-värdet under sänkningen, mätaren registrerar även det så kallade
”kritiska pH-värdet”, slammets pH-värde precis före väteperoxidtillsats. Vid tillsatsen av
väteperoxid drar robotarmen ut elektroden ur reaktorn varefter den automatiskt tvättas och
sätts i standardlösning. Autokalibrering av pH-mätaren sker dagligen. Mätsäkerheten anses
betydligt bättre för denna pH-mätare, med en mätosäkerhet på ±0,05 pH-enheter 6 , jämfört
med de äldre kontinuerligt mätande pH-mätarna.
Som nämnt innan beräknas kemikaliedoseringen utifrån det behandlade slammets torrvikt, i
skrivande stund doseras 220 kg H 2 SO 4 / ton TS. Denna processtyrning innebär att
Kemicondbehandlingen på Käppalaverket inte är styrd efter önskat kritiskt pH-värde, utan
efter en sådan syratillsats som enligt erfarenhet gett goda avvattningsegenskaper hos slammet,
vilket normal sker mellan pH 4,9-5,2 6 . Doserad mängd svavelsyra mot det kritiska pH-värdet
presenteras i Figur 3. Den variation av pH-värdet som kan ses vid oförändrad syratillsats har
att göra med skillnaden i slammets alkalinitet. Alkalinitetsskillnaden förklaras med den
skillnad i koldioxidavgång som sker från slammet beroende på dess retentionstid i
slamcisternerna samt uppehållstid i rötkammarna 6 . Processen kan drivas för att möta ett
maximalt pH-värde om krav på sådant kommer för att hygienisera slammet 6 .
6 Andreas Thunberg, PM
32

pH
5,30
5,20
5,10
5,00
4,90
350
300
250
200
150
Syrados
4,80
4,70
4,60
2010‐05‐02 2010‐08‐10 2010‐11‐18 2011‐02‐26
Datum
100
50
0
pH efter syra (Låst
värde)
Figur 3 pH-robotens uppmätta kritiska pH i Kemicondprocessen under
perioden 25 juni 2010 - 18 februari 2011.
Efter den 7 minuter långa reaktionstiden efter syratillsats doseras en 50 %-ig
väteperoxidlösning till slammet. I skrivande stund används en väteperoxiddoseringen på 27
kg H 2 O 2 / ton TS. Efter dosering utförs oxideringen med en reaktionstid på 5 minuter innan
satsen anses klar för tömning. Generellt sett stannar satsen ca 15 minuter till i reaktorn innan
tömning, vilket leder till en egentlig reaktionstid på vanligen ca 20 minuter 7 .
Inför avvattningen tillsätts slammet polymer enligt en dosering med ca 6 kg polymer/ton TS.
Polymerinblandningen till slammet sker i ledningarna mellan Kemicondreaktorerna och
kolvfilterpressarna. Slamflödet, 20-30 l/s, blandas med polymerflödet, 1-2 l/s, i en ca 2 l stor
omblandare i ledningen som roterar med 1200 RPM.
6.1.2 Drifterfarenhet
Kombinationen Kemicond med efterföljande kolvfilterpressar har resulterat i en kraftig
ökning av TS-halten i utgående från ca 18 % 2004 till ca 38 % 2010, utgående mängder
avvattnat slam och dess TS-halt presenteras i Figur 4. Ökningen av det avvattnade slammets
TS-halt innebär att den totala volymen avvattnat slam som måste borttransporteras har
halverats, från ca 40 000 till 20 000 ton/år (Thunberg, 2010b).
Processen har även visat på en förändring av rejektvattnet från avvattningen. Koncentrationen
av de suspenderade substanserna, beräknat som mg/l, i rejektvattnet sjönk med 60 %, vilket
även innebar att COD tot minskade med 9 % (Thunberg, 2011b) samtidigt som mängden löst
7 Andreas Thunberg, PM
33

COD ökade med 50 %. Rejektvattnets PO 4 -P-halt minskade även med 27 % vilket troligen
beror på återutfällning av fosfor med järn(III) efter väteperoxidtillsats 8 .
I och med införandet av slamkonditioneringsmetoden har Käppala inte bara minskat behovet
av antalet slamtransporter utan även lyckats öka kapaciteten för den mängd slam som kan
behandlas. Oxideringen av slammet har även inneburit att slammets lukt minskat väsentligt då
illaluktande ämnen såsom ammoniak och svavelväte oxideras. Oxideringen tros även bryta
ner organiska föroreningar och ge en avdödning av mikroorganismer i slammet.
4500
4000
3500
1 Kolvfilterpress
2 Kolvfilterpressar
45
40
35
Slam (ton)
3000
2500
2000
1500
1000
500
3 Kolvfilterpressar
4 Kolvfilterpressar
30
25
20
TS (%)
15
Slammängder
10
TS‐halt
5
0
jan‐08 maj‐08 sep‐08 jan‐09 maj‐09 sep‐09 jan‐10 maj‐10 sep‐10
Figur 4 Förändring i utgående TS-halt från Käppalaverket sen 2008. 9
0
6.2 Teori
Schaum et al. (2008) presenterar Kemicondprocessen med efterföljande avvattning som en
fyrstegsprocess; surgörning, oxidering, polymerertillsats och till sist avvattning.
6.2.1 pH-sänkning
Det första steget i Kemicondprocessen är en pH-justering av det rötade slammets ofta neutrala
pH till ett pH mellan 3-5 genom att svavelsyra tillsätts slammet (Schaum et al., 2008).
Under surgörning av slammet löses de vid rötningen utfällda järn(II)salterna; järnsulfid, -
fosfat och - hydroxider (Thunberg, 2011a) upp och går i lösning. Kemira menar att vid
behandling och avvattning kan salter lösas upp motsvarande 10 % av TS och följa med
rejektvattnet i avvattningen (Wiktorsson, 2011), vilket stämmer överens med Käppalas
8 Andreas Thunberg, PM
9 Återtryckt med tillåtelse av Andreas Thunberg.
34

driftserfarenheter 10 . I och med upplösningen av salterna löses också den gelliknande
strukturen i slammet upp vilket förbättrar slammets avvattningsegenskaper.
pH-sänkningen har även en effekt på slammets innehåll av EPS. Vid ett pH runt 3 kommer
slammet att nå sin isoelektriska punkt på grund av den påverkan vätejonskoncentrationen har
på syrakonstanterna för de olika funktionella grupperna i EPS (Neyens et al., 2004).
Laddningsändringen innebär att den elektrostatiska repulsionen mellan flockar minskas.
Chen et al. (2001) visade att vid behandling av överskottsslam med syra kunde EPS delvis
avlägsnas från slammet. Avskiljningen av EPS från slammet innebär att mindre partiklar
aggregerar. Denna partikelaggregering leder till en förskjutning av
partikelstorleksdistributionen i slammet mot större partiklar vilket kan påverka avvattningen
positivt och ge en minskad mängd suspenderad substans i rejektvattnet.
6.2.2 Väteperoxidtillsats
Efter syratillsats doseras väteperoxid till slammet för att oxidera slammet. Men trots att
väteperoxid i sig är ett kraftigt oxidationsmedel, E° 1.80V vid pH 0 (Neyens & Bayens,
2003), anses den inte ge en tillräckligt hög reaktionsgrad med organiskt material när
kemikalien är doserad i rimliga koncentrationer (Neyens & Bayens, 2003). Genom den så
kallade Fentons reaktion mellan järn(II) och den tillsatta väteperoxiden kan en kraftigare
oxidation av slammet utföras då reaktionen bildar så kallade hydroxylradikaler (OH·), en fri
radikal vars radikala natur kommer från en oparad elektron (Crittenden et al., 2005). Dessa
radikaler har en betydligt högre oxidationspotential, E° 2.80V (Neyens & Bayens, 2003), än
väteperoxid och kan oxidera slammets beståndsdelar snabbt och ospecifikt.
Oxidationsprocesser som involverar reaktioner som skapar hydroxylradikaler brukar
benämnas Advanced Oxidation Processes (AOP) (Metcalf & Eddy, 2003). Fentons reaktion
tros vara en av de viktigare reaktionsmekanismerna för Kemicondbehandling av slam
(Schaum et al., 2008).
Fentons reaktion
Den kemiska reaktionen mellan väteperoxid och järn(II) kallas alltså Fentons reaktion och
sker enligt följande reaktion (Lloyd et al., 1997);
· (5)
Eftersom Fentons reaktion producerar en hydroxylradikal, OH·, kommer en kedjereaktion
initieras. Fentons kompletta reaktionskedja brukar därför beskrivas enligt följande
reaktionsschema (Neyens & Baeyens, 2003);
· (6)
10 Andreas Thunberg, PM
35

· (7)
· · (8)
· (9)
Enligt reaktion 8 kan organiska föreningar, RH, radikaliseras och sedan reagera vidare enligt
reaktion 9. Det finns även en del sidoreaktioner såsom den så kallade Fentonlika reaktionen
mellan trevärt järn och väteperoxid (Neyens & Baeyens, 2003);
(10)
· (11)
(12)
Vid hög väteperoxidkoncentration i lösningen kan väteperoxid konkurrera om
hydroxylradikalerna enligt följande reaktioner:
Oxidation
· · (13)
·· (14)
· · (15)
Oxidation av organiskt material av hydroxylradikaler sker genom att hydroxidradikalen
övertar en väteatom från det organiska materialet enligt reaktion 8 (Pham, et al., 2010).
Hur ämnet sedan reagerar skiljer sig beroende på vilken typ av ämne som oxideras. I studier
av oxidering av olika organiska material visades att vid radikalisering av t-butanol med
hydroxylradikaler blir butanolen en inert radikal som kan sönderfalla helt tills ämnet
mineraliserats (Yoon et al., 2001). Vid radikalisering av metanol kunde däremot en radikal
skapas som kunde reagera vidare med andra ämnen och även reducera trevärt järn enligt
reaktion 9.
Under oxidationen av slammets organiska material bryts större komplicerade ämnen ner till
enklare ämnen som syror eller alkoholer. Är oxidationen av slammet långtgående kan alltså
ämnen helt mineraliseras. Organiskt material bundet till partiklar i slammet kan efter
oxidationen gå i lösning, vilket leder till en lägre COD-halt i slammet men högre halt i
rejektvattnet i den efterföljande avvattningen (Neyens & Baeyens, 2003).
De extracellulära polymera substanserna kommer också att påverkas av oxideringen och
delvis brytas ner (Thunberg, 2010a). Oxidationen av EPS förbättrar flockulationen och
avvattningen. Genom nedbrytningen av EPS kommer tidigare bundet vattnet i hinnan att
avskiljas från slammet vid efterföljande avvattning.
Koagulering
Som tidigare nämnts används trevärt järn för koagulering och fällning av partiklar och fosfat i
avloppsvattenrening. När utfällningarna av järn(III) behandlas anaerobt i rötningsprocesser
reduceras järnet till järn(II) som släpper sitt bundna material och fälls ut huvudsakligen som
järnsulfat. Vid oxidationen av järn(II) till järn(III) genom Fentons reaktion i
Kemicondprocessen kan koagulering, flockulering och utfällning återigen ske i slammet
(Schaum et al., 2006).
36

Fentons reaktions beroende av processparametrar
Effektiviteten av Fentons reaktion och den effekt reaktionen kommer att ge på slammet är
beroende av flera faktorer vilka presenteras nedan.
pH
Fentons reaktion har ett pH-optimum där reaktionen är som mest effektivt. Vid det pH-värdet,
pH 3 (Neyens et al., 2002), blir produktionen av hydroxylradikaler som mest effektiv.
Används en reningsmetod baserad på Fentons reaktion vid annat pH än 3 uppstår därför
konsekvenser för reaktionens effektivitet.
Vid drift av en Fenton-baserad process med pH-värden över 4 blir det genom reaktionen
bildade järn(III) instabilt och kan fällas ut som järnsalter (Neyens et al., 2002) som inte längre
aktivt kan medverka i Fentons reaktionskedja. Det kan även finnas risk för att väteperoxid
sönderfaller spontant vid drift vid högre pH än 3 (Cortez et al., 2010). Sker behandlingen vid
högre pH kan även en stor del alkalinitet återstå i slammet vilket kan ställa till problem då
karbonat och bikarbonat kan konkurrera med slam och järn om de bildade
hydroxylradikalerna.
Järnberoende
Då Fentons reaktion innebär en oxidering av järn(II) kan Kemicondprocessens beroende av
slammets järnhalt enkelt förstås; utan järn kan inte den avancerade oxidationsprocessen
utföras. Schaum et al. (2006) påvisade processens beroende av slammets järnkoncentration då
de utförde en undersökning med Kemicondbehandling på två olika slam med olika
järnkoncentration, 240 mg/l mot 744 mg/l. Båda slammen var hämtade från efter rötning där
den reduktiva miljön i rötkamrarna innebar att större delen av järnet var i form av järn(II).
Båda provens avvattningsegenskaper påverkades på liknande sätt av pH-sänkningen. Däremot
resulterade väteperoxidtillsatsen i en ytterligare förbättring av avvattningsegenskapen, mätt
som Capillary Suction Time (CST), i det järnrika slammet medan ingen större skillnad
upptäcktes i slammet med lägre järnkoncentration.
För en utökad undersökning av järnets påverkan på processen tillsattes ytterligare järn(II) i
form av järnsulfatheptahydrat (FeSO 4·7H 2 O) till det järnfattigare slammet samtidigt som
doseringen av väteperoxid höjdes för att motsvara den ökade järnhalten. Försöket visade på en
minskning av CST från 23 sekunder till 5 sekunder. Försöken visade att
Kemicondbehandlingen förändrade slammets avvattningsegenskaper dramatiskt och att
processen är beroende av slammets järninnehåll.
Efter pH-sänkningen sågs även en ökning av fosfor i vätskefasen i båda slammen medan det
järnrika slammet visade en betydande ökning av järn i vätskefasen jämfört med det
järnfattiga. Vid tillsats av väteperoxid försvann i stort sett allt järn från vätskefasen medan
fosforhalten enbart sjönk i det järnrika slammet. Detta tolkas som att utfällningen av trevärt
järn skett med skapandet av järnfosfater och järnhydroxider som fäller ut fosfor (Schaum et
al., 2006). Höga halter upplöst ortofosfat kan påskynda utfällningen av järn(III) vilket leder
37

till att ombildandet av järn(II) hindras och begränsar fortsatt reaktion mellan väteperoxid och
järn(II) i Fentons reaktion 11 .
Järn/väteperoxid
Fentons reaktion är förutom koncentrationen av järn(II) även starkt beroende av kvoten
mellan dess reaktanters ingående koncentrationer, i mol/l. Beroende på den ursprungliga
kvoten kommer järn(II) att agera antingen som katalysator eller reaktant i reaktionen vilket
kan ge olika effekt av Kemicondbehandlingen.
När koncentrationen järn(II) överskrider väteperoxid, [Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0 >1, tenderar
konditioneringen att ge en koagulerande effekt på slammet. När väteperoxidkoncentrationen
är störst, [Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0 1
I en Fentonreaktion med ursprunglig järn(II)koncentration som överstiger den doserade
koncentrationen väteperoxid minskar koncentrationen järn(II) snabbt medan i princip all
väteperoxid konsumeras (Yoon et al., 2001). I frånvaro av organiskt material reagerar den
bildade hydroxylradikalen med resterande järn(II) vilket betyder att en mol väteperoxid kan
leda till oxidation av två mol järn(II) till järn(III), Δ[Fe 2+ ]/Δ[H 2 O 2 ]=2 (Yoon et al., 2001).
Avloppsslam innehåller däremot en stor mängd organiskt material där järn(II) och det
organiska materialet kommer att konkurrera om hydroxidradikalerna. Reaktionshastigheterna
för oxidering av järn(II) och organiskt material beräknas enligt följande ekvationer (Yoon et
al., 2001):
·, ·, · (16)
·, ·, · (17)
Från ekvationerna ser vi att oxidationen av det organiska materialet är beroende på dess
koncentration och reaktionskoefficienten, k. (Yoon et al., 2001). Om reaktionshastigheten, r,
är högre för oxidationen av järn(II) med hydroxidradikalen kommer reaktionen att leda till att
en stor mängd järn(III) bildas vilket kan ge en koagulerande effekt på slammet.
[Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0 =1
Vid samma koncentration mellan Fentons reaktanter i en miljö utan organiskt material
upptäcktes återigen en snabb reduktion av järn(II) till ej detekterbara nivåer (Yoon et al.,
2001) medan reduktion av väteperoxid efter en snabb koncentrationssänkning minskades allt
långsammare. I närvaro av ett organiskt material, vilket är fallet vid behandling av slam,
upptäcktes att väteperoxidkoncentrationen minskar till lägre nivåer än innan, vilket beror på
11 Kemira, PM
38

det organiska materialets konkurrens om hydroxylradikalerna med järn(II). Med en högre
koncentration järn(II) kan mer väteperoxid reagera enligt Fentons reaktion (Neyens &
Baeyens, 2003).
[Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0

för att uppnå eftersträvad avvattningsegenskap. Vid högre temperaturer kunde reaktionstiden
och väteperoxiddoseringen minskas.
Lin & Lo (1997) upptäckte vid behandling av industriellt avloppsvatten från textilindustrin
genom en reningsprocess baserad på Fentons reaktion en klar trend i temperaturberoendet. De
menade att reaktionshastigheten följde reaktionstemperaturen enligt Arrhenius ekvation:
Reaktionstid
∆ (18)
Som beskrivet i föregående stycke är den optimala reaktionstiden för en behandling beroende
av övriga processparametrar, såsom temperatur och väteperoxiddos. Vid en hög kvot järn(II)
mot väteperoxid sker reaktionen nästan ögonblickligen medan vid lägre kvoter blir processen
mer beroende av tid då produktionen av hydroxylradikaler beror av återskapandet av järn(III).
Cortez et al.(2010) undersökte reaktionstidens påverkan på rening av COD från lakvatten vid
pH 3, [Fe 2+ ]/[H 2 O 2 ]=0,3, [Fe 2+ ]=4 mmol/l. De fann att vid en 2 timmar lång reaktionstid
skedde den huvudsakliga oxidationen av COD inom 40 minuter varefter längre reaktionstid
inte hade någon signifikant påverkan på reningen.
6.2.3 Polymertillsats
Efter behandling av slammet enligt Fentons reaktion återfinns stora mängder små
partikelflockar (Neyens & Baeyens, 2003). Polymertillsats krävs för att skapa större och
starkare flockar (Lin & Lo, 1997). Då pH-sänkningen innebär att slammets anjoniska
laddning sänks minskar behovet av katjoniska polymer med minskande pH (Thunberg,
2010b).
6.3 Hygienisering
Orsaken till Kemicondprocessens avdödande effekt på mikroorganismer beror av flera olika
faktorer.
Syratillsatsen kan påverka mikroorganismer i slammet då pH-värdet sänks till under
tillväxtoptimum för flertalet av organismerna närvarande i slam (JTI, 1997). Utanför pH för
tillväxtoptimum skadas organismens tillväxtmöjligheter, men det behöver inte innebära en
avdödning. Denatureringen och avlägsningen av EPS genom syratillsats kan innebära en
avdödning då organismen mister förmågan att kontrollera sin turgor och lyserar (Neyens et
al., 2004). Lågt pH-värde kan även innebära en upplösning av organismens cellmembran.
Lysering innebär förutom avdödning att cellbundet vatten avgår och kan avskiljas vid
avvattning.
Det är dock oxidationen av slammet som ger Kemicondprocessen dess huvudsakliga
hygieniserande verkan. Selvakumar et al. (2009) undersökte effektiviteten för avdödning av
E.coli i vätskefasen från sedimenterat vatten från kombinerade avloppssystem, ursprunglig
40

koncentration mellan 2,6–7,5 * 10 6 CFU/100ml, av en oxidering med väteperoxid och genom
Fentons reaktion. De fann att oberoende av använt molförhållande mellan reagenterna (vid
samtliga förhållanden var [Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0

undersöka organismens inaktivering mot hydroxylradikalskoncentrationen och fann ett i det
närmaste linjärt samband. Eftersom sambandet var tydligt och det framräknade CT-värdet för
inaktiveringen av E.coli från hydroxylradikalen blev väldigt högt, 0,8 * 10 -5 mg min/l, drogs
slutsatsen att av de reaktiva syreämnena så är det hydroxylradikalen som ger den
huvudsakliga avdödningen vid behandlingen.
42

7 Material och metod
7.1 Provtagning
Slamprover hämtades i 5-liters plastdunkar från ledningen mellan slamcisternen efter
rötkamrarna och Kemicondreaktorerna. Provtagningen skedde under fyllnadsfasen för
reaktorerna. 3-liter slamprov fylldes först upp och slängdes innan faktiskt prov togs för att
säkerställa ett så representativt slamprov som möjligt. Provtagningstid och mängd prov per
dag presenteras i Tabell 6:
Tabell 6 Slamprovtagning, datum, tid och provmängd
Dag 14-mars 2011 15-mars 2011 21-mars 2011 26-april 2011
Provtagningstid 07.44-07.56 08.20-08.31 08.25-08.33 07.51-08.02
Provmängd 20 l 20 l 15 l 10 l
Polymer, Kemira Superfloc C498 HMW, hämtades från en ventil på ledningen mellan
polymertank och kolvfilterpressarna. Likt slamproverna kastades först en viss volym polymer,
500 ml, innan prov till försöken togs ut. Då polymer är en färskvara togs nya prov varje
försöksdag.
Skumdämpare, Kemira KCC 201, hämtades från dess lagringtank. Skumdämparprov byttes
inför varje provvecka.
7.2 Laboratorieförsök
7.2.1 TS/GR
TS- och GR-analyser av både obehandlat slam och avvattnat behandlat slam utfördes enligt
standardmetod, SS 028113, dock utan att aluminiumformarna förglödgades. TS-analys av
obehandlat slam utfördes för att kunna omräkna resultat från de mikrobiologiska analyserna
från CFU/g vått prov till CFU/g TS. Analys av GR-halten innan och efter behandling utfördes
för att utvärdera om salter och/eller organiskt material löses upp ur slammet efter syratillsats.
Aluminiumformarna märktes och vägdes innan slamprov tillsattes varefter formarna återigen
vägdes. Proven förvarades i 20 timmar i en ugn som höll 105°C för att indunstas varefter de
återigen vägdes för att kunna beräkna slammets TS-halt. Beräkningsmetod använd beskrivs i
Bilaga A.
Analys av slammets GR-halt utfördes genom att de indunstade slamproverna från TSanalysen
förvarades i två timmar i en ugn som höll 556°C innan de togs ut och tilläts svalna.
Därefter vägdes proven och slammets GR-halt kunde beräknas. Beräkningsmetoden som
användes beskrivs i Bilaga A.
43

7.2.2 Totaljärntest
Analys av det obehandlade slammets totaljärnhalt utfördes varje försöksdag av Käppalas lab.
Metoden som användes för analysen var enligt standardmetod för totaljärnanalys av vatten,
SS 02 81 29. För att utföra analysen enligt metoden späddes slammet först med avjonat vatten
tills järnhalten var inom godkänt mätområde.
7.2.3 Kemicondförsök
Försöksuppställning
Kemicondbehandlingen utfördes i dragskåp i en 5-liters glasbägare fylld med 3 liter slam vid
försöken den 14 och 15 mars och i en 3-liters plastbägare fylld med 2,5 liter slam den 21 och
22 mars samt den 26 april. Omrörning skedde med hjälp av en magnetomrörare och en miniflockulator,
se Figur 5 för försöksuppställning.
Metod
Figur 5 Försöksuppställning för Kemicondbehandling i laborationsskala.
Innan försök påbörjades tillsattes skumdämpare till en koncentration om 120 ppm, samma
koncentration använd i fullskaleanläggningen på Käppalaverket.
94-97 % svavelsyra pipetterades stegvis ner i slammet under omrörning tills det att mål-pH
uppnåtts, fastställt som när pH-mätaren stabiliserats på mål-pH under minst 30 sekunder.
44

Efter att mål-pH uppnåtts tilläts slammet stå under omrörning i 7 minuter innan 30 ml prov
överfördes till en plastflaska för senare analys av halten ortofosfat och järn(II).
I nästa steg pipetterades 30 % väteperoxid stegvist till bägaren tills den beräknade mängden
tillsatts. En reaktionstid på 20 minuter användes innan ytterligare 30 ml prov överfördes till
en annan plastflaska för analys av ortofosfat och järn(II).
Försöksschema
Två försöksomgångar utfördes för utvärdering av Kemicondprocessens hygieniserande
verkan.
‐ Första försöksomgången – Kemiconds beroende av pH och H 2 O 2 -dos
Den första försöksomgången var utformad för utvärdering av hur metodens hygieniserande
effekt påverkades av variation av två processparametrar samt hur denna variation påverkar
avvattningen av slammet. De processparametrar som valdes ut för utvärdering var pH och
väteperoxiddos. Utvärderingen strukturerades så att behandlingar med tre olika
väteperoxiddoseringar vid tre olika pH-värden utfördes en gång vardera varefter tre prov från
varje behandling skickades till mikrobiologisk analys. Provschema presenteras i Tabell 7. Mer
detaljerat schema med provnamn finns i Bilaga C.
Tabell 7 Försöksschema för den första försöksomgången
Dag Provnummer pH H 2 O 2 (kg/ton TS)
1 #1 4,5 20
1 #2 5,5 32
2 #3 5 26
2 #4 5,5 20
2 #5 4,5 26
2 #6 5 32
3 #7 4,5 32
3 #8 5 20
3 #9 5,5 26
45

‐ Andra försöksomgången – Verifiering av Kemiconds hygieniserande förmåga vid
pH

Från det färdigbehandlade slammet överfördes två stycken en-liters prov till varsin
desinficerad plastflaska. Flaskorna sattes i en centrifug varefter slamprovet centrifugerades
med en hastighet på 3000 RPM i 30 minuter. Efter centrifugeringen dekanterades
supernatanten för att erhålla ett nu koncentrerat slamprov. Från plastflaskorna överfördes tre
stycken prov till av SVA sända ändamålsaktiga 100 ml provburkar med en desinficerad sked.
Provburkarna förslöts och sattes i plastpåsar som även de förslöts. Proven paketerades med
kylklampar och budades till SVA. Från det resterande slammet från centrifugeringen togs tre
prover ut för TS-analys.
För båda försöksomgångarna utförde SVA bakterieräkningar på obehandlat slam,
blankprover, samt för samtliga behandlade slamprov. Halten av koliforma bakterier, 37°C och
termotoleranta, Escherichia coli, enterokocker samt Clostridium perfringens undersöktes.
Även analyser av salmonella utfördes för samtliga prov. Samtliga organismer valdes ut efter
samråd med SVA.
Enligt SVA 13 användes analysstandarder framtagna av Nordisk metodikkomite for
levnedsmidler (NMKL) för de mikrobiologiska analyserna. Samtliga prover späddes inför
analys enligt spädningsstandard NMKL 91:3:2001.
Analyser av specifika organismgrupper utfördes enligt standardmetoder från NMKL förutom
Clostridium perfringens.
Använda standardmetoder var:
‐ Enterokocker enligt NMKL 68:4:2004
‐ Koliforma bakterier 37°C NMKL 44:6:2004
‐ Salmonella NMKL 71:5:1999
‐ Termotoleranta koliforma bakterier 44°C samt E. coli enligt en modifierad variant av
NMKL 125:4:2005 där modifieringen innebär att de endast använder VRG-agar och
inte även TSA-agar vilket behövs enligt standardmetoden 14 .
Clostridium perfringens analyseras genom att provet odlas på odlingsmedia av TSC-typ
tillsammans med D-cycloserine. Odlingen stod i en anaerob miljö vid 37°C i 24 h. Från den
odlingen togs 5 kolonier som odlades på lectinasplattor med hästblod och inkuberades i en
anaerob miljö vid 37°C i 24 h. Prover ansågs positiva för Clostridium perfringens om
inkuberade kolonier var lecitinaspositiva och om hemolys uppstått.
13 Elisabeth Bagge, SVA, PM
14 Elisabeth Bagge, SVA, PM
47

7.2.5 Analys av järn(II) och ortofosfat
Figur 6 Merck RQflex 10 reflektometer med reagens och provsticka.
Under den första försöksomgången hade två slamprov tagits ut per behandling för analys av
ortofosfat och järn(II) före och efter väteperoxidtillsatsen. Dessa analyser utfördes för att se
om Fentons reaktion har skett under behandlingen samt vilken effekt reaktionen hade gett på
slammet. De uttagna slamproven förvarades tre dagar i ett kylskåp som höll 1-5°C innan de
togs ut och ställdes i ett vattenbad med rumstempererat vatten för att värmas upp.
Polymer blandades ut från dess ursprungliga koncentration på 0,5 % till 0,05 % genom
spädning med avjonat vatten. Prov och polymerlösning blandades ut 1:1 i en glasbägare och
skakades kraftigt. Efter det att sedimentation skett överfördes den klara vätskefasen till en 50
ml bägare.
En Merck RQflex® 10 reflektometer med Reflectoquant® teststickor användes för att
analysera ortofosfat och järn(II)-halterna i proven.
Ortofosfat
Till 5 ml prov tillsattes 10 droppar reagens, innehållande bland annat molybden, och
lösningen skakades om. I lösningen reagerar molybden med ortofosfatjoner och bildar
fosformolybdensyra som reduceras till ett blått ämne som kan avläsas optiskt i reflektometern.
Reflectoquant® teststickor för PO 4 3- -mätning med två reaktionszoner fördes ner i lösningen
direkt efter omskakningen i 2 sekunder och togs därefter upp varefter överflödig vätska läts
droppa ner på en pappershandduk. Efter 90 sekunders reaktionstid sattes stickan in i
reflektometern och mätvärdet avlästes. Analysen utfördes tre gånger per uttaget prov.
48

Järn(II)
Till det kvarvarande provet i 50 ml-bägaren med slammets vätskefas tillsattes en droppe 2M
svavelsyra varefter pH avlästes för att fastställa att pH låg inom analysmetodens mätintervall
för analys av järn(II); pH 1-4.
Analysmetoden bygger på att järn(II) reagerar med 2,2-dipyriyl på analysstickornas
reaktionszoner och bildar ett rött ämne som kan avläsas optiskt. Reaktionszonerna på
teststickorna fördes ner i 5 ml av lösningen i 2 sekunder varefter stickan togs upp och
överflödig vätska läts rinna av till en pappershandduk. Efter 15 sekunders reaktionstid sattes
stickan in i reflektometern och mätvärdet avlästes. Var mätvärdet utanför reflektometerns
mätområde, 20-200 mg/l, späddes provet 1:1 med avjonat vatten. Likt ortofosfattestet utfördes
testet av järn(II) tre gånger per prov.
7.2.6 Avvattning
En liter slamprov från det färdigbehandlade slammet hade överförts till en plastflaska som
förvarades i kylskåp i två dagar innan det togs ut på morgonen och ställdes i rumstempererat
vatten för att värmas upp. Slammet överfördes till en bägare omrörd med magnetomrörare och
mini-flockulator.
0,5 % polmerlösning späddes med avjonat vatten till 0,2 %. Beräknad mängd polymerlösning
motsvarande 6 kg polymer/ton TS tillsattes satsvis slammet under kraftig omrörning i minst 5
sekunder. Från bägaren fylldes tre 250 ml bägare inför avvattningstesten.
För avvattningsförsöken användes en Afmitech Friesland Mareco minipress MMP-3
filterpress. Tryckluften i pressen var ej justerbar och var inställd på 6,51 bar vilket gav ett
effektivt tryck på slammet på 13,02 kg/cm 2 . Trycket kan jämföras med det tryck på 5,1
kg/cm 2 som kolvfilterpressarna på Käppalaverket sätter på slammet (Thunberg, 2010b). Två
70 mm diameters filter, 300 l/(s*m 2 ), stödda av perforerade aluminiumskivor placerades över
och under slammet i en aluminiumcylinder som placerades vertikalt mot presskolven. Under
pressfasen rörde sig kolven långsamt in i bägaren tills motstånd från slammet möttes och en
300 sekunders presstid startades. Rejektvatten från bägaren samlades upp och rann ner i en
plastflaska som märktes och sattes in i kylskåp. Efter presstiden återgick kolven till
startpositionen varefter en filterkaka kunde avlägsnas och placeras på en förvägd
aluminiumform för TS- och GR-analys. TS- och GR-analyserna utfördes enligt tidigare
beskriven metodbeskrivning. GR-halten i slammet innan och efter behandling samt GR-halten
i det suspenderade materialet från rejektvattnet analyserades för att se om salter löses upp ur
slammet vid pH-sänkningen.
49

Figur 7 Laborationspress, Afmitech Friesland Mareco minipress MMP-3.
Figur 8 Slambehållare och filter. A = Aluminiumcylinder, B = cylinderhållare, C = filter,
D = perforerade filterstöd.
50

7.2.7 Rejektvatten
Analys av rejektvattnets SS-halt utfördes enligt en modifierad variant av standardmetoden SS-
EN 872:2005 och analysen av provets GR-halt enligt en modifierad variant av SS 02 81 12.
83-09-15. Modifieringen innebär att kontrollen av glasfibersfiltren är utförd med naturligt
vatten och inte med en syntetisk lösning.
Plastflaskorna innehållande rejektvatten förvarades i kylskåpet en dag innan de togs ut på
morgonen och fördes ner i rumstempererat vatten för att värmas upp. Analysmetoden tillåter
att proverna förvaras i 1-5°C i upp till två dagar, men provsvar från analyser som inte utförts
direkt efter avvattning bör användas med viss försiktighet.
Filterpapper märktes och vägdes varefter de placerades på ett Whatman GF/A glasfiberfilter
kopplad till en vakuumsug. Därefter fästes en glasbehållare över filtret med en klämma.
Filteruppsättningen visas i Figur 9.
Figur 9 Försöksuppsättning för analys av rejektvattnets SS-halt.
20 ml prov överfördes till vakuumsugen för filtrerning av provet. Filterpappren förvarades två
timmar i en ugn som höll 109°C varefter de vägdes för att beräkna rejektvattnets SS-halt.
Filtren sattes därefter i en ugn som höll 556°C i en timme innan de återigen vägdes för att
kunna beräkna det suspenderade materialets GR-halt.
51

7.3 Datakvalitet
För att minska risken med missvisande resultat och för att få högre statistisk säkerhet från
resultaten planerades alla försök så de genererade tre teoretiskt identiska resultat. Samtliga
trippelprover, förutom prover från bakterieräkningen, utvärderades statistiskt för att finna
mätfel, så kallade outliers. Vald metod för utvärdering av trippelprovens datakvalitet blev att
beräkna provens variationskoeffecient, vilken beräknades enligt följande ekvation:
%
ä
100
(19)
Med ett högre värde visar variationskoeffecienten på en ökad spridning mellan resultaten från
respektive trippelprov. En övre gräns för variationskoeffecienten på 20 % sattes. Överstegs
gränsvärdet utvärderas respektive mätvärde i trippelproven mot de andra genom att den
procentuella skillnaden mellan dem beräknades. Analysmetoden kallas relativ percent
difference (RPD) och beräknas enligt följande ekvation:
||
2 100
(20)
Där x och y är enskilda prov inom trippelproven eller duplikaten. Skiljer sig ett värde mer än
50 % från det närmaste mätvärdet och 70 % från det tredje mätvärdet behandlades mätvärdet
som en outlier och användes inte i framtida beräkningar.
52

8 Resultat
8.1 Första försöksomgången - Kemiconds beroende av pH och H 2 O 2 -dos
8.1.1 Hygienisering
Medelreduktionen av de olika organismgrupperna vid olika pH och väteperoxiddos
presenteras i Tabell 8. Medelreduktionen är beräknad som skillnaden mellan medelvärden av
trippelprov från behandlat slam och blankprov. Provsvar under använd analysmetods
detektionsgräns har behandlats som om de vore hälften av detektionsgränsen. D.v.s. analyser
som resulterande i

Koncentration koliforma bakterier, 37° C, i proven presenteras i Figur 10. Då koncentrationen
av dessa bakterier var låg i flera prover överlappar många mätpunkter varandra vid lägre
koncentrationer.
CFU / g TS
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Koliforma bakterier 37° C
4 4,5 5 5,5 6
pH
20 kg H2O2/Ton TS
26 kg H2O2/Ton TS
32 kg H2O2/Ton TS
Koncentrationen av termotoleranta koliforma bakterier i proven presenteras i Figur 11. Då
koncentrationen av dessa bakterier var låg i flera prover överlappar många mätpunkter
varandra vid lägre koncentrationer.
CFU / g TS
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
Figur 10. Resultat från bakterieräkningen av koliforma bakterier 37° C.
0
Termotoleranta koliforma bakterier
4 4,5 5 5,5 6
pH
20 kg H2O2/Ton TS
26 kg H2O2/Ton TS
32 kg H2O2/Ton TS
Figur 11 Resultat av bakterieräkningen av termotoleranta koliforma bakterier.
54

Koncentrationen av Escherichia coli i proven presenteras i Figur 12. Då koncentrationen
E.coli var låg i flera prover överlappar många mätpunkter varandra vid lägre koncentrationer.
Naturvårdsverkets föreslagna gränsvärde på 1000 CFU/g TS är presenterat med ett tjockt
streck i grafen. Förutom för enskilda mätpunkter underskrids gränsvärdet för större delen av
de analyserade proven.
CFU / g TS
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
Escherichia coli
4 4,5 5 5,5 6
pH
20 kg H2O2/Ton TS
26 kg H2O2/Ton TS
32 kg H2O2/Ton TS
Figur 12 Resultat av bakterieräkningen av Escherichia coli. Det svarta strecket
symboliserar Naturvårdsverkets föreslagna gränsvärde på 1000 CFU E.coli/g TS
55

8.1.2 Avvattning
Filterkakans TS-halt
Resultaten från analysen av filterkakans TS-halt, figur 13, och för de andra analyserna från
avvattningsförsöken presenteras grafiskt i två kolumner. I den vänstra kolumnen presenteras
resultaten från behandlingar uppdelat efter använt pH-värde som funktion av
väteperoxiddosering medan resultatet i den högra kolumnen visar det motsatta fallet. Det är
alltså samma resultat presenterade i de båda kolumnerna, men presenterade i olika format för
att kunna tyda trender från variationen av processparametrarna. Varje behandling
representeras av en mätpunkt som motsvarar medelvärdet av dess trippelprover. Variationen
mellan trippelproverna från TS-analysen av filterkakorna var generellt sett låg varför denna
grafiska representation anses vara godtagbar. Alla mätdata finns i Bilaga C
Figur 13 TS-analys av de kvarvarande filterkakorna från avvattningsförsöken. Resultaten
presenteras med TS-haltens beroende av väteperoxiddosering i vänstra kolumnen och av det
kritiska pH-värdet i den högra kolumnen.
56

Analys av filterkakans GR-halt
Undersökningen av filterkakornas GR-halt presenteras i Figur 14. Analysen utfördes för att se
hur slammets komposition förändrats efter syratillsats, t.ex. om en stor mängd salter löstes
upp. Varje behandling representeras av en mätpunkt som motsvarar medelvärdet från
trippelproverna. Variationen mellan mätvärdena i trippelproverna var väldigt låg varför
grafisk presentation av medelvärdena från respektive behandlings trippelprov anses vara
godtagbart.
Figur 14 GR-analysen av de kvarvarande filterkakorna från avvattningsförsöken. Resultaten
presenteras med TS-haltens beroende av väteperoxiddosering i vänstra kolumnen och av det
kritiska pH-värdet i den högra kolumnen.
57

8.1.3 Analys av rejektvatten
Suspenderat material
Resultat från analysen av rejektvattnets innehåll av suspenderat material presenteras i
Figur 15. Varje behandling representeras av en mätpunkt som motsvarar medelvärdet av dess
trippelprover. Variationen mellan värdena i trippelproverna var hög och flera mätvärden
avfärdades som mätfel enligt den statistiska utvärderingen beskriven tidigare under rubriken
Datakvalitet. Representativiteten av mätresultaten anses därför vara svag.
Figur 15 Rejektvattnets SS-halt. Resultaten presenteras genom rejektvattnets SS-halt
beroende av väteperoxiddosering i vänstra kolumnen och av det kritiska pH-värdet i den
högra kolumnen.
58

Det suspenderade materialets GR-halt
Resultat från analysen av det suspenderade materialets GR-halt presenteras i Figur 16.
Analysen utfördes för att se hur slammets komposition förändrats efter syratillsats, t.ex. om en
stor mängd salter har upplösts till vätskefasen. Varje behandling representeras av en mätpunkt
som motsvarar medelvärdet av dess trippelprover. Variationen mellan mätvärdena inom
trippelproverna var relativt låg varför representativiteten av behandlingarna anses godtagbar
men svag.
Figur 16 Det suspenderade materialets GR-halt. Resultaten presenteras genom GR-haltens
beroende av väteperoxiddosering i vänstra kolumnen och av det kritiska pH-värdet i den
högra kolumnen.
59

8.1.4 Ortofosfat och järn(II)
Analysen av halten järn(II) och ortofosfat i de uttagna proven visade på en hög mätosäkerhet,
speciellt för analyserna av ortofosfat där flera mätvärden avfärdades som mätfel enligt den
statistiska utvärderingen beskriven tidigare under rubriken Datakvalitet. Metodkontrollen av
den använda reflektometern visade på stor variation mellan faktiskt värde och avläst värde, se
Bilaga B, varför det beräknade mätfelet lades till avläst värde. Vid analysresultat under
reflektometerns precisionsgräns användes hälften av detta värde, d.v.s. en precisionsgräns på
10 mg/l presenterades istället som 5 mg/l. Analys av upplöst mängd ortofosfat och järn(II)
efter syratillsats presenteras i Figur 17. Varje behandling representeras av en mätpunkt som
motsvarar medelvärdet av dess trippelprover. Variationen mellan trippelproverna från järn(II)-
analysen var låg varför denna grafiska representation anses vara godtagbar. Variationen
mellan värdena i ortofosfats trippelprover var dock hög och flera mätvärden avfärdades som
mätfel. Denna grafiska representation av upplöst mängd ortofosfat anses därför vara svag.
(mmol/l)
10
8
6
4
2
0
4 4,5 5 5,5 6
pH
[Fe2+]
[PO43‐]
Figur 17 Mängd upplöst järn(II) och ortofosfat i mmol/l vid olika pH-värden.
Procentuell reduktion av upplöst mängd järn(II) genom väteperoxidtillsatsen presenteras i
Figur 18. Figuren presenteras för att se hur koncentrationen järn(II) förändras genom Fentons
reaktion, om koncentrationen minskar genom Fentons reaktion och om redoxreaktioner
reducerar det bildade järn(III) till järn(II). Mätpunkter representerar medelvärde av respektive
behandlings trippelprov. Variationen mellan trippelproverna från järn(II)-analyserna var låga
varför denna grafiska representation anses vara godtagbar.
Δ[Fe 2+ ] (%)
20%
16%
12%
8%
4%
0%
4 4,5 5 5,5 6
pH
20 kg H2O2/ton TS
26 kg H2O2/ton TS
Figur 18 Procentuell reduktion av upplöst järn(II) beroende på behandling.
60

Reduktionen av upplöst mängd ortofosfats beroende av reduktionen järn(II) i proven
presenteras i Figur 19. Figuren presenteras för att se om bildat järn(III), här representerat som
minskad mängd järn(II), har ett direkt förhållande till minskad mängd ortofosfat, d.v.s. om
bildat järn(III) bundit och fällt ut upplöst ortofosfat. Variationen mellan trippelproverna från
järn(II)analyserna var låga medan variationen mellan trippelproverna från
ortofosfatsanalyserna var höga och flera mätvärden avfärdades som mätfel enligt den
statistiska utvärderingen beskriven tidigare under rubriken Datakvalitet. Denna grafiska
presentation anses därför vara svag.
Δ[PO 4
3‐ ] (mmol/l)
1,5
1,2
0,9
0,6
0,3
0,0
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
ΔFe 2+ (mmol/l)
Figur 19 Reduktionen av upplöst ortofosfats beroende av reduktionen järn(II).
Procentuell reduktion av upplöst mängd järn(II)s beroende av kvoten mellan upplöst mängd
järn(II) och tillsatt mängd väteperoxid presenteras i Figur 20. Figuren presenteras för att se
om ett förhållande finns för reduktionen av järn(II) och förhållandet mellan upplöst järn(II)
och väteperoxid innan reaktion och om det i så fall är jämförbart med vad som beskrivs i
litteraturen, se rubriken Teori. Variationen mellan trippelproverna från järn(II)-analyserna var
låga varför denna grafiska representation anses vara godtagbar.
20%
16%
Δ[Fe 2+ ] (%)
12%
8%
4%
0%
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6
[Fe 2+ ]/[H 2 O 2 ] (mmol/mmol)
Figur 20 Reduktionen av upplöst järn(II)s beroende på kvoten mellan upplöst järn(II) mot
tillsatt väteperoxid.
61

Filterkakans TS-halts i förhållande till reduktionen av upplöst järn(II) presenteras i Figur 21.
Figuren visas för att utvärdera om bildad järn(III), visat som minskad koncentration järn(II),
har genom koagulation och utfällning gett en effekt på filterkakans TS-halt. Variationen
mellan trippelproverna både från järn(II)-analyserna och från analyserna av filterkakans TShalt
var låga varför denna grafiska representation anses vara godtagbar.
TS (%)
45%
44%
43%
42%
41%
40%
39%
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
ΔFe 2+ (mmol/l)
Figur 21 Filterkakans TS-halts beroende av reduktionen upplöst järn(II).
Filterkakans TS-halts i förhållande till kvoten mellan upplöst mängd järn(II) och tillsatt
mängd väteperoxid presenteras i Figur 22. Figuren visas för att undersöka om teorin att ett
högre värde för förhållandet mellan upplöst mängd järn(II) och doserad väteperoxid ger en
koagulerande effekt och om en sådan trend kan tydas för filterkakans TS-halt. Variationen
mellan trippelproverna både från järn(II)-analyserna och från TS-analysen var låga varför
denna grafiska representation anses vara godtagbar.
TS (%)
45%
44%
43%
42%
41%
40%
39%
0,0 0,1 0,1 0,2 0,2 0,3 0,3 0,4 0,4
[Fe 2+ ]/[H 2 O 2 ] (mmol/mmol)
Figur 22 Filterkakans TS-halts beroende av kvoten mellan upplöst järn(II) mot tillsatt
väteperoxid.
62

Rejektvattnets SS-halt i förhållande till reduktionen av upplöst järn(II) presenteras i Figur 23.
Figuren visas för att utvärdera om bildat järn(III), visat som minskad koncentration järn(II),
koagulerar och fäller ut suspenderat material i vätskefasen. Variationen mellan
trippelproverna från järn(II)-analyserna var låga medan variationen mellan trippelproverna
från SS-analysen var hög. Denna grafiska representation anses därför vara svag.
3000
2500
SS (mg/l)
2000
1500
1000
500
0
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
ΔFe 2+ (mmol/l)
Figur 23 Rejektvattnets SS-halts beroende av reduktionen upplöst järn(II).
Rejektvattnets SS-halt i förhållande till kvoten av upplöst mängd järn(II) och tillsatt mängd
väteperoxid presenteras i Figur 24. Figuren visas för att undersöka om teorin med att ett högre
värde för förhållandet mellan upplöst mängd järn(II) och doserad väteperoxid ger en
koagulerande effekt och om en sådan trend kan tydas för rejektvattnets SS-halt. Variationen
mellan trippelproverna från järn(II)-analysen var låg medan variationen mellan
trippelproverna från SS-analysen var hög. Denna grafiska representation anses därför vara
svag.
SS (mg/L)
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4
[Fe 2+ ]/[H 2 O 2 ] (mmol/mmol)
Figur 24 Rejektvattnets SS-halts beroende av kvoten upplöst järn(II) mot tillsatt väteperoxid.
63

8.2 Andra försöksomgången – Verifiering av Kemiconds hygieniserande
förmåga vid pH

Figur 25 Resultat av bakterieräkningen från den andra försöksomgångens. Samtliga prov
behandlades med 26 kg väteperoxid/ton TS vid pH 4,5. Feta linjer indikerar
Naturvårdsverkets föreslagna gränsvärden på 1000 CFU E.coli/g TS och 1000 CFU
enterokocker/g TS.
65

9 Diskussion
9.1 Godkännande av alternativa hygieniseringsmetoder
Regler för hygienisering av avloppsslam inför spridning till produktiv mark väntas komma
både från en ny svensk slamförordning och från en uppdatering av gällande EG-direktiv.
Utöver godkända hygieniseringsmetoder i den föreslagna slamförordningen skall även
alternativa hygieniseringsmetoder kunna godkännas, men proceduren för ett sådant
godkännande är inte ännu fastställt. Utifrån litteraturundersökningen i denna rapport föreslår
författaren att följande procedur skulle kunna användas.
Alternativa hygieniseringsmetoder skulle kunna utvärderas enligt ett liknande system som
används av amerikanske EPA. En kommitté med experter och representanter från
myndigheter och intresseorganisationer bör då bildas för att se över ansökningsprocessen och
slutligen för att kunna utvärdera hygieniseringsmetodens möjligheter att bli godkänd.
En ansökan om godkännande av alternativa slamhygieniseringsmetoder borde innehålla
dokumentation som beskriver processen. Beskrivningen innefattar en detaljerad beskrivning
av hur processen fungerar, hur processen styrs, hur stabil processen är samt vilka
driftparametrar som ger processen dess hygieniserande verkan. Dokumentet bör även ange
lämpliga gränsvärden för de kritiska driftparametrarna för hygienisering och argumentation
varför dessa gränsvärden ska användas.
Demonstration av processens hygieniserande effekt måste även visas i fullskala vilket skulle
kunna föregås av försök i laborations- eller pilotskala för utvärdering av processparametrars
påverkan. Då mikrobiologiska analyser är kostsamma borde en kvalitetssäkerhetsplan
presenteras till kommittén innan försök påbörjas för att säkerställa att analyser utförs enligt en
godtagbar procedur.
Enskilda hygieniseringsanläggningar, alternativa eller redan godkända metoder, bör kunna
presentera dokumentation av eventuella risker för hygieniseringen vid anläggningen och de
åtgärder som kan utföras för att förhindra dessa risker. T.ex. skulle detta kunna ske genom att
man uppför en HACCP över anläggningen som kan bevisa att slamhanteringen kan generera
ett hygieniserat slam.
Indikatororganismer att använda för utvärdering av alternativa hygieniseringsmetoder bör
väljas efter om organismen förekommer i Sverige och om analys av organismen i slam är
praktiskt och ekonomiskt möjlig. Författaren föreslår därför att enbart indikatororganismerna i
den föreslagna svenska slamförordningen bör användas för utvärdering av nya
hygieniseringsmetoder.
67

9.2 Hygienisering med Kemicond
Trots teoretiskt identiska prov resulterade bakterieräkningen från första försöksomgången i en
väsentlig variation av organismkoncentrationen inom flertalet trippelprov. Variationen kan
förklaras med svårigheten att utföra representativa provuttag av hygieniserat slam eller med
att de analysmetoder som använts har haft en låg mätsäkerhet. Denna variation innebar
problem vid beräkningen av medelreduktionen för samtliga organismgrupper genom
Kemicondbehandlingen. Med en låg bakteriehalt i de mesofilt rötade blankproven och med en
hög detektionsgräns för analysmetoderna som användes vid bakterieräkningen kunde inte en
högre reduktionsgrad än 2log 10 beräknas. Om bakteriekoncentrationen ökats i det obehandlade
slammet genom t.ex. tillsättning av organismer hade Kemicondprocessens möjliga
reduktionsgrad kunnat beräknas. En ökning av bakteriehalten ansågs dock inte behövas av
SVA.
Då den mesofila rötningen ger en viss hygieniserande verkan skulle en Kemicondbehandling
av orötat slam kunna utföras då mikroorganismhalten är högre i det orötade slammet. Då den
reduktiva miljön i rötkammaren reducerar järn(III) till järn(II), vilket tros vara kritiskt för
Kemicondprocessen, är detta inte lämpligt. Inte heller är det ett möjligt driftfall för processen
på Käppalaverket.
I motsats till de andra analyserna utvärderades inte resultaten från bakterieräkningen statistiskt
för att finna och utesluta mätfel. Däremot ansågs provnummer C3 och D1 från första
försöksomgången missvisande då de resulterade i betydligt högre bakteriehalter än de övriga
proven från respektive trippelprov, se Bilaga C för presentation av dessa och andra
provresultat.
De förhöjda bakteriehalterna i dessa och möjligen även i andra prov kan bero på flera
faktorer. Två möjliga faktorer presenteras nedan:
‐ Obehandlat slam kan ha kommit i kontakt med färdigbehandlat slam vilket orsakat en
återinfektering av provet. Återinfekteringen kan ha skett under provuttagningen om en
provbägare eller pipett varit infekterad. Obehandlat slam kan även oavsiktligt ha
överförts till det färdigbehandlade slamprovet genom slamstänk vilket lett till en
återinfektering. Trots långtgående åtgärder för att minimera riskerna med
återinfektering kan det ha skett i flera prov. Då proven snabbt förslöts och paketerades
i kylda kartonger som blev budade till SVA samma dag vilka satte in proven i
kontrollerat kylskåp bör risken för tillväxt av organismer efter återkontaminering av
enskilda prov vara låg.
‐ Ett annat scenario som kan förklara förhöjda värden av samtliga bakteriegrupper är att
delar av slammet inte blivit utsatt för Kemicondbehandlingens oxiderande verkan på
slammet. Har omrörningen inte lyckats att skapa en total omblandning av slammet kan
så kallade randzoner uppkommit där en viss del slam i reaktorbägaren undgått
behandling. Har sedan pipetten under provtagningen träffat en sådan randzon kommer
proverna att visa på betydligt högre bakteriehalter än prov med slam från utanför
randzonen. Omrörningen av reaktorbägaren var inte perfekt då omrörare ej ämnade för
slamomblandning användes som huvudsakliga omrörningsredskap. Med nedsänkt
68

mätapparatur kunde inte en fullständig omblandning uppnås, vilket kan ha skapat
randzoner. Då oxidering från hydroxylradikaler är en snabb process kan
omblandningen av slammet vara kritiskt för processens hygieniserande verkan.
Omrörningen i fullskalereaktorerna på Käppalaverket utförs både med en kraftig
omrörare samt recirkulationspumpar, dessutom är reaktorerna försedda med stora
bafflar, varför omrörningen i fullskala är starkare och mer fullständig.
Från bakterieräkningens resultat kan dock en slutsats dras om en tydlig avdödning av de flesta
mikroorganismerna i slammet, men olika organismgrupper har påverkats olika av
behandlingen.
9.2.1 Första försöksomgången – Kemiconds beroende av pH och H 2 O 2 -dos
Då salmonella påvisades i samtliga blankprover men inte i något av proven från de olika
behandlingarna kan en klar slutsats dras om en hygieniserande verkan på just salmonella från
Kemicondprocessen oberoende av den variationen av pH och väteperoxidtillsats som
användes här. Eftersom salmonella inte kunde påvisas från något behandlat prov verkar
varken väteperoxiddoseringen eller pH-värdet vara begränsande inom de intervall som
användes under försöket för denna organismgrupp.
När det gäller koliforma bakterier, 37°C och termotoleranta, samt E.coli så verkar
behandlingen varit som mest effektiv vid ett lägre pH-värde med en medelreduktion på runt
2log 10 oberoende av väteperoxiddosering. Resultatet kan bero på effekten av syratillsatsen och
den skapade sura miljön. Resultatet kan även härledas till att Fentons reaktion har en högre
effektivitet vid lägre pH. Då det även finns en högre mängd upplöst järn(II) i slammet vid
lägre pH-värden kan en kraftigare oxidation ske, vilket bör leda till en förbättrad
hygienisering.
E.coli, som enligt Naturvårdsverkets föreslagna nya slamförordning skall hållas under 1000
CFU/g TS för att slammet skall kunna klassas som hygieniserat, håller sig under gränsvärdet i
de flesta behandlade prov. Vissa prov har överstigit gränsvärdet, främst proven från slam
behandlat med den lägsta väteperoxiddosen vid högre pH-värden. Resultaten tyder därför på
att Kemicondprocessen kan hygienisera avloppsslam till under Naturvårdsverkets föreslagna
gränsvärde för E.coli vid lågt pH och hög väteperoxiddosering.
Resultaten från analysen Clostridium perfringens varierade kraftigt varför resultatet ansågs
missvisande. Variationen kan förklaras med att enbart Clostridium perfringens analyseras
genom den använda metoden. Proven innehöll även andra typer clostrider vilka konkurrerar
med varandra. Hade analys utförts för samtliga typer av clostrider hade ett jämnare resultat
uppnåtts enligt SVA 15 . Generellt sett var halterna av Clostridium perfringens höga i de
analyserade proven. Se vidare diskussion av Clostridium perfingens under 9.2.2.
15 Elisabeth Bagge, SVA, PM
69

Samtliga analyssvar för undersökningen av enterokocker, förutom resultatet från det
avfärdade provet D1, har hamnat under använd analysmetods detektionsgräns; 100 CFU per
gram prov, vilket försvårar utvärderingen av Kemiconds hygieniserande verkan med avseende
på just enterokocker. Att behandlingen fått samtliga prov under analysmetodens
detektionsgräns visar dock på att behandlingen har en klar påverkan på enterokocker. Vilket
tidigare nämnts utgjorde den låga TS-halten i de inskickade proven ett problem. Omräkning
av resultaten till enheten CFU/g TS innebar att detektionsgränsen för enterokocker blev över
3000 CFU/g TS, tre gånger högre än det föreslagna gränsvärdet på 1000 enterokocker/g TS.
Med ett väntat gränsvärde på 1000 CFU/g TS krävs en TS-halt på minst 10 % i slammet för
att säkerställa att slammet hygieniserats till under det förväntade gränsvärdet.
9.2.2 Andra försöksomgången – Verifiering av Kemiconds hygieniserande förmåga vid
pH

koncentrationerna från de två första behandlingarna och det tredje avvikande provet tros
resultatet bero på att någonting gått fel i det tredje försöket, inte att Kemicond har en bristande
avdödande effekt på enterokocker. Resultatet kan t.ex. förklaras med de möjliga scenarion
presenterade i inledningen av kapitel 9.2.
Det tidigare föreslagna gränsvärdet för C.perfringens på 3000 CFU/g TS i behandlat slam var
föreslaget enbart på grunderna av att organismen var tålig och återfanns i höga
koncentrationer utan att begrunda dess överlevnad vid behandling. Vid förfrågan angav
SVA 16 att Clostridium Perfringens inte lämpar sig som indikatororganism för
hygieniseringsmetoder. Organismen uppgavs enbart kunna avdödas genom autoklavering.
Problemet med en bristande påverkan av koncentrationen Clostridium perfringens är därför
inte specifikt för Kemicond utan även för andra hygieniseringsmetoder, inklusive redan
godkända metoder enligt föreslagen ny slamförordning. T.ex. är termofil rötning vid 52°C
med en exponeringstid på 10 timmar godkänd som hygieniseringsmetod för att producera
klass A behandlat slam. Larsen och Olsen (1987) upptäckte dock vid en 3-4 veckors lång
termofil satsrötning, 53°C, av slurry från grisspillning att inte heller termofil rötning ger en
nämnvärd reduktion av Clostridium perfringens.
Trots att halten C.perfringens var generellt sett lägre i proven från den andra provomgången
än i proven från första var halten ändå höga. Likt resultaten från första försöksomgången
syntes en kraftig variation mellan teoretiskt identiska prov. Att inte heller redan godkända
hygieniseringsmetoder ger en avdödande effekt på C.perfringens betyder att den bristande
avdödningen av organismen genom Kemicondbehandling inte bör hindra Kemiconds
möjligheter att bli godkänd som alternativ hygieniseringsmetod.
9.3 Avvattning
9.3.1 TS-halt
Från den grafiska framställningen av TS-halten i filterkakorna från avvattningsförsöken, Figur
13, kan två trender skönjas; ökad TS halt vid högre pH och minskande väteperoxiddosering.
Däremot tycks provresultatet från behandlingen med väteperoxiddoseringen 32 kg/ton TS vid
pH 4,5 inte följa trenden utan resulterade i högre TS halt än vid behandlingar med lägre
väteperoxiddoseringar vid samma pH. Trendbrottet från den behandlingen kan bero på
misslyckad Kemicondbehandling, att avvattningsförsöken av samtliga prov från den
behandlingen utförts med ett systematiskt fel eller att resultatet beror på en annan
processparameter.
Trenden som upptäcktes från Figur 13 med högre TS-halt vid högre pH-värden kan troligen
härledas till polymerens effekt på avvattningen. Polymerens effektivitet försämras med lägre
16 Elisabeth Bagge, SVA, PM
71

pH vilket kan leda till lägre TS-halter vid lägre pH-värden. Liknande samband har noterats
vid fullskaledriften 17 .
Att väteperoxiddoseringen haft en negativ effekt på avvattningen kan också förklaras med
dess effekt på polymerens verkan. Den syrebildning, och därmed skumbildning, som kan
uppstå vid väteperoxids sönderfall vid överdosering påverkar polymeren och försämrar dess
effektivitet.
En ökad väteperoxiddosering leder även till en lägre kvot [Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0 vilket kan innebära
att Fentons reaktion gett en mer oxiderande effekt på bekostnad av dess koagulerande effekt.
Ett lägre pH skulle i fallet koagulering även ge en ökad stabilitet för järn(III) och innebära
sämre koagulering än vid högre pH, däremot kunde ingen direkt påverkan av filterkakans TShalt
från kvoten [Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0 ses i Figur 22, eller från mängden bildat järn(III) som kan ses
i Figur 21, vilket bör kunna korreleras väl till den sänkta halten järn(II) efter
väteperoxidtillsats.
Resultaten motsäger teorin om att avskiljning och oxidering av EPS påverkar avvattning
positivt. Det kan tolkas som att halten EPS i slammet redan var vid den optimala mängden för
flockbildning eller att andra faktorer väger högre inför avvattning än avskiljning och
oxidering av EPS.
9.3.2 Rejektvattnets SS-halt
Analysen av rejektvattnets mängd suspenderat material resulterade i stor variation mellan
trippelproverna. Generellt verkade det som om att SS-halten ökade från prov till prov i
trippelproverna allteftersom proverna avvattnades, vilket kan ha att göra med hur stor
vattenfasen var i det prov som togs från reaktorbägaren. Den höga variansen mellan
trippelproverna leder till en dålig representation av behandlingens påverkan av rejektvattnets
SS-halt vid den grafiska presentationen, Figur 15. Flera mätvärden har avfärdats efter
statistisk undersökning men en hög varians kvarstår bland de använda duplikat- och
trippelproverna.
Att inte analys av rejektvattnets SS-halt utförts direkt efter avvattningsförsök anses vara en
felkälla då SS-prov bör utföras så tätt inpå separationsprocessen som möjligt, analysmetoden
tillåter dock att proven förvaras upp till två dygn under de former de har förvarats, resultatet
skall därför användas med försiktighet. Att SS-halten resulterat i höga värden kan förklaras
med att ett grovt filter använts vid avvattningen, hade finare filter använts kunde troligen en
lägre SS-halt uppnåtts. Att alla prover behandlats likadant bör dock göra det möjligt att
utvärdera trender från analyserna även om inte exakta värden bör användas.
Från den grafiska presentationen i Figur 15 ses inte någon bra trend för SS-halten förhållande
till väteperoxiddosering men däremot syns en klar trend med ökad SS-halt i rejektvattnet vid
17 Andreas Thunberg, PM
72

högre pH-värden. Resultatet kan innebära att SS-halten i rejektvattnet påverkas mer av
effekten från Fentons reaktion än vad TS-halten i filterkakan tycks visa. Vid undersökning av
SS-haltens beroende av mängd bildat järn(III), Figur 23, ses en trend med minskad SS-halt
vid ökad mängd järn(III) som bildats. En trend med minskad SS-halt vid en högre kvot
[Fe 2+ ] 0 /[H 2 O 2 ] 0 kan också ses. Dessa trender visar att Kemicondbehandlingen har en
koagulerande effekt på slammet som kommer från skapandet av koagulerande järn(III) genom
Fentons reaktion som förbättrar utfällningen av lösta substanser.
9.3.3 Filterkakans GR-halt
Figur 14 visar på en trend med minskad GR-halt vid sänkt pH-värde. Ingen uppenbar trend
kunde dock ses från filterkakans GR-halt beroende av väteperoxiddosering. Dock syns, likt
vid analysen av filterkakans TS-halt, ett trendbrott skett vid analys av proverna från
behandlingen med 32 kg väteperoxid/ton TS vid pH 4,5.
Utan klar trend och med viss variation inom trippelproverna kan ingen klar slutsats göras från
väteperoxiddoseringens påverkan på filterkakans GR-halt. Att oxidering av organiskt material
skulle innebära att materialet lättare går i lösning eller helt mineraliseras kan inte visas i
resultaten.
Att GR-halten minskas med sänkt pH-värde har att göra med den upplösning av salter som
sker vid pH-sänkningen. Om denna förklaring stämmer bör därför GR-halten av de
suspenderade substanserna i rejektvattnet öka.
9.3.4 Suspenderade substansernas GR-halt
Utifrån den grafiska presentationen av analysresultaten för GR-halten i de suspenderade
substanserna i rejektvattnet, Figur 15, kan en klar trend med ökad GR-halt ses vid lägre pHvärden.
Resultatet säkerhetsställer den tidigare hypotesen från resultatet av filterkakans GRhalt
att en kraftigare upplösning av oorganiska salter sker vid lägre pH-värden.
En trend kan även uppfattas av en påverkan av mängd väteperoxid doserad till slammet:
sänkt GR-halt vid högre doseringar. Resultatet är svårtolkat då en lägre väteperoxiddosering
teoretiskt sett bör ge en högre koagulerande effekt på behandlingen och därmed en kraftigare
utfällning av lösta salter, resulterande i lägre GR-halt. En sådan trend kan dock inte uppfattas
utan snarare ses en trend där en högre väteperoxiddos leder till en sänkt GR-halt. En tänkbar
förklaring kan vara att en kraftigare oxidering som bör inträffa vid högre
väteperoxiddoseringar, och därmed lägre kvot av reaktanterna i Fentons reaktion, leder till att
tidigare bundet organiskt material i partiklar kan gå i lösning. Detta skulle öka andelen
organiskt material i det suspenderade materialet och därmed GR-halten i rejektvattnet.
9.3.5 Ortofosfat och järn(II)
I resultaten från analyserna för järn(II) och ortofosfat sågs en stor variation mellan de
teoretiskt identiska trippelproven. För ortofosfat upptäcktes en kraftig variation med flera
statistiskt osäkra värden som avfärdades som mätfel. Mätvärdena bör därför behandlas med
73

försiktighet. Då samtliga analyser utförts likadant bör dock trender från resultaten kunna
användas, trots att inte faktiska mätvärden bör användas.
En klar trend syns i Figur 17 med högre halt upplöst järn(II) och ortofosfat vid lägre pHvärden
vilket förklaras med att järnsalter går i lösning. Under försöken upptäcktes en
uppenbar reduktion av ortofosfat efter väteperoxiddosering medan sänkningen i järn(II) inte
var lika uppenbar. I Figur 18 visas den procentuella reduktionen av upplöst järn(II) i mmol/l
beroende på behandling. Figuren visar reduktionen vid olika pH för två
väteperoxiddoseringar. Resultatet är svåranalyserat med låg reduktion vid pH 4,5, en
kraftigare reduktion vid pH 5 och en relativt låg reduktion vid pH 5,5 för båda
väteperoxiddoseringarna. Att sänkningen är lägre vid pH 4,5 kan bero på högre stabilitet för
järn(III) vid lägre pH-värden vilket innebär att de kan ingå i redoxreaktioner som
återreducerar järn(III) till järn(II). Vid pH 5 är dock järn(III) mindre stabil vilket kan innebära
en kraftigare utfällning av järn(III). Att reduktionen upptäckts vara lägre vid pH 5,5 kan
förklaras med den minskade effektiviteten för Fentons reaktion med en mindre oxidation av
järn(II) till järn(III). I Figur 20 presenteras den procentuella minskningen av järn(II) mot
kvoten mellan upplöst järn(II) och doserat väteperoxid. Figuren visar en svag trend med högre
procentuell reduktion vid ökad kvot mellan reaktanterna, vilket stämmer överens med teorin
att en högre reagenskvot ger en koagulerande verkan. Att inte trenden är tydligare kan beror
på bristande datakvalitet eller ett större beroende av andra faktorer, t.ex. pH.
Förhållandet mellan reduktionen av ortofosfat och järn(II) visas i Figur 19. Teorin anger att
ortofosfat fälls ut efter oxidation av järn(II) till järn(III) som binder ortofosfat och fälls ut.
Detta borde innebära en klar trend med ökad mängd utfällt ortofosfat per producerat järn(III).
Från resultaten av analysen av reduktionen av ortofosfat och järn(II) kan dock inget sådant
förhållande utskiljas.
74

10 Slutsats
Ett första laboratorieförsök, ämnad att visa Kemiconds effekts beroende av pH och
väteperoxiddosering, visade att processens hygieniserande verkan är stabilare vid lägre pHvärden
med en total avdödning av salmonella och en generell 99 %-ig reduktion av koliforma
bakterier och E.coli. Därför föreslås att vid drift av Kemicondprocessen bör driften uppfylla
att pH hålls under 5 för dess hygieniserande verkan.
Tre behandlingar med 26 kg väteperoxid/ton TS vid pH under 5 utfördes i ett andra
laboratorieförsök, ämnad att säkerställa Kemiconds hygieniserande verkan. Försöksomgången
visade att slamkonditionering enligt Kemicondprocessen med ett pH under 5 reducerar
koncentrationen av enterokocker, E.coli samt Salmonella i Käppalaverkets slam till under
gränsvärdena i Naturvårdsverkets föreslagna slamförordning och i den förväntade
uppdateringen av EG-direktivet 86/278/EEG.
Ingen enskild avdödningsmekanism kunde identifieras från laboratorieundersökningen.
Konditioneringsmetoden ger istället en hygieniserande verkan genom flera faktorer. De
huvudsakliga faktorerna är det sänkta pH-värdet efter syratillsats, direkt oxidering genom
väteperoxidtillsats eller oxidering från de bildade hydroxylradikalerna genom Fentons
reaktion.
Processutformningen för Kemicondbehandlingen på Käppalaverket anses driftsäker och då
driften är helt datoriserad kan driften kvalificeras som en sluten kontrollerad process enligt
den föreslagna nya slamförordningen.
Med uppvisande av processens hygieniserande verkan vid pH under 5 och då processen är en
sluten kontrollerad process kan Kemicond klassificeras som en hygieniseringsmetod för
skapandet av klass A slam.
För godkännande av Kemicondprocessen som alternativ hygieniseringsmetod krävs att de
krav som alternativa hygieniseringsmetoder måste uppfylla enligt kommande slamförordning
uppfylls. Dessutom kommer fullskaleförsök att behövas för att visa att resultaten som
uppvisades i laboratorieskala i denna rapport är överförbara till fullskala.
En drift av Kemicondprocessen med ett lägre pH-värde för att uppnå en stabil hygieniserande
verkan skulle enligt resultaten från laboratorieundersökningen i den här utredningen ge en
viss negativ påverkan på slammets avvattningsegenskaper. Däremot tros de funna resultaten
bero på den använda polymerens lägre effektivitet vid lägre pH-värden. Ett byte till en annan
polymer med högre effektivitet vid lägre pH skulle därmed lösa sådana problem. En drift med
ett lågt pH-värde för en effektiv hygienisering bör därför inte påverka slammets
avvattningsegenskaper i någon större utsträckning.
75

11 Framtida studier
Om den föreslagna slamförordningen och det uppdaterade EG-direktivet drivs igenom måste
troligen en ny studie utföras enligt fastställda utvärderingskriterier. Det här arbetet innehöll en
begränsad mängd analyser där enbart slam från fyra försöksdagar mellan mars och april
månad användes. En mer utförlig analys med fler provdagar utspridda över en längre
tidsperiod vore intressant att utföra för att t.ex. se om årtidsvariationer spelar in på
behandlingens hygieniserande verkan. Det här arbetat kan dock användas som en första
indikation på processens hygieniserande möjligheter och vilka begränsningar för pH och
väteperoxid som gäller.
Kemicondprocessen utvärderades som en satsbehandling, likt fullskalereaktorerna på
Käppalaverket. Processen går dock att utforma på andra sätt, t.ex. genom användning av en
kontinuerlig process. Käppalaverket planerar att förändra sin processutformning till en semikontinuerlig
process med en separat kontinuerlig reaktor för syratillsats medan
väteperoxidtillsats fortfarande utförs i satsreaktorer. Denna processutforming tros leda till ett
mindre slitage på reaktorerna, jämnare gasavgång vid syratillsats och till att göra det lättare att
uppnå ett stabilt pH-värde. Den här processutformningen skulle leda till förbättrad
driftstabilitet och ger en säkrare driftkontroll vid drift för hygienisering. Om processen byggs
om till semi-kontinuerlig vore det av intresse att utföra nya analyser i fullskala för att se om
den nya utformningen har en inverkan på processens hygieniserande verkan.
Laboratorieundersökningen i denna rapport har utvärderat Kemicondprocessens hygienisering
av Käppalaverkets järnrika slam. Då bildade hydroxylradikaler genom Fentons reaktion kan
ge Kemicondprocessen en del av sin hygieniserande verkan är det intressant att undersöka hur
hygieniseringen fungerar vid behandling av järnfattigt slam.
77

12 Referenser
Acquisto, B.A., Smith, J.E., U.S. EPA, (2007). From concept to equivalency: Getting your
innovative sludge disinfection process classified as A or B is no less of a mystery. Water
Environment Federation. WEFTEC 2007 (ss.451-465). San Diego, U.S.A. 13-17 oktober.
Agustinsson, H. (2003). Växtnäring från avlopp – historik, kvalitetssäkring och lagar.
Stockholm: Naturvårdsverket (Naturvårdsverkets rapport 5220)
Bruus, J.H., Nielsen, P.H., Keiding, K. (1992) On the stability of activated sludge flocs with
implications to dewatering. Water research Vol 26. No.12, ss. 1597-1604.
Carlsson, B. (2003). Återanvändning av växtnäring från avlopp – aktörernas värderingar,
ställningstaganden och agerande. Stockholm: Naturvårdsverket (Naturvårdsverkets rapport
5223).
Chen, Y., Yang, H., Gu, G. (2001) Effect of acid and surfactant treatment on activated sludge
dewatering and settling. Water research Vol. 35. No.11, ss, 2615-2620.
Cho, M., Chung, H., Choi, W., Yoon, J. (2004) Linear correlation between inactivation of
E.coli and OH radical concentration in TiO 2 photocatalytic disinfection. Water research Vol
38. ss. 1069-1077
Cortez, S., Teixeira, P., Oliveira, R., Mota, M. (2010). Fenton’s oxidation as post-tretment of
a mature municipal landfill leachate. International journal of civil and environmental
engineering Vol 2. No. 1, ss. 40-43.
Crittenden, J.C., Trussell, R.R., Hand, D.W., Howe, K.J., Tchobanoglous, G. (2005). Water
treatment – Principles and Design. 2 nd ed. New Jersey. John Wiley & Sons.
Eriksson, J. (2001) Halter av 61 spårelement i avloppsslam, stallgödsel, handelsgödsel,
nederbörd samt i jord och gröda.Stocholm: Naturvårdsverket (Naturvårdsverkets rapport
5148).
EC (2001). Evaluation of sludge treatments for pathogen reduction – final report. European
Commission, Luxemburg.
EC (2010). Working document, Sludge and Biowaste. European Commision, Brussels.
Finnson, A. (2011) Sverige, EU och framtida trender för slamanvändning – Ny teknik för
slamhantering: från idé till industriell drift, Lidingö, Sverige 8 februari.
Flemming, H.C., Wingender, J. (2001). Relevance of microbial extracellular polymeric
substances (EPS). Part1. Structural and ecological aspects, Water Science and Technology
Vol 43. No. 6, ss. 1-8.
79

Flemming, H.C., Wingender, J., Mayer, C., Körstgens, V., Borchard, W. (2000).
Cohesiveness in biofilm matrix polymers, citeras av: Neyens, E., Baeyens, J., Dewil, R., De
heyder, B. (2004). Advanced sludge treatment affects extracellular polymeric substances to
improve activated sludge dewatering Journal of hazardous materials Vol 106. No. 2-3, ss. 83-
92.
Houghton, J.I., Quarmby, J., Stephenson, T. (2001). Municipal wastewater sludge
dewaterability and the presence of microbial extracellular polymer, Water Science and
Technology Vol 44. No.2-3, ss. 373-379.
JTI. (1997). Hygienisering av biologiskt avfall. Uppsala. Jordbrukstekniska institutet. (JTIrapport
Kretslopp & avfall Nr 10).
Käppalaförbundet. (2007a). Käppalaförbundet 50 år – för renare sjöar och skärgård.
[Elektronisk] Rapport. Lidingö, Käppalaförbundet. Tillgänglig:
Käppalaförbundet. (2007b). Slam. En nyttig restprodukt. [Elektronisk] Rapport. Lidingö,
Käppalaförbundet. Tillgänglig:
80

Maness, P.C., Smolinski, S., Blake, D.M., Huang, Z., Wolfrum, E.J., Jacoby, W.A. (1999)
Bactericidal Activity of Photocatalytic TiO 2 Reaction: toward an Understanding of Its Killing
Mechanism, Applied and environmental microbiology Vol 65. No. 9, ss. 4094-4098.
Manhem, P., Palmgren, T. (2004) Kemicond process at the Käppala wastewater treatment
plant, Lidingö, Sweden. Chemical water and wastewater treatment Vol 8. ss. 337-344.
Manhem, P. (2011) Varför investerade vi i en ny slambehandlingsteknik på Käppalaverket –
Ny teknik för slamhantering: från idé till industriell drift, Lidingö, Sverige 8 februari.
Metcalf & Eddy, inc. (2004). Wastewater Engineering – Treatment and Reuse. 4 th ed.
Singapore: McGraw-Hill Education
Milieu Ltd, WRc, RPA. (2010) Environmental, economic and social impacts of the use of
sewage sludge on land – Final report – Part III: Project interim reports. Bryssel, Belgien.
Naturvårdsverket. (2002). Aktionsplan för återföring av fosfor ur avlopp. Stockholm:
Naturvårdsverket (Naturvårdsverkets rapport 5214).
Naturvårdsverket. (2010) Uppdatering av ”Aktionsplan för återföring av fosfor ur avlopp”.
Stockholm: Naturvårdsverket
Neyens, E., Baeyens, J., Dewil, R., De heyder, B. (2002). Advanced Biosolids treatment using
H 2 O 2 -oxidation. Environmental engineering science Vol 19. No. 1 ss. 27-35.
Neyens, E., Baeyens, J. (2003). A review of classic Fenton’s peroxidation as an advanced
oxidation technique. Journal of hazardous materials Vol 98. No. 1-3, ss. 33-50.
Neyens, E., Baeyens, J., Dewil, R., De heyder, B. (2004). Advanced sludge treatment affects
extracellular polymeric substances to improve activated sludge dewatering. Journal of
hazardous materials Vol 106. No. 2-3, ss. 83-92.
Paulsrud B. and Nybruket S., (2007). Implementation of a HACCP based approach for
complying with the Norwegian biosolids standards for pathogen control. IWA Specialist
Conference Moving Forward Wastewater Biosolids Sustainablity: Technical, Managerial and
Public Synergy, Moncton, Canada, 24 – 27 juni
Pham, T.T.H., Brar, S.K., Tyagi, R.D., Surampalli, R.Y. (2010). Optimization of Fenton
oxidation pre-treatment for B. Thuringiensis – based production of value added products from
wastewater sludge. Journal of environmental management Vol 91. ss. 1657-1664
Schaum, C., Cornel, P., Faria, P., Recktenwald, M., Norrlöw, O. (2006) Kemicond –
Improvement of the dewaterability of sewage sludge by chemical treatment. Water
Environment Federation. WEFTEC 2006 (ss.449-460). Dallas, U.S.A. 21-25 oktober.
Schaum, C., Cornel, P., Faria, P., Recktemwald, M., Norrlöv, O. (2008). Chemical sludge
conditioning in combination with different conventional and alternative dewatering
81

devices: chamber filter press, decanter and bucher Press. Journal of Environmental Science
and Health, Part A Vol. 43. No. 13, ss. 1521–1527
Schönning, C. (2003). Risk för smittspridning via avloppsslam – Redovisning av
behandlingsmetoder och föreskrifter. Stockholm: Naturvårdsverket (Naturvårdsverkets
rapport 5215).
Selvakumar, A., Tuccillo, M. E., Muthukrishnan, S. and Ray, A. B. (2009), Use of Fenton's
Reagent as a Disinfectant. Remediation Journal Vol 19. No. 2, ss.135–142.
Svenskt vatten (2007a). Avloppsteknik 1 – Allmänt, Stockholm, Elanders AB.
Svenskt vatten (2007b). Avloppsteknik 2 – Allmänt, Stockholm, Elanders AB.
Svenskt vatten (2007c). Avloppsteknik 3 – Allmänt, Stockholm, Elanders AB.
Thunberg, A. (2010a) Slamavvattning med Kemicond® och hydrauliska kolvpressar på
Käppalaverket. Vatten Vol 3. ss. 139-208.
Thunberg, A. (2010b) Optimizing sludge dewatering by using the Kemicond® process with
the Bucher hydraulic filter press – Full scale experiences at Käppala WWTP. Water
Environment Federation. Residuals and Biosolids 2010, Savannah, U.S.A. 23-26 maj.
Thunberg, A. (2011a) Slambehandlingen på Käppalaverket. Ny teknik för slamhantering: från
idé till industriell drift, Lidingö, Sverige 8 februari.
Thunberg, A. (2011b) Drifterfarenheter med den nya slambehandlingstekniken. Ny teknik för
slamhantering: från idé till industriell drift, Lidingö, Sverige 8 februari.
Tideström, M. (2008) PM- Slamregler I korthet.[Elektronisk] SWECO. Tillgänglig:
http://www.svensktvatten.se/BinaryLoader.aspx?OwnerID=db4d7870-6eac-4b90-bc06-
b85144d8fce9&OwnerType=2&ModuleID=a8429cd5-a9d9-4e2b-a1d8-
4a7cf26cd7a3&PropertyCollectionName=Content&PropertyName=Files&ValueIndex=0
Tofant, A., Vučemilo, M., Pavičić, Z., Milić, D. (2006) The hydrogen peroxide, as a
potentially useful slurry disinfectant. Livestock science Vol 102, No 3, ss. 243-247.
U.S. EPA. (1984). Environmental regulations and technology, Use and disposal of municipal
wastewater sludge. Washington DC: U.S. Environmental Protection Agency.
U.S. EPA (1994). A plain English guide to the EPA part 503 biosolids rule. [Elektronisk]
http://yosemite.epa.gov/water/owrccatalog.nsf/e673c95b11602f2385256ae1007279fe/c11335
c0c4faaca185256d83004fd8aa!OpenDocument
Viessman, W. Hammer, M.J., Perez, E.M., Chadik, P.A. (2009). Water supply and pollution
control. 8 th ed. New Jersey. Pearson Education, Inc.
82

Wiktorsson, H. (2011) KemiCond®. Ny teknik för slamhantering: från idé till industriell drift,
Lidingö, Sverige 8 februari.
WRc. (2004). The application of HACCP procedures in the water industry: Biosolids
treatment and use on agricultural land. Swindon: Water UK
Yoon, J., Lee, Y., Kim, S. (2001) Investigation of the reaction pathway of OH radicals
produced by Fenton oxidation in the conditions of wastewater treatment. Water science and.
technology Vol 44. No 5, ss. 15–21.
83

Bilaga A. Beräkningar
TS/GR
Efter att aluminiumformens vikt, provets våtvikt och torrvikt efter indunstning kan provets TS
halt beräknas enligt följande ekvation:
%
100
Där:
x = torrvikt, g
y = våtvikt, g
z = aluminiumformens vikt, g
GR halten beräknas enligt samma ekvation:
%
100
Där:
x = torrvikt, g
a = glödgat provs vikt, g
z = aluminiumformens vikt, g
1 SS/GR
För beräkning av rejektvattnets suspenderade substans användes följande ekvation:
1000
/
Där:
x = Torr provvikt, g
y = filtervikt, g
z = standardfilterförlust vid 109°C, g
V = mängd filtrat, l
För beräkning av GR halt för det suspenderade substanserna användes följande ekvation:
%
100
Där:
a = Glödgad provvikt, g
b = Standardfilterförlust vid 556 °C, g
85

Väteperoxiddosering
Väteperoxid doserades slammet enligt mängd per ton TS i slammet. För att beräkna mängd
väteperoxid att doseras krävdes därför att slammets TS halt var känt. Då en TS analys av slam
tar 20 timmar att utföra och de TS mätarna på provtagningsledningarna ansågs för osäkra att
basera beräkningarna på användes de senaste manuella TS kontrollerna för slam.
Väteperoxiddoseringar baserades på följande mätningar:
Tabell 11 TS halter använda för beräkningar och det faktiska TS värdet den provdagen. Vid
de extrainsatta försöken 22 mars utfördes ingen TS beräkning.
Provdag TS (%) använt för beräkning Dag då TS mätning utfördes Faktiskt TS värde (%)
14‐mar 3,2 03‐okt 3,15
15‐mar 3,15 14‐mar 3,12
21‐mar 3,12 15‐mar 3,18
22‐mar 3,18 21‐mar ‐
26‐apr 3,14 18‐apr 3,13
För att beräkna totala vikten av TS i slamprov användes följande ekvation:
m TS, TS V R ρ V,°
När totala vikten TS var känd utfördes beräkningar för behövd mängd väteperoxid enligt
ekvation (2) där C H2O2 är väteperoxiddosen kg H 2 O 2 / ton TS och [H 2 O 2 ] står för
väteperoxidkoncentrationen i den använda väteperoxidlösningen, 30 %.
V % H O
m TS, C H O
H O ρ %,H O
Polymerdosering
Likt väteperoxiddoseringen doseras polymer till slammet enligt kg polymer per ton TS. Då
avvattningsförsök utfördes två dagar efter Kemicondbehandling utfördes beräkningar för
polymerdosering med faktisk TS halt från provdagen.
Polymerdosen beräknades enligt följande ekvation:
V , % m TS, C P
Polymer ρ V
För att beräkna mängd spädvatten behövd för att uppnå den eftertraktade
polymerkoncentrationen användes följande ekvation:
V Sä V U Polymer U
Polymer Uä
V U
86

Bilaga B. Kalibrering av mätinstrument
pH-meter
pH mätaren kalibrerades under varje försöksdag, förutom den 14/3 då mätaren senast hade
kalibrerats den 10/3.
pH mätaren kalibrerades mot standard lösningar med pH 7 och pH 4 varefter kalibreringen
kontrollerades mot en standardlösning med pH 6.
Reflektometer
Reflektometern kalibrerades varje provdag genom att en specialgjord kalibreringssticka
stoppades in i reflektometern och apparatens autokalibreringsfunktion utfördes.
För att utvärdera reflektometerns mätsäkerhet utfördes mätning med standardlösningar för
både järn(II) och ortofosfat.
87

Järn(II)
En standardlösning med 100 mg/l Fe 2+ skapades genom att 0,7000 g ammoniumjärn(II)sulfat
vägdes upp och blandades ut med 100 ml avjonat vatten som sedan späddes 1:10 med avjonat
vatten. Då analysmetoden kräver att provlösningen håller ett pH mellan 1-4 tillsattes
lösningen 1 droppe 2M svavelsyra varefter ett pH på 2,45 registrerades. Ett medelfel på 20,7
mg/l under standardlösning upptäcktes, varför 20,7 mg/l adderades till alla mätvärden från
laboratorieförsöken.
Tabell 12 Metodkontroll Fe 2+ försök med reflektometer.
Försök
Fe 2+ (mg/l)
1 78
2 84
3 83
4 79
5 77
6 82
7 75
8 77
9 77
10 81
Medel 79,3
Standardavvikelse 3
Variationskoeffecient (%) 3,81
Faktisk koncentration 100
Medelfel (mg/l) -20,7
88

Ortofosfat
Då standardlösning med ortofosfat inte fanns tillgänglig användes istället en standardlösning
med 50 mg/l PO 4 -P för metodkontroll. Merck anger att en omräkningsfaktor på 3,07 kan
3-
användas för omräkning av PO 4 -P till PO 4 . Då standardlösningen skulle hamna utanför
mätområdet för metoden, 5-120 mg/l PO 3- 4 , späddes standardlösningen 1:1 med avjonat
vatten. Korrekt mätvärde skall därmed vara: ,
76,75
PO 3- 4 .
Då standardlösningen var kraftigt sur,

Bilaga C. Resultatdata
Tabell 14 Resultat från bakterieräkningen från första Kemicondförsöksomgången. Resultat är för gram vått prov.
Provnamn pH
kg H 2 0 2 /ton
TS Salmonella
Koliforma bakterier 37° C
(CFU/g)
Termotoleranta koliforma bakterier
(CFU/g)
Presumtiva E coli
(CFU/g)
Enterokocker
(CFU/g)
Clostridium perfringens
(CFU/g)
A1 Blank Blank Positivt 1200 620 620 1500 170000
A2 Blank Blank Positivt 1500 960 960 820 220000
A3 Blank Blank Positivt 540 540 540 1900 260000
A4 Blank Blank Positivt 1200 820 820 1500 10000
A5 Blank Blank Positivt 1300 1200 1200 3100 80000
A6 Blank Blank Positivt 1700 950 760 2500 18000
A7 Blank Blank Positivt 840 1100 870 450 130000
A8 Blank Blank Positivt 1300 880 880 600 120000
A9 Blank Blank Positivt 890 810 480 400 120000
B1 4,5 20 Negativt

Provnamn
pH
Tabell 15 Resultat från bakterieräkningen från andra Kemicondförsöksomgången. Resultat är för gram vått prov.
kg H 2 0 2 /ton
TS
Salmonella
Koliforma bakterier 37° C
(CFU/g)
Termotoleranta koliforma bakterier
(CFU/g)
Presumtiva E coli
(CFU/g)
Enterokocker
(CFU/g)
Clostridium perfringens
(CFU/g)
A11 Blank Blank Positivt 340 340 340

Tabell 16 Resultat av analys av obehandlat slam från första Kemicondförsöksomgången
TS/GR
Provdag Provnummer Formvikt (g) Provvikt (g) Våtvikt (g) Torrt prov (g) Torrvikt (g) TS (%) Glödgat prov (g) Glödvikt (g) GR (%)
14/3 ‐ 2010 1 2,1121 43,1 40,9879 3,4061 1,294 3,16% 2,5989 0,4868 37,62%
2 2,1349 52,6 50,4651 3,7258 1,5909 3,15% 2,734 0,5991 37,66%
3 2,1326 78,58 76,4474 4,5353 2,4027 3,14% 3,0409 0,9083 37,80%
Medel 3,15% 37,69%
Standardavvikelse 0,0001 0,0010
Variationskoeffecient (%) 0,2281 0,2569
Provdag Provnummer Formvikt (g) Provvikt (g) Våtvikt (g) Torrt prov (g) Torrvikt (g) TS (%) Glödgat prov (g) Glödvikt (g) GR (%)
15/3 ‐ 2010 4 2,126 26,29 24,164 2,8853 0,7593 3,14% 2,4153 0,2893 38,10%
5 2,1086 34,75 32,6414 3,1236 1,015 3,11% 2,4951 0,3865 38,08%
6 2,1189 27,44 25,3211 2,9077 0,7888 3,12% 2,4175 0,2986 37,85%
Medel 3,12% 38,01%
Standardavvikelse 0,0002 0,0014
Variationskoeffecient (%) 0,5604 0,3579
Provdag Provnummer Formvikt (g) Provvikt (g) Våtvikt (g) Torrt prov (g) Torrvikt (g) TS (%) Glödgat prov (g) Glödvikt (g) GR (%)
21/3 ‐ 2010 7 2,1276 47,79 45,6624 3,577 1,4494 3,17% 2,6644 0,5368 37,04%
8 2,1338 44,84 42,7062 3,4908 1,357 3,18% 2,6339 0,5001 36,85%
9 2,1207 46,2 44,0793 3,5289 1,4082 3,19% 2,6386 0,5179 36,78%
Medel 3,18% 36,89%
Standardavvikelse 0,0001 0,0013
Variationskoeffecient (%) 0,3461 0,3603
Provdag Provnummer Formvikt (g) Provvikt (g) Våtvikt (g) Torrt prov (g) Torrvikt (g) TS (%) Glödgat prov (g) Glödvikt (g) GR (%)
26‐apr A11 2,0993 59,79 57,6907 3,9068 1,8075 3,13% 2,7955 0,6962 38,52%
A12 2,1002 47,81 45,7098 3,531 1,4308 3,13% 2,6475 0,5473 38,25%
A13 2,105 53,01 50,905 3,6978 1,5928 3,13% 2,7201 0,6151 38,62%
Medel 3,13% 38,46%
Standardavvikelse 0,0000 0,0019
Variationskoeffecient (%) 0,0676 0,4920

Tabell 17 Data från behandling #1 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 18 Data från behandling #2 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 19 Data från behandling #3 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 20 Data från behandling #4 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 21 Data från behandling #5 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 22 Data från behandling #6 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 23 Data från behandling #7 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 24 Data från behandling #8 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 25 Data från behandling #9 från första Kemicondförsöksomgången

Tabell 26 Resultat från analysen av järn(II)
Tabell 27 Resultat från analysen av ortofosfat
Efter H 2 SO 4 Efter H 2 O 2
Provnummer pH H 2 O 2 (kg/ton TS) [PO 3‐ 4 ] (mg/l) [PO 3‐ 4 ] [PO 3‐ 4 ] (mg/l) [PO 3‐ 4 ] (mmol/l) Skillnad (mg/l)
Skillnad
(mmol/l)
#1 4,5 20 170,6 1,8 49,6 0,52 121,0 1,27
#2 5,5 32 ‐ ‐ ‐ ‐ ‐ ‐
#3 5 26 30,6 0,3 22,6 0,24 8,0 0,08
#4 5,5 20 24,0 0,3 23,3 0,25 0,7 0,01
#5 4,5 26 104,0 1,1 22,0 0,23 82,0 0,86
#6 5 32 143,3 1,5 17,3 0,18 126,0 1,33
#7 4,5 32 ‐ ‐ ‐ ‐ ‐ ‐
#8 5 20 35,6 0,4 16,6 0,18 19,0 0,20
#9 5,5 26 23,3 0,2 16,6 0,18 6,7 0,07

Bilaga D. Vetenskaplig artikel
Sludge hygienization through the
Kemicond process at the Käppala
wastewater treatment plant
Joakim Faxå
Water and Environmental Engineering at the Department of Chemical Engineering,
Lund University, Sweden
Abstract
A new Swedish ordinance and an updated directive from the European Commission on sewage
sludge are expected to include new legislations on pathogen control.
The chemical sludge conditioning method Kemicond at Käppala wastewater treatment plant (WWTP)
is today used to enhance the produced sludge´s dewaterability. The process has previously been shown
to bear hygienizating properties. Hence, laboratory Kemicond treatments were performed on the
plants ferrous sludge to evaluate the process’ hygienizating properties. A separate laboratory trial was
also conducted in an effort to review whether the process can both be run both for pathogen control
while improving the sludge´s dewaterability.
The laboratory trials revealed that the Kemicond sludge conditioning processes can hygienize ferrous
sludge to under the expected limit for the suggested indicator organisms. The possibility of the
Kemicond process to be approved as an alternative sludge hygienization process is pending on what
additional demands will be required to be met for evaluation of new methods of pathogen control.
Keywords: Kemicond, hygienization, sludge, conditioning.
INTRODUCTION
Käppala wastewater treatment plant
(WWTP) treats wastewater from eleven
municipalities through mechanical, biological
and chemical treatment processes.
Phosphorous removal is performed both
biologically, bio-P, and chemically by dosage
of ferrous sulphate to the return activated
sludge (RAS). Primary sludge is digested in a
separate digester before it is pumped together
with thickened secondary sludge to a second
digester. Both digesters are run at mesophilic
temperatures [1]. After digestion the sludge is
stored in two cisterns before conditioning and
dewatering.
The Kemicond sludge conditioning
process has been in full-scale operation at
Käppala WWTP since 2006 [1] as a mean to
enhance the dewaterability of the sludge. After
new mechanical dewatering units (Bucher HPS
5007) was installed in 2008 the total solids
(TS) concentration of the sludge has been
increased from 19 to around 40% [1]. The
Kemicond sludge conditioning process is
performed at Käppala WWTP in four separate
batch reactors connected to the mechanical
dewatering units.
The aim of this study is to evaluate if the
Kemicond sludge conditioning method can be
1

used as an alternative method for pathogen
control according to a new expected
legislation.
The European Commission’s current
directive on sewage sludge, the 86/278/EEC, is
under revision. If the commission decide to
update the directive, it is highly probable that
tougher rules concerning pathogen control will
be implemented.
Sweden’s Environmental Protection
Agency, Naturvårdsverket, has completed a
new ordinance that is currently under review.
The ordinance suggest that all sludge used as
fertilizer on arable or other productive land
must go through pre-determined methods of
pathogen control yielding sludge of the
following hygienic quality: no salmonella in a
sample of 25 g of wet sludge, less than 1000
enterococcus/g TS for class B and also less
than 1000 Escherichia coli/g TS for class A
treated sludge.
The Kemicond sludge conditioning
process can be broken down to four general
steps: acidification, oxidation, mixing with
polymer and dewatering [2]. In the first step
sludge is treated with sulphuric acid until a pH
level between 3-5 is achieved [2]. After a 7
minute mixing time hydrogen peroxide is
added to oxidize the sludge. The treated sludge
is then mixed with polymer as it is pumped to
the mechanical dewatering units.
The efficiency of the process is strongly
dependent on the iron content of the sludge.
The ferrous iron in the RAS is oxidized into
ferric iron in the aerobic biological treatment
tanks. The ferric iron hence precipitates mainly
as ferric salts, e.g. FePO 4 , in the secondary
clarifier. The ferric salts are reduced to ferrous
salts during digestion. The ferrous iron has a
gel-like structure that could impede the
dewatering of the sludge [1].
During acidification the ferrous salts are
dissolved. After dosage of hydrogen peroxide,
ferrous iron can be oxidized through Fenton´s
reaction (1) [3]:
· (1)
The fate of the iron depends on several
factors, e.g. the [Fe 2+ ]/[H 2 O 2 ] ratio and pH.
At a concentration of ferrous iron higher than
the concentration of hydrogen peroxide
Fenton´s reaction tend to have a coagulating
effect [3]. The produced hydroxyl radical can
further oxidize additional ferrous iron to ferric
iron (2), rendering two moles of ferrous iron
oxidized per mole of hydrogen peroxide
employed.
· (2)
The produced ferric iron can re-precipitate
phosphorous and organics [2]. When hydrogen
peroxide is at a higher molar concentration
than ferrous iron, the effect on the sludge by
Fenton´s reaction will be a chemical oxidation
[3]. At this concentration Fenton´s reaction
becomes dependent on the reformation of
ferrous iron through redox reactions, such as
the Fenton like reactions (3) and (4) [3]:
(3)
2 2 · 2 (4)
The hydroxyl radical creates a strong oxidative
environment in the sludge. The oxidative
environment reduces the sludge odour and is
thought to hygienize the sludge [1].
MATERIALS AND METHOD
Disinfection
All equipment e.g. pipettes and beakers
etc., which would come in contact with the
laboratory treated sludge were sprayed with
ethanol, 70%. The ethanol was left to
evaporate before the equipment came in
contact with sludge.
Sludge
Sludge samples were collected from the
cisterns as the sludge was pumped to the
Kemicond reactors. The first 5 L of sludge was
discarded before actual samples were
collected.
The digested sludge has a total iron
concentration of around 2000 mg/l which
consists mainly of ferrous iron compounds.
Kemicond trials
2

Kemicond treatments were performed in a
beaker stirred by a magnetic stirrer and a miniflocculator.
Sulphuric acid, 93-97%, was added
to the sludge until the pH-meter stabilized on
the desired pH-value, for a minimum of 30
seconds. The sludge was then stirred during a
reaction time of 7 minutes before hydrogen
peroxide, 30%, was added and left to react for
an additional 20 minutes.
Two laboratory trials were performed
where the first one aimed at evaluating the
effect of the pH and the dose of hydrogen
peroxide on the hygienizating properties. The
first trial also aimed at evaluating whether the
process can be run as a method of pathogen
control without deteriorating the dewaterability
of the sludge.
During the first trial the sludge was treated
with nine different “recipes” based on three
different pH-levels, pH 4.5, 5 and 5.5. Three
different hydrogen peroxide dosages were also
used, 20, 26 and 32 kg H 2 O 2 /ton TS. Each
recipe was used to treat the sludge once and
three samples were extracted from each
treatment to be sent for microbial analysis.
The second trial was conducted with a
recipe that gave good hygienizating results in
the first trial. The recipe used was a hydrogen
peroxide dosage of 26 kg/ton TS at pH 4.5.
Three treatments were performed with this
recipe and three samples of each treatment
were sent for microbial analysis. The second
trial also involved a centrifugation performed
at 3000 RPM for 30 minutes to increase the TS
concentration of the treated sludge. This was
done because the TS concentration of the
samples from the first trail were too low to
evaluate the limit for enterococcus.
Microbial analysis
Samples containing untreated and treated
sludge were sent to the National Veterinary
Institute (SVA) for analysis of Salmonella,
coliform bacteria (37 and 44°C), presumptive
E.coli and enterococcus. The analytical
methods used were:
Salmonella: NMKL 71:5:1999, enterococcus:
NMKL 68:4:2004, coliform bacteria 37°C:
NMKL 44:6:2004. Coliform bacteria 44°C and
E. coli where analysed according to a modified
version of NMKL 125:4:2005 where only
violet red bile agar was used and not also TSAagar
as required by the method.
Dewatering
One litre of treated sludge from each
treatment from the first Kemicond trial was put
in a refrigerator (1-5°C) for two days before
dewatering. The samples were heated in a
room temperate water bath before poured into
a beaker and mixed with 6 kg polymer/ton TS
(concentration: 0.2%) for a minimum of 5
seconds by a mini-flocculator and magnetic
stirrer. The flocculated sludge was divided into
three 250 ml samples and dewatered using a
300 l/(s*m 2 ) cloth in an Afmitech Friesland
Mareco MMP-3 minipress. The pressure was
set to 13 kg/cm 2 . The TS concentration of both
untreated non-dewatered sludge and the
produced filter cake was analysed according to
SS 028113.
Filtrate from the dewatering was lead into
a plastic bottle and kept in a refrigerator until
next morning when it was taken out and heated
in a room temperate water bath. The suspended
solids (SS) concentration of the filtrate was
analysed according to SS-EN 872:2005.
Ferrous iron and orthophosphate
Sludge samples were collected before and
after hydrogen peroxide addition to analyse
whether Fenton´s reaction and re-precipitation
of phosphorous occurred. The samples were
stored in the refrigerator for three days before
they were brought out and heated in a room
temperate water bath. 30 ml of sludge was
mixed with 30 ml of 0.05% polymer to obtain
a clear water phase. A Merck RQflex® 10 with
Reflectoquant® analysis sticks were used to
optically measure the concentration of ferrous
iron, iron(II) and orthophosphate ions, PO 4 3- .
RESULTS AND DISCUSSION
Microbial analysis - First trial
The reduction of the analysed organisms
seen from the first laboratory Kemicond
treatment is presented in Table 1.
Salmonella, which was given as either
positive or negative, was positive in all
untreated samples but negative in all treated
samples, suggesting that the treatment was
highly effective in the case of salmonella.
Coliform bacteria, 37 and 44°, and E.coli
were all highly affected by the treatment and
showed a general 2log 10 reduction from the
3

treatment. The treatment seemed to reduce the
microbial content of the sludge regardless of
which recipe that was used. However, the
hygienization seemed more stable at the lower
pH level of 4.5; but not dependent on the dose
of hydrogen peroxide.
The samples generally seemed to have an
E.coli concentration below the suggested limit,
1000/g TS. The results suggest that the
treatment can reduce the E.coli concentration
to below the proposed limit.
The analysis for enterococcus revealed
that the TS concentration of the samples, ~3%,
was too low for the used analytical method. A
second Kemicond trial was therefore
performed where the TS concentration was
increased by centrifugation.
Microbial analysis - Second trial
The concentration of the analysed
organisms in the treated samples from the
second trial is presented in Figure 1.
The centrifugation of the sludge in the
second trial increased the final TS
concentration of the samples to about 17%,
which was high enough to evaluate whether
enterococcus was reduced to below the
proposed limit.
As with the results from the first trial, the
second trial resulted in negative salmonella
results for all the treated samples. These results
confirm the hygienizating effect of the
treatment on salmonella.
Coliform bacteria, 37 and 44°, and E.coli
resulted in a general reduction of about 2log 10 .
All samples had a concentration of E.coli well
below the expected limit.
Concerning enterococcus: two of the three
treatments resulted in approximately a 1log 10
reduction giving a concentration below the
proposed limit. One treatment resulted
however in a lower reduction and failed to
lower the concentration below the expected
limit. However, considering that this was the
only sample were the concentration stayed
above the limit, it is likely that this particular
treatment failed and not that the treatment has
a limited effect on enterococcus.
Table 1. The reduction of the analysed organisms
seen from the first laboratory Kemicond treatment.
Coliform bacteria 37° C kg H 2 O 2 /tonne TS
20 26 32
pH 4.5 99.4% 99.4% 98.0%
pH 5 95.0% 99.3% 88.6%
pH 5.5 94.6% 96.2% 99.4%
Coliform bacteria 44° C kg H 2 O 2 /tonne TS
20 26 32
pH 4.5 99.3% 99.2% 99.3%
pH 5 99.2% 99.5% 93.4%
pH 5.5 94.4% 98.8% 99.3%
E.Coli
kg H 2 O 2 /tonne TS
20 26 32
pH 4.5 99.3% 99.3% 99.1%
pH 5 99.0% 99.5% 94.5%
pH 5.5 94.1% 98.8% 99.3%
Figure 1. Results from the microbial analysis of the sludge
treated in the second trial. Expected limits for E.coli and
Enterococcus are 1000 CFU/g TS.
4

Dewatering
The dewatering trials resulted in a higher
TS value of the filter cake at higher pH levels
and lower hydrogen peroxide dosages. Results
from the dewatering tests are presented in
figure 2 and 3.
The results are best explained by the effect
of the added polymers. The effect of the
polymer decreases at lower pH. At a surplus of
hydrogen peroxide the chemical can
decompose to oxygen which impairs the effect
of the polymers due to foam formation.
other ferric salt species.
Figure 4. Reduction of PO 4 3- compared to reduction
of Fe 2+ .
The reduction of iron(II) did not seem to
result in any effect on the TS-concentration of
the sludge cakes, but did seem to increase the
reduction of SS in the filtrate (figure 5)
meaning that it does help in coagulation.
Figure 2. Total solids concentration as a function of
pH value for a treatment with 26 kg H 2 O 2 /ton TS.
Figure 5. SS concentration of the filtrate as a
function of the reduction of iron(II).
Conclusion
Figure 3. Total solids concentration as a function of
hydrogen peroxide dose at pH 5.
The amount of suspended solids in the
filtrate was lower at lower pH levels and no
clear effect could be seen from the hydrogen
peroxide dose. This suggests that the amount
of suspended solids is affected more by the
particle attraction than the effect of the
polymers.
Iron(II) and orthophosphate
The reduction of iron(II) showed to
depend on the initial proportion between
iron(II) and hydrogen peroxide. The oxidation
of iron(II) did however not correlate to the
decrease of orthophosphate (figure 4)
suggesting that produced iron(III) does either
not precipitate at all or that it precipitates as
From laboratory trials with ferrous sludge
the Kemicond conditioning method showed a
hygienizing effect that could reduce indicator
organisms to below the suggested limits in the
expected new sludge legislations.
The hygienizing effect of the process seemed
to be more stable at the lower pH values, 4.5-5.
At these lower pH-values the change in the
dose have an hydrogen peroxide did not seem
to effect the efficiency of the hygienization. To
ensure an effective hygienizing effect the
Kemicond process could thus be run with a
maximum pH of 5.
The results from the dewatering tests in this
study suggest that conditioning at a lower pH
would yield a lower TS-concentration of the
dewatered sludge due to a lower effectiveness
of the polymer. With a better suited polymer
for dewatering at lower pH the problem might
be avoided.
5

ACKNOWLEDGEMENTS
This paper is a part of the author´s Master
thesis performed at Water and
Environmental Engineering at the
Department of Chemical Engineering at
Lund University. The project would not have
been possible without the generous support
of WSP Group Sweden and continuous
support of Sofia Billvik. Big thanks go out to
Käppala WWTP and especially to Andreas
Thunberg for trust in me and support. I
would also like to send my thanks to Kemira
for their help.
Lastly I would like to thank Karin Jönsson
and Jes la Cour Jansen at Lund University.
REFERENCES
[1] Thunberg, A. (2010) Slamavvattning
med Kemicond® och hydrauliska
kolvpressar på Käppalaverket. Vatten Vol
3. pp. 139-208. In Swedish.
[2] Schaum, C., Cornel, P., Faria, P.,
Recktenwald, M., Norrlöw, O. (2006)
Kemicond – Improvement of the
dewaterability of sewage sludge by
chemical treatment. Water Environment
Federation. WEFTEC 2006. Dallas, U.S.A.
21-25 oktober.
[3] Neyens, E., Baeyens, J. (2003). A
review of classic Fenton’s peroxidation as
an advanced oxidation technique. Journal
of hazardous materials vol 98. No. 1-3, pp.
33-50
6