Tidskrift/serie: Seminarier och examensarbeten - Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för markvetenskap, avd. för vattenvårdslära
Utgivare: SLU, Institutionen för markvetenskap, avd. för vattenvårdslära
Utgivningsår: 2000
Nr/avsnitt: 35
Författare: Stråe D.
Titel: Översilning med intermittent beskickning - nitrifikationsmetod för lokal behandling av lakvatten från avfallsupplag
Huvudspråk: Svenska
Målgrupp: Rådgivare
Nummer (ISBN, ISSN): ISRN SLUVV-SEMEX35-SE, ISSN 1100-2263

OBS! Fel i texten kan ha uppkommit då dokumentet överfördes från papper.
OBS! Fotografier och/eller figurer i dokumentet har utelämnats.

Översilning med intermittent beskickning - nitrifikationsmetod för lokal behandling av lakvatten från avfallsupplag

Abstract

One of the most apparent problems connected to landfill leachates is the high concentration of ammonium. Overland flow using intermittent application is a technique that previously has been shown to efficiently stimulate nitrification in ammonium rich wastewater. The objective of this pilot scale study was to investigate the efficiency of the overland flow technique to stimulate nitrification in landfill leachate, and also to investigate the temporal and spatial variation of the different processes involved. (The nitrate produced in the nitrification step is possible to denitrify in a following renovation step, e.g. a wetland, and thereby remove it from the water and bring it back to the atmosphere as gaseous nitrogen.)

The study was carried out at the landfill of Hagby Återvinningsanläggning, in the community of Täby, Stockholm, Sweden. Three different hydraulic loading rates: 50, 100 and 200 mm/d were tested on three pilot scale overland flow slopes, each covering an area of approximately 3 m². The application schedule was 8 hours per day, 5 days per week. Leachate sampling was carried out during a total of 9 days. Samples were taken at 1, 2, 3, 4, 6 and 8 h after application start. On each occasion, samples were taken at 3 places in each slope: 3.7 m, 7.4 m and 11.1 m downhill the point of application.

The mean value of influent NH₄-N concentration was 184 ± 19 mg/l. The mean values of effluent NH₄-N concentrations were 28 ± 35 mg/l (52 mm/d), 55 ± 29 mg/l (113 mm/d) and 121 ± 35 mg/l (180 mm/d). The reduction was 85, 70 and 34 % respectively, and apparently decreased with higher hydraulic loading rate.

Using the assumption that 5 mm H₂O evaporated from the surfaces during the eight hours of application, the mass flows of NH₄-N and NO₃-N could be calculated (since the hydraulic loading rates and the concentrations were known). The mass reductions of NH₄-N were 83 kg·ha^-1·d^-1 (52 mm/d), 148 kg·ha^-1·d^-1 (113 mm/d) and 119 kg·ha^-1·d^-1 (180 mm/d).

The relative masses of effluent nitrate nitrogen (in relation to the mass of influent ammonium) decreased with higher hydraulic loading rate and were, expressed in percentages, 56, 33 and 23 %, respectively. This means that the nitrification must have been at least this high. In absolute figures the mass of effluent NO₃-N increased with higher hydraulic loading rate.

The study showed that overland flow using intermittent application can stimulate nitrification in landfill leachate efficiently and thereby reduce the NH₄-N concentrations. The study did not indicate that the method would be effective for reduction of the concentrations of organic material.

Due to the shown variation of the NO₃-N concentrations during the application period the study confirmed the importance of intermittent application.

Innehållsförteckning

• Inledning
• Bakgrund
  • Lokal behandling istället för överledning och rening i avloppsreningsverk
  • Allmänt om lakvatten
  • Lakvattensammansättningens tidsmässiga variation
  • Lakvattnets miljöpåverkan
  • Miljökrav på lakvattenbehandling
  • Nitrifikationsprocessen
  • Översilning som reningsmetod

• Material och metoder
  • Områdesbeskrivning
  • Lakvattnet i Hagby
  • Försökets upplägg
  • Försöksuppställning
  • Provtagning och mätningar
  • Analyser

• Resultat och diskussion
  • Väder
  • Ammonium- och nitratkväve
    • Variationen med tiden
    • Variationen med sträckan
    • Reningsresultat
  • Organiskt kol
  • Nitrifikationshämning
  • Akut toxicitet

• Slutsatser
• Sammanfattning
• Referenser
• Tackord
• Bilagor

Inledning

Lakvatten från avfallsupplag uppstår genom att vatten tränger in i upplagen och för med sig partiklar och ämnen av olika slag. Eftersom en del av dessa ämnen på olika sätt är skadliga för människor och miljö försöker man samla in och behandla vattnet innan det får fortsätta ut i miljön.

I Sverige är det vanligaste sättet att hantera lakvatten att samla upp och leda över det till ett kommunalt avloppsreningsverk för behandling (NV, 1996). Målet för framtiden är dock att lakvatten ska behandlas lokalt vid deponin i första hand, och det är också i den riktningen som utvecklingen går (NV, 2000). Behandlingsmetoder för lokalt omhändertagande finns redan men intresset är stort för ny, effektivare teknik som bättre uppfyller kraven på driftssäkerhet, kostnadseffektivitet och långsiktighet (läckage av oönskade ämnen kommer troligtvis ske i hundratals år efter avslutad deponering (Rönnols, 1996)).

Ett av de påtagligaste problemen med lakvatten är de höga halterna av ammonium. Halterna kan vara så höga att vattnen är akuttoxiska för vissa vattenlevande organismer (Öman et al., 2000). Dessutom är ammonium syreförbrukande och bidrar till eutrofiering i recipienten. Oxidation av ammonium är därför ofta det viktigaste reningssteget vid lakvattenrening (Bevmo et al., 2000).

En teknik för oxidation av ammonium som skulle kunna uppfylla de ovan ställda kraven är översilning med intermittent beskickning (eller bara översilning; eng. overland flow). Denna teknik har i vetenskapliga försök visat sig vara en effektiv metod för bakteriell oxidation, s.k. nitrifikation, av ammoniumhaltigt avloppsvatten (Jenkins & Martel, 1979; Zirschky et al., 1989). I Sverige används tekniken i fullskaliga anläggningar sedan några år i de båda spillvattenvåtmarkerna Oxelösund (Oxelösunds kommun) och Alhagen (Nynäshamns kommun) (Andersson et al., 2000; af Petersens, 1999).

I litteraturgenomgången har ingen artikel hittats där översilning med intermittent beskickning använts för nitrifikation av lakvatten från avfallsupplag, varken i Sverige eller utomlands. I Svenska Renhållningsverksföreningens statistik över avfallsanläggningar med deponier anges visserligen att översilning används för lokal rening vid 17 stycken anläggningar (RVF, 1999), men denna översilning sker inte med intermittent beskickning, åtminstone finns ingen dokumentation av detta (Rihm, pers. medd.).

Översilning med intermittent beskickning har valts som huvudalternativ till den framtida lokala lakvattenbehandlingen vid Hagby Återvinningsanläggning (SÖRAB) i Täby kommun, efter ett förslag framarbetat av WRS AB (Ridderstolpe, 1999). Intresse för tekniken har också visats i samband med utredning av den framtida lakvattenbehandlingen vid Korslöts avfallsanläggning (TROTAB) i Trosa kommun.

Syftet med det här pilotförsöket var att undersöka om översilning med intermittent beskickning effektivt kan stimulera nitrifikation av ammoniumkväve och reduktion av organiskt material i ammoniumrikt lakvatten från avfallsupplag, samt att undersöka reningsprocessernas tids- och rumsmässiga variation.

Fyra hypoteser formulerades och testades:

1. Nitrifikationsbakteriernas nitrifierande förmåga reduceras inte påtagligt av lakvattnen från deponierna i Hagby och Korslöt.
2. Det finns ett samband mellan reningsprocessernas effektivitet och hydraulisk belastning.
3. Det finns ett samband mellan reningsprocessernas effektivitet och översilningssträcka.
4. Det finns ett samband mellan reningsprocessernas effektivitet och tid under perioden efter beskickningsstart.

Försöket utfördes som ett 20 poängs examensarbete på magisterutbildningen i markvetenskap vid Avdelningen för vattenvårdslära. Institutionen för markvetenskap, SLU, under våren och sommaren 2000.

Bakgrund

Lokal behandling istället för överledning och rening i avloppsreningsverk

Det finns idag över 500 aktiva avfallsupplag i Sverige (NV, 2000) varav drygt 300 för kommunalt avfall (RVF, 2000). (Dessutom finns flera tusen gamla nedlagda deponier (NV, 2000).) Vid drygt 100 av de kommunala upplagen överleder man lakvattnet till ett avloppsreningsverk. Vid 77 upplag finns det för närvarande lokala behandlingsanläggningar för lakvattnet (RVF, 1999), men utvecklingen går mot allt fler sådana anläggningar. Totalt samlades 11 milj. m³ lakvatten upp i Sverige under 1998 varav 7,8 milj. m³ behandlades i kommunala reningsverk och 3,0 milj. m³ behandlades lokalt.

Bakgrunden till utvecklingen mot lokal behandling är följande: Eftersom det överledda lakvattnet är en möjlig källa till de olika föroreningar (bl.a. tungmetaller och persistenta organiska föreningar) som återfinns i slammet i reningsverken råder LRF (Lantmännens Riksförbund) i dagsläget sina medlemmar att inte använda slam från reningsverk som har lakvatten anslutna (Malm, pers. medd.). Ett rent slam är ett billigt och bra gödselmedel och en användning i full skala i jordbruket skulle förbättra växtnäringsämnenas kretslopp i samhället, vilket är särskilt viktigt när det gäller fosfor. I naturvårdsverkets förslag till nya miljömål (NV, 1997) är ett delmål att: "Slam från kommunala reningsverk, annat fosfor från avlopp och annat organiskt avfall skall utnyttjas inom jordbruket utan risk för hälsa och miljö."

För att slammet ska användas av bönderna i framtiden håller t.ex. Käppalaverket, reningsverket till vilket bl.a. lakvattnet från Hagby Återvinningsanläggning går, på att förhandla med avfallsbolagen om att koppla bort anslutna lakvatten. Lakvattnen från Högbytorp och Högdala deponier är redan bortkopplade (Palmgren, pers. medd.).

Även om rädslan för tungmetaller från lakvatten kan verka överdriven i dagsläget, så är den kanske befogad i ett längre perspektiv. Det finns nämligen välgrundade farhågor för att emissionerna av metaller från avfallsdeponier kommer öka kraftigt då den biologiska aktiviteten avstannar i deponierna och syre kan tränga in, såvida inte lyckade motåtgärder vidtas (NV, 2000; Öman & Wennberg, 1997). Syreinträngningen medför att redoxpotentialen höjs och därmed kan olika metaller frigöras genom oxidation av sulfider.

Ett annat argument för att rena lakvatten lokalt är att man inte uppnår tillfredsställande reningsresultat för lakvatten i avloppsreningsverken. De konventionella reningstekniker som används i dessa (aktivt slam, biobädd, biorotor, kemisk fällning, etc.) tycks ha en mycket begränsad förmåga att rena lakvatten. Detta beror främst på att lakvattnens sammansättning skiljer sig så mycket från avloppsvattnens (NV, 1992). De svenska reningsverken har i första hand varit bra på att rena avloppsvatten som är rika på fosfor och biologiskt lättnedbrytbart organiskt material. Lakvatten innehåller dock inte så mycket av dessa komponenter, åtminstone inte de vanliga metanogena lakvattnen. Istället är de rika på ammoniumkväve och svårnedbrytbart organiskt material (Molander, 2000.). Dessutom försämras reningsgraden av att stora lakvattenflöden ofta sammanfaller med hög hydraulisk belastning på reningsverken (Palmgren, pers. medd.). Risken för bräddning ökar också, framför allt vid mindre reningsverk (Rönnols, 1996). Överföringen av lakvatten till kommunala reningsverk har i stort sett bara inneburit en utspädning och vidare transport till recipienten (NV, 1992; NV, 1993). Lokal behandling medför att det är möjligt att anpassa reningsmetoden efter de lokala förutsättningarna och till olika typer av lakvatten för att nå bästa resultat (Rönnols, 1996).

Å andra sidan är reningsverkens recipient i regel bättre (större, bättre cirkulation) än de vid avfallsanläggningen (Palmgren, pers. medd.). Dessutom ska alla avloppsreningsverk, vars utlopp ligger i havs- eller kustvattenområdet som sträcker sig från Norrtälje kommun till norska gränsen, som tar emot avlopp från en tätbebyggelse med mer än 10 000 personer, sedan 31 december 1998 ha ett kvävereningssteg (SNFS, 1994). Så påståendet att reningsverken inte kan rena lakvatten med avseende på kväve stämmer inte längre, åtminstone inte för dessa reningsverk. Det gäller bara att man räknat in lakvattnets kväveinnehåll vid dimensioneringen av kvävereningskapaciteten (Rönnols, 1996).

Allmänt om lakvatten

I naturvårdsverkets förslag till föreskrift om deponering definieras lakvatten som "det nederbörds-, yt- eller grundvatten som lämnar en deponi efter passage genom avfallet eller som ytavrinner från avfallet" (NV, 1996). Lakvatten karakteriseras av höga halter svårnedbrytbart organiskt material, ammoniumkväve, järn, mangan och klorid. Vattnet har ofta kraftig färg, hög konduktivitet och höga halter koliforma bakterier (Rönnols, 1996). Dessutom kan betydande mängder kalcium, magnesium, kalium och natrium förekomma (NV, 1989).

Över 100 000 olika organiska och oorganiska ämnen bedöms användas inom EU idag. I Sverige finns ca 11 000 enligt Kemikalieinspektionens register, varav ca 2500 utgör 95 % av volymen (Kemikalieinspektionen, 1999). Det innebär att det finns en svårgreppbar mängd organiska ämnen som kan förekomma i lakvatten. Man har hittills identifierat över 250 organiska föreningar i olika undersökningar. I en svensk deponi fann man 45 stycken (Öman, 1996). 6 av 8 studerade lakvatten i en undersökning visade sig innehålla ett eller flera ämnen eller grupper av ämnen som är potentiellt bioackumulerbara (NV, 1989)

Lakvattensammansättningens tidsmässiga variation

Genom fysikaliska, kemiska och framför allt biologiska processer förändras avfallet i en deponi med åren. Även processerna själva förändras allt eftersom tiden går. Lakvattnets innehåll kommer följaktligen också att förändras med tiden (Öman & Wennberg, 1997). Det innebär att lakvattnen från två olika deponier kan skilja sig ganska mycket åt i sammansättning på grund av deponiernas olika åldrar. Nedbrytningsprocesserna påverkas också av yttre faktorer som temperatur och syretillgång vilket bland annat ger upphov till årstidsvariationer i sammansättningen. Skillnader i ålder och yttre faktorer gör också att lakvattnet från olika delar av en och samma deponi kan skilja sig åt en del.

Grundat på den mikrobiella nedbrytningen av det organiska materialet kan man göra en indelning av förändringarna i fem olika faser (Öman, 1991). Dessa faser kallas initial fas, syre- och nitratreducerande fas, sur (anaerob) fas, metanbildande (anaerob) fas, samt humusbildande fas. Gemensamt för alla dessa faser är att det sker en hydrolysering av icke löst organiskt material till högmolekylärt löst material och sedan vidare till lågmolekylärt löst organiskt material som kan brytas ned helt. (Öman & Wennberg, 1997)

Med den initiala fasen avses tiden från deponeringens början fram till dess att den biologiska aktiviteten tar fart (som mest några år). Under denna fas kommer lakvattnet till stor del att bestå av vatten som pressas ur ett hopsjunkande, heterogent material och kan därmed variera i sådan grad att en generell beskrivning av dess egenskaper inte är möjlig (Öman & Wennberg, 1997).

När den mikrobiella aktiviteten skjuter fart inträder den syre- och nitratreducerande fasen. Mikroorganismerna utnyttjar först syre som oxidationsmedel (aerob respiration) och sedan nitrat (denitrifikation) när syret tagit slut. Som kolkälla används lågmolekylärt löst organiskt material. Denna fas är mycket kort eftersom både syret och nitratet tar slut snabbt, förmodligen redan efter några dagar (Öman & Wennberg, 1997).

När även nitratet tagit slut startar sulfatrespirationen (reducering av sulfat till vätesulfld) och fermenteringen av organiskt material (både elektronacceptor och donator utgörs av organiska föreningar) vilket gör att redoxpotentialen sjunker ytterligare. Denna fas kallas den sura (anaeroba) fasen. Det lösta lågmolekylära materialet omvandlas till ättikssyra och andra flyktiga fettsyror, väte och koldioxid. Den bildade vätesulfiden står i jämvikt med olika metallsulfider och pH sjunker till 4-5 och buttras genom bildning av karboxylsyror. Det låga pH-värdet ökar lösligheten av vissa metaller. Dessutom kan de komplexbindas med de flyktiga fettsyrorna. Metallerna kan dock till viss del fållas ut som sulfider. Förhöjda halter av bl.a. järn, mangan och zink har uppmätts under denna fas (Öman, 1991). Den stora mängden flyktiga fettsyror medför höga halter av kemiskt och biologiskt syreförbrukande ämnen (förkortas COD resp. BOD) jämfört med senare faser. Man tror att denna fas brukar pågå i ca 10 år (Öman & Wennberg, 1997).

I nästa fas, den metanbildande (anaeroba) fasen, utnyttjas väte, koldioxid och ättikssyra av metanbildande bakterier. Redoxpotentialen sjunker därmed ytterligare. Nästan inget sulfat finns kvar när metanbildningen når sitt maximum. Reduceringen av flyktiga fettsyror till låga koncentrationer gör att pH stiger och mängden lösta metaller minskar genom fastläggning som sulfider. Det organiska materialet som finns kvar är till största delen svårnedbrytbart (består bl.a. av lignin) och BOD/COD-kvoten har sjunkit till 0,1. Denna fas beräknas fortgå i ca 100 år (Öman & Wennberg, 1997; Öman, 1991).

Eftersom nästan allt lättnedbrytbart organiskt material redan har brutits ner avtar den mikrobiella aktiviteten vilket i sin tur innebär att gasproduktionen sjunker och gör det möjligt för syre att tränga in i deponin. Redoxpotentialen kan då komma att stiga så att bland annat metallsulfider oxideras och metaller på så sätt frigörs. Denna sista fas kallas för den humusbildande fasen då det kan antas att humusliknande föreningar bildas av det organiska materialet. Denna fas kan vara i över 1000 år (Öman & Wennberg, 1997).

Lakvattnets miljöpåverkan

Det bildade lakvattnet är av flera orsaker ett problem för miljön om inget görs för att rena det. Det kan vid ogynnsamma förhållanden, t.ex. sprickor i berggrunden, påverka både yt- och grundvatten, brunnar och vattendrag på avsevärt avstånd från deponin (Rönnols, 1996). Recipienten kan bli oduglig som dricksvattenkälla både för djur och människor; fauna och flora kan påverkas och igenväxningen kan påskyndas och leda till syrebrist och fiskdöd i förlängningen (NV, 1982). Problem med färg- och luktolägenheter kan också uppstå.

Trots låga halter kan ämnen vara miljöskadliga, t.ex. på grund av att de är bioackumulerbara. Det kan också vara fråga om stora vattenvolymer som ger upphov till stora ämnesmängder trots låga koncentrationer (Öman et al., 2000). Genom att testa ett lakvatten på olika vattenlevande organismer, s.k. toxicitetstester, kan man påvisa eventuella skadliga effekter som vattnet har på det biologiska livet i recipienten. Ofta ger ammonium eller klorid akuttoxiska effekter varför man alltid bör göra kemiska analyser av dessa föreningar innan man bojar gör toxicitetstester (Öman et al., 2000). Det finns en testmetod som är okänslig för både ammoniumkväve och klorid, Microtox, men den är okänsligare även för organiska föreningar. Ett negativt utslag med Microtoxtest frikänner därför inte ett lakvatten från att ha miljöskadliga effekter (Öman et al., 2000). För att det ska vara meningsfullt att använda känsligare tester än Microtox måste ammoniumkvävehalterna understiga ca 70 mg/l eftersom EC₅₀-värdena för de flesta testorganismer är ca 20-70 mg/l och kloridhalterna 2400 mg/l (EC₅₀: 640-2400 mg/l). EC₅₀ (eng. Effect Concentration) är den provkoncentration som ger upphov till den i testet sökta effekten hos 50 % av testorganismerna (Öman et al., 2000).

Lakvattnen från 8 undersökta deponier i södra och mellersta Sverige kunde alla förväntas ge akuttoxiska effekter i recipienterna vid ca 1 % inblandning eller mer (NV, 1989). Bioackumulerbara och subakuta effekter kan förekomma inom betydligt större områden och vid lägre koncentrationer än akuttoxiska effekter (NV, 1989). I samma undersökning noterades svaga mutagena effekter, 0,5-5 revertanter/ml, vilket kan jämföras med 0-3 revertanter/ml i utgående avloppsvatten från kommunala reningsverk (NV, 1989).

Kväveutsläppen från kommunala avfallsupplag beräknas till ca 3000 ton/år. Detta kan jämföras med VA-sektoms 30 000, jordbrukets 40 000 och skogsbrukets 8000 ton/år (NV, 1996).

Miljökrav på lakvattenbehandling

I Sverige finns det för närvarande inte några riktvärden för vilka föroreningshalter ett lakvatten får ha när det släpps ut i en recipient (Rönnols, 1996). Det finns inte heller någon väl etablerad målsättning för behandlingen av lakvattnet. De utsläppskrav som ställs brukar ofta vara desamma som för spillvatten, d.v.s. enbart gränsvärden för totalkväve, totalfosfor och BOD sätts (Bevmo et al., 2000).

Det ser dock ut att bli en skärpning framöver. I de av riksdagen fastlagda nationella miljökvalitetsmålen (prop. 1997/98:145) sägs bland annat att "miljön ska vara fri från ämnen som skapats i eller utvunnits av samhället och som kan hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden". Ett delmål är att "föroreningen av Östersjön och dess tillrinningsområde samt Nordsjön skall förhindras genom att utsläpp och läckage av farliga ämnen reduceras i en stegvis process med målet att dessa utsläpp och läckage ska ha upphört inom 25 år (år 2020)". Som ett förslag till nytt delmål föreslås att "år 2020 överskrids inte riktvärden för miljökvalitet som fastslagits senast år 2015 för prioriterade kemiska ämnen. Senast 2002 ska en första lista på riktvärden för ämnen med farliga egenskaper tas fram" (Kemikalieinspektionen, 1999).

Vad gäller EU-lagstiftningen så säger direktivet om deponering av avfall (från den 26 april 1999) att om deponin utgör en potentiell risk för miljön skall förorenat vatten och lakvatten samlas in och behandlas så att det når upp till den kvalitet som krävs för att det skall få släppas ut (EUR-Lex, 2000).

Nitrifikationsprocessen

Nitriflkationsprocessen är en process där bakterier oxiderar ammonium till nitrat i två steg. Det är framför allt två grupper av bakterier som deltar i processen, dels Nitrosomonas som oxiderar ammonium till nitrit (NH₄⁺- NO₂^-) och dels Nitrobakter som oxiderar nitrit till nitrat (NO₂^- - NO₃^-). Dessa bakterier är autotrofa vilket innebär att de utnyttjar koldioxid som finns i luften eller löst i vattnet för att få tag på kol. Därför behöver de inget organiskt kol som kolkälla vilket heterotrofa bakterier gör. Dessutom är de här bakterierna aeroba, d.v.s. de kräver syre för sin cellandandning. Det teoretiska syrebehovet för nitrifikation är 4,57 g O₂/g NH₄-N. I laboratorieförsök har dock något lägre värden uppmätts (NV, 1990). En syrehalt i vattnet under 4 mg/l innebär en begränsande faktor för tillväxten av Nitrobakter (NV, 1990).

Den optimala temperaturen för nitrifikationsbakterier är 28-36 °C (NV, 1990). Under 4 °C sker ingen eller en mycket långsam tillväxt (NV, 1990). Nitrifikationen är pH-beroende liksom många andra biologiska reaktioner. För Nitrosomonas är det optimala pH-intervallet 8,0-8,8. För Nitrobakter ligger det något lägre, mellan pH 7,2 och 8,2 (NV, 1990).

Närvaro av olika typer av kemiska föreningar kan också hämma eller helt blockera nitriflkationsprocessen. Sådana ämnen kan vara organiska metallbindande ämnen, enzymhämmande substanser, t.ex. katalashämmare, vissa kortkedjiga alkoholer och aminer, samt aromatiska föreningar med en eller flera benzen-ringar (NV, 1990). Dessutom finns indikationer på att ljus kan verka hämmande på nitrifikationsaktiviteten (NV, 1990).

Översilning som reningsmetod

Historiskt har Översilning, eller ängavattning som det också kallades förr, använts för att gödsla och bevattna slåtterängar. Tekniken användes i större skala i Sverige och Danmark från mitten av 1800-talet och fram till 1940-talet (Leonardson, 1994). Vattentillförseln kunde ske genom att man dämde upp en närliggande å och ledde över vatten i grunda kanaler till den sluttande översilningsmarken. Överskottsvatten leddes sedan tillbaka till det rinnande vattendraget efter att det passerat den odlade ytan. Syftet med översilningen var då att öka höproduktionen (Leonardson, 1994).

Numera används översilningstekniken för att rena avloppsvatten. I USA utvecklades tekniken för att kunna rena avloppsvatten på lågpermeabla jordar med liten dränerande förmåga, där bevattning med avloppsvatten inte fungerade effektivt som behandlingsmetod (Zirschky et al., 1989). Med översilningsteknik kunde man använda högre hydrauliska belastningar, yt- och lagringsbehoven minskade och man slapp problem med pölbildningar och okontrollerad ytavrinning (Zirschky et al., 1989).

I ett översilningssystem låter man vattnet rinna över en svagt sluttande, (gräs-)bevuxen yta (ev. i flera etapper) för att sedan samla upp det antingen för vidare behandling eller för utsläpp till en recipient. En principskiss visas i figur 1. Ett typiskt schema för påsläppet av vatten (beskickningsregim) innebär tillförsel under 8-24 timmar per dygn under 3-5 dagar per vecka (Nakano et al., 1981). Påsläppet sker med ett konstant flöde.

Figur 1. Principskiss av ett översilningssystem. (Nakano et al., 1981)

Då vattnet rinner över översilningsytan sker en adsorption av ammoniumjoner till markpartiklar genom jonbyte (Zirschky et al., 1989; Kruzic & Schroeder, 1990). Adsorptionen kan även ske till organiskt material. Nitrifikationen sker först under upptorkningsfasen då syre kan tränga ner i rotzonen. Nitratet som då bildas sköljs bort under påföljande översilningsperiod (Zirschky et al., 1989) (djupare marklager i översilningsytan bör ha låg genomsläpplighet så att det inte sker ett läckage av nitrat till grundvattnet) och kan denitrifieras i ett efterföljande reningssteg i form av t.ex. en våtmark och därmed fås att avgå till atmosfären som kvävgas. Dessa processer möjliggörs genom intermittent beskickning och är centrala för god kvävereduktionen i ett översilningssystem (Kruzic & Schroeder, 1990). Andra omvandlingsprocesser av kvävet, som är av mindre betydelse, är mineralisering av organiskt kväve och immobilisering genom mikrobiellt upptag (Kruzic & Schroeder, 1990).

Om pH stiger över 7 börjar ammonium omvandlas till ammoniak i allt högre grad då jämvikten mellan dessa ämnen är starkt pH-beroende i detta intervall. Vid pH 7,3 utgör ammoniak ca 1 %, vid pH 8,3 ca 10 % och vid pH 9,3 ca 50%. I sådana fall kan ammoniakavgången vara betydande. Om det finns syrefria zoner i översilningsytan, t.ex. i djupare jordlager, kan också denitrifikation ske.

De aktuella mikroorganismerna gynnas av att växa på en yta och bilda så kallad biofilm. Det är till sådana påväxtytor den mikrobiella biomassan koncentreras och det är också där de mikrobiella processerna i huvudsak sker (Kruzic & Schroeder, 1990). I själva vattenmassan är aktiviteten liten. Ytorna utgörs framför allt av markpartiklarna och gräset med dess stjälkar och rötter (Kruzic & Schroeder, 1990). De biofilmsbildande bakterierna är dessutom mindre toxicitetskänsliga än de frisimmande, flockbildande och filamentbildande (trådformiga) bakterierna (Welander, pers. medd.). Översilningstekniken bör därför vara mindre toxicitetskänslig än sådana nitrifikationstekniker där icke biofilmsbildande bakterier dominerar.

Gräset har flera funktioner i översilningsytan. Utöver att utgöra påväxtytor för mikroorganismerna motverkar det erosion och reducerar vattenvolymen något genom transpiration. Det tar också upp kväve, men eftersom upptaget är reversibelt utgör detta upptag ingen bestående kvävefälla såvida inte skörd och bortförsel sker. Detta kräver dock ett lämpligt sätt att göra sig av med det skördade gräset.

Material och metoder

Områdesbeskrivning

Hagby Återvinningsanläggning ligger i Täby kommun i Stockholms län, syd-väst om Vallentunasjön, invid väg 265 (fig 2). Deponiområdet ligger i det som en gång var sjön Froden.

Figur 2. Karta över östra delen av Svealand med detaljkarta av svartmarkerat område. I detaljkartan är det Hagby Återvinningsanläggning som är markerad med en svart rektangel.

Området har använts som deponi sedan 1940-talet. I början var det mest hushållsavfall som deponerades men i och med att regionen exploaterades ökade andelen bygg- och industriavfall. I december 1995 avslutades deponeringen eftersom tillståndet att deponera gick ut. Nu är Hagby istället en regional återvinningsanläggning. Avfallet som kommer dit sorteras och behandlas och lämnar sedan anläggningen igen (SÖRAB, 2000).

Närmaste recipient är Oxsundaån (Hagbyån) som rinner ut i sjön Norrviken i Upplands Väsby och Sollentuna kommuner. Regelbundna kontroller av konduktivitet görs i Oxsundaån men någon påverkan har inte kunnat konstateras (Gustafson, pers. medd.).

Lakvattnet i Hagby

I dagsläget behandlas det uppsamlade lakvattnet i Hagby genom luftning och återcirkulering i deponin innan det pumpas ut i spillvattennätet och går vidare till Käppalaverket på Lidingö. Det dimensionerande flödet är 90 000 m³/år.

Av tabell 1 framgår att lakvattnet i Hagby innehåller låga halter av de flesta ämnen i jämförelse med lakvattnen från deponierna i Naturvårdsverkets båda undersökningar. Enligt bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag är halterna av tungmetaller måttligt höga till höga, förutom för nickel vars koncentrationer ligger i intervallet låga till måttliga halter. BOD är lågt. Totalkvävehalterna, ammoniumhalterna, karbonathalterna och pH ligger dock högt.

Ammonium- och totalkvävehalterna är ändå lägre än halterna vid en undersökning av fem deponier som gjordes 1997, där medelvärdena var 332 mg/l för ammoniumkväve och 361 mg/l för totalkväve (Öman & Wennberg, 1997).

Med tanke på pH, den låga halten BOD och de låga metallhalterna verkar det troligt att deponin i Hagby befinner sig i den metanbildande fasen.

Kloridhalten på 280-450 mg/l påverkar inte möjligheterna till toxicitetstestning. Det gör däremot den höga ammoniumkvävehalten på 70-110 mg/l. Därför måste en toxicitetstestning av lakvattnet i Hagby föregås av en sänkning av ammoniumhalten för att den ska bli meningsfull.

Tabell 1. Jämförelse av årsvisa medelvärden för (a) samlingsprov och (b) stickprov i pumpstationen vid lakvattendammen (Gustafson, pers. medd.) med medianvärden för prover från 26 deponier (NV, 1982) och medelvärden av medelvärden för prover från 20 deponier (siffran inom parentes anger antalet deponier värdet bygger på) (NV, 1990), samt klassificering av tillstånd enligt bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag (NV, 1999) (halter i mg/l om ej annat anges)

Ämne/Parameter (a)	1997	1998	1999	Tillstånd	NV 1982	NV 1990
Tot-N	40	51	105		80	62 (16)
CODCr	145	156	394		800	334 (12)
Cd (µg/l)	0,2	0,2	0,7	M-H	5	110 (13)
Cu (µg/l)	12	7	38	M-H	50	50 (15)
Cr (µg/l)	5	4	17	M-H	50	44 (14)
Hg (µg/l)	<0,1	<0,1	0,1		0,3	4,7 (13)
Ni (µg/l)	7	8	17	L-M	50	49 (12)
Pb (µg/l)	2,2	1,9	10	M-H	40	87 (11)
Zn	0,1	0,04	0,14	M-H	0,6	0,27 (17)
Lakvattenmängd (m3/år)	65 000	130 000	63 000

L = Låga halter, M = Måttliga halter, H = Höga halter

Ämne/Parameter (b)	1997	1998	1999	Tillstånd	NV 1982	NV 1990
BOD7	19	11	29		600	239 (15)
O2	6,3	2,1	7			3,0 (9)
Kond. (mS/m)	356	222	389		340	297 (20)
pH (enhetslös)	7,5	7,5	7,8		7,1	7,0 (20)
HCO3	1 570	1 333	1 600			610 (4)
Ca	249	226	245			107 (2)
Fe	6	6	6		30	20 (15)
Mn	1	1	0,8		2,5	4,9 (13)
As (µg/l)	1,2	1,3	4	L		72 (7)
Ag (µg/l)	<1	1	<0,5
NH4-N	80	67	107		23	44 (7)
Tot-N	104	76	116	E H (>5)
Tot-P	0,32	0,12	0,37	EH (>0,1)	1,1	1,0 (19)
Cl	365	278	445		500	249 (11)
Fenol (µg/l)	1,5	5	8			70 (10)
Tot. extr. alif.	1,4	1,3	1
Tot. extr. arom.	<0,5	1,05	<1
Olja	0,5	0,5	0,4			0,8 (3)
Cyanid	<0,01	<0,01	<0,01
PCB (µg/l)	<0,1	<0,1	<0,07			17 (6)
AOX (µg/l) Cl	228	185	198
Kolibakt. (st/100 ml)	>16 000	5 542	8 667
Term. kolibakt. (st/100 ml)	8 500	485	1203

L = Låga halter, E H = Extremt höga halter

Försökets upplägg

Tre gräsbevuxna översilningsytor på ca 3 m² vardera beskickades med tre olika hydrauliska belastningar: 50, 100 och 200 mm/dygn (18, 37 och 74 l/h). Beskickningen skedde under 8 timmar per dygn, från 07.00 till 15.00, måndag t.o.m. fredag, med början den 24 maj.

De tre översilningsytorna belastades under samma tidsperiod med var sin belastning. Sedan skiftades belastningarna mellan ytorna till nästa tidsperiod, och ytterligare en gång till den sista tidsperioden, så att ytorna till slut belastats en gång med varje belastning. Skiftena skedde efter den sista provdagen i varje tidsperiod enligt schemat nedan (tab 2).

Tabell 2. Schema för de hur de hydrauliska belastningarna skiftades mellan översilningsytorna mellan de olika tidsperioderna, datum för perioderna samt periodernas längd

Tidsperiod	Yta A	Yta B	Yta C	Datum	Antal dagar
1	Hög	Medel	Låg	24/5-14/6	22
2	Låg	Hög	Medel	15/6-28/6	14
3	Medel	Låg	Hög	29/6-7/7	9

Försöksuppställning

Översilningsytorna var 11,75 m långa och 0,25 m breda. De skapades med hjälp av tolv tremeterssektioner bockad och målad plåt som sattes samman på plats vid lakvattendammen till tre parallella rännor. Rännsektionerna hade först placerats i växthus för sådd och snabb etablering av gräset. Ett ca 6 cm tjockt jordlager lades i sektionerna; jorden utgjordes av mullhaltig plantjord och ett ca 2 cm tjockt lager såjord på ytan. Sådden (den 21 mars) av det vattentåliga gräset rörflen (Phalaris arundinacea) gjordes ytligt i lätt fuktig jord. Efter uppkomst (ca 14 dagar senare) krävdes regelbunden och ganska riklig bevattning. Utplaceringen av rännorna skedde den 22 maj. Gräsetableringen var då mycket god. Placeringen skedde på en iordningställd grusad sluttning ner mot lakvattendammen (fig 3a). Lutningen var ca 6,7 %. a) b)

Figur 3. a) Översilningsytorna uppställda i sluttningen ner mot lakvattendammen. b) Pumpar, styrutrustning och mellanlagringstunna för att sköta påförseln av lakvattnet.

Eftersom ytorna inte var fullskaliga behövdes små flöden för att få rätt hydrauliska belastningar. Dessutom var det nödvändigt att flödena var någorlunda väldefinierade och stabila, samt kunde styras automatiskt efter inställt schema. Tre pidestaltiska pumpar kopplades till två tidsur (fig 3b), varav det ena styrde frampumpningen och det andra bakåtpumpningen. Bakåtpumpningen gick några minuter varje dag efter att beskickningen avslutats för att motverka igensättning av slangar och munstycken.

En vanlig dränkbar pump användes för att pumpa upp lakvattnet från dammen till ett mellanlagringsmagasin i form av en 200 liters plasttunna försedd med lock. Den dränkbara pumpen styrdes med hjälp av nivåvippor i tunnan, så att pumpen sattes igång då vattendjupet i tunnan sjönk under ca 25 cm och stängdes av igen när tunnan var fylld. Pumpen riggades upp så att den hängde fritt i dammen med insuget några decimeter ovanför botten.

6 st perforerade plaströr (ca 10 cm långa; 3,4 cm 0) fungerade som "provtagningsbrunnar" för att möjliggöra provtagning i Översilningsytorna. Påförseln av lakvattnet på Översilningsytorna skedde via munstycken för att undvika erosion av jordmaterialet.

Provtagning och mätningar

Det översilande lakvattnet provtogs i översilningsytorna för att kunna studera hur halterna av ammonium- och nitratkväve och organiskt material varierade längs översilningssträckan under de åtta timmarna beskickning pågick. Provtagningen utfördes under sammanlagt 9 dagar i perioden 7 juni till 7 juli, uppdelat på 3 tredagarsomgångar i slutet av varje tidsperiod. För att förhindra inverkan på proverna av föregående belastningar skedde en ny provtagningsomgång först efter en inkörningsperiod med de nya belastningarna. Den första provtagningsomgången genomfördes den 14:e, 15:e och 21:a dagen efter att beskickningen började. De två andra skedde den 11:e, 12:e och 13:e dagen efter omställning, respektive den 6:e, 7:e och 8:e dagen efter omställning (tab 3).

Tabell 3. Provtagningsdatum och antal dagar efter omställning av belastning som provtagning skedde

Tidsperiod	Datum	Provtagningsdatum	Antal dagar efter omställning av belastning som provtagning skedde
1	24/5-14/6	7/6, 8/6, 14/6	14, 15, 21
2	15/6-28/6	26/6, 27/6, 28/6	11, 12, 13
3	29/6-7/7	5/7, 6/7, 7/7	6, 7, 8

Under varje provtagningsdag skedde provtagning vid 6 tidpunkter: 1, 2, 3, 4, 6 och 8 h efter beskickningsstart kl. 07.00. Vid varje tidpunkt provtogs 3 provtagningspunkter i vardera översilningsyta: 3,7 m, 7,4 m och 11,1 m. Dessutom togs ett prov på det obehandlade vattnet i mellanlagringstunnan i samband med den första provtagningen varje dag. Prover från samma tidpunkt, provtagningspunkt och provtagningsomgång lades sedan ihop till tredagarsprover för att antalet analyser skulle bli mer hanterligt (sammanlagt blev det då 165 st analysprover).

Proverna på 50 ml sögs upp med pipett ur provtagningsbrunnarna och fördes över till flaskor av mörkt glas. Samma pipett användes för alla prov men sköljdes minst två gånger med vattnet från den provtagningspunkt som skulle provtas innan provtagning skedde. Proverna förvarades i kylskåp i väntan på analys. Vid de nedersta provtagningspunkterna där vattnet lämnade översilningsytorna kunde glasflaskor placeras under kanten på rännorna för direkt uppsamling av provvattnet. Ur dessa flaskor togs sedan rätt mängd ut med pipetten och fördes över till provflaskorna på samma sätt som för de andra.provpunkterna. pH mättes med kalibrerad pH-meter i alla.provpunkterna vid fyra tidpunkter under en provtagningsdag i sista perioden, den 5 juli. Under denna dag utfördes också enkla flödesmätningar på in- och utflödande vatten för att massflöden skulle kunna beräknas. Graderade mätkärl användes för att samla upp och mäta vattenmängderna från 1 minuts flöde. Dessutom provtog SÖRAB det utgående vattnet (11,1 m) vid en tidpunkt den 6 juli, för test av toxicitet med Microtoxtest.

Förutom provtagningen i översilningsytorna genomfördes också en provtagningsserie av lakvattnen i lakvattendammarna i Hagby och Korslöt under en lite längre tidsperiod för test av eventuellt nitrifikationshämmande effekt hos vattnen. Denna provtagning skedde vid sammanlagt 5 tillfällen, med ca 3 veckors mellanrum, från slutet av mars till slutet av juni. Syftet var att med ett begränsat antal prov täcka in en så lång tidsperiod som möjligt för att kunna få med årstidsberoende variationer i lakvattnens sammansättning. Proverna togs i kanten på dammarna i 200 ml mörka glasflaskor. Flaskorna fylldes till hälften och förvarades nedfrysta i väntan på analys.

Analyser

Analyserna av ammoniumkväve (NH₄⁺-N), nitratkväve (NO₃^-N) och organiskt material utfördes av vattenlaboratoriet på avdelningen för vattenvårdslära, SLU. Undersökningen av nitrifikationshämning gjordes på Institutionen för mikrobiologi, SLU och Microtoxtestet utfördes av AB Thalassa, Uppsala.

För analysen av organiskt material utnyttjades TOC-metoden (eng. Total Organic Carbon). Det är en mindre vanlig men mer direkt metod som kan användas istället för COD_Cr (Öman et al., 2000). (I COD_Cr-metoden används kvicksilver varför den helst bör undvikas och COD_Mn- metoden lämpar sig inte för lakvatten på grund av att oxidationsmedlet är för svagt (Öman et al., 2000)).

Ammoniumkväve analyserades enligt Tecator app. not. 50-01/84 (Tecator, 1984). Vattenprovet injiceras in i en kontinuerlig bärarström och blandas med natriumhydroxid. Blandningen passerar ett PTFE-membran i en gasdifrusionscell. Ammoniak diffunderar genom membranet in i indikatorströmmen. Resultatet mäts fotometriskt som en förändring av indikatorns färg vid våglängden 590 nm. Mätområdet är 0,01-4,00 mg/l, detektionsgränsen 0,5 µg/l och mätosäkerheten +/-10 %.

Nitratkväve analyserades enligt SS 028133-2 (SS-EN ISO 13395), modifierad enligt Tecator app. not. 62-02/83 (Tecator, 1983). Nitrat reduceras till nitrit i en reduktor innehållande förkopprad kadmium. Nitrit bildar en sur lösning med sulfanilamid, en diazoförening som kopplas med N-(1-naftyl)etelendiamid till ett azofärgämne. Absorbansen mäts vid 535 nm. Mätområdet är 0,01-10,0 mg/l, detektionsgränsen 10 µg/l och mätosäkerheten +/-5 %.

TOC analyserades enligt SS 028199-1 på en Shimadzu TOC-5000 kolanalysator med provväxlare. Organiskt kol i vatten oxideras till koldioxid genom förbränning. Oorganiskt kol avlägsnas genom surgörning och genomblåsning. Efter förbrännig eller surgörning renas CO₂- gasen i en halogenskrubber och analyseras sedan i en IR-gasanalysator. Mätområdet är 1,0- 1000 mg/l, detektionsgränsen 0,5 mg/l och mätosäkerheten +/-10 %.

Hämning av första steget i nitrifikationen, ammoniumoxidationen (NH₄⁺ - NO₂^-), undersöktes genom att mäta potentiell ammoniumoxidationsaktivitet (PAO) med metod enligt Torstensson et al., 1998. Bakterierna i detta steg anses vara särskilt känsliga (Torstensson et al., 1998). Prover om 10 ml från respektive lakvatten testades mot kranvattens inverkan på ammoniumoxidationen i jord från Ulleråker (pH 6,6; Org. C 2,1 %; C/N-kvot 14,0; sand 41 %, mo 32 %, mjäla 9 %, ler 17 % av mineralfraktionen; CEC 16,2 meq/100 g). Tre upprepningar av varje prov analyserades. pH i provet mättes. Eftersom pH ger en signifikant inverkan på ammoniumoxidationens hastighet (ju högre pH desto högre ammoniumoxidation) måste man kompensera för detta.

Microtoxtestet utfördes enligt Microtox 100 % procedure.

Analysen utfördes den 12 juli, sex dagar efter att provtagning skett.

Resultat och diskussion

Väder

Försöksperioden från den 24 maj till den 7 juli var sval och ganska nederbördsrik.

Nederbörden i maj månad som helhet var normal men ganska riklig de sista åtta dagarna då 19 av månadens 31 mm kom (SMHI, 2000). Juni var nederbördsrikare och kallare än normalt (tab 4). De sju dagarna i juli var nederbördsfattiga, det kom bara 4 mm under dessa dagar. På grund av den lägre temperaturen och den större nederbördsmängden var väderleksförhållandena under försöksperioden troligtvis något mindre gynnsamma för reningsprocesserna, framför allt nitrifikationen, än normalt för denna årstid.

Under perioden var det två enskilda dygn som fick betydligt större nederbördsmängder än de andra dygnen. Det var den 7 och 29 juni då det föll 15 respektive 36 mm. Dessa mängder bedöms kunna ha givit utslag i proverna om de hade fallit under kort tid strax innan eller under själva provtagningen. Intensiva regn är givetvis en del av reningssystemet men kännedom om när de inträffat underlättar utvärdering och förståelse av resultaten. Den 7 juni var den första provtagningsdagen. Under de åtta provtagningstimmarna föll dock endast ett lättare regn. Den 29 juni var den första dagen i tredje inkörningsperioden vilket innebar att det var 5 dagar kvar till provtagning. Den stora nederbördsmängden den dagen kan därför inte ha haft någon direkt inverkan på proverna. Följaktligen behövs inga särskilda hänsyn tas till de större nederbördsmängderna under dessa två dygn vid utvärderingen av resultaten.

Tabell 4. Väderdata för Stockholm, månadsvärden för maj-juli med normalvärde (SMHI, 2000)

Månad	Lufttemperatur, °C		Nederbörd, mm
	Månadsvärde, 2000	Normal, 1961-90	Månadsvärde, 2000	Normal, 1961-90
Maj	12,4	10,7	31	30
Juni	14,7	15,6	77	45
Juli	16,2	17,2	109	72

Ammonium- och nitratkväve

Variationen med tiden

Sett över hela försöksperioden visade nivån ammoniumhalterna i översilningsytorna ingen entydig trend (fig 4). Med de hydrauliska belastningarna 50 mm/dygn och 200 mm/dygn fanns en tendens till sjunkande initialhalter under försöksperioden, men med belastningen på 100 mm/dygn var initialhalterna lägst i tidsperiod 2 istället för i tidsperiod 3. Den sjunkande trenden kan ha berott på att tillväxten av nitrifierande bakterier fortfarande pågick då provtagningarna utfördes.

Vid jämförelse av halternas förändring under de olika tidsperioderna syntes en skillnad vid 3,7 m mellan tidsperiod 1 och de andra perioderna. Under tidsperiod 1 ökade inte halterna med tiden i denna punkt, vilket de gjorde under tidsperiod 2 och 3 med undantag för den sänkning som inträffade mellan 6 h och 8 h i tidsperiod 2.

Figur 4. Ammoniumkvävehalter under perioden efter beskickningsstart, tidsperiod 1, 2 och 3, hydraulisk belastning a) 50 mm/dygn b) 100 mm/dygn c) 200 mm/dygn. Ingående halt visas med punkterna vid tiden 1 h.

Med den hydrauliska belastningen på 200 mm/dygn sjönk halterna i alla tre provtagningspunkterna i tidsperiod 1. Detta förlopp var det som avvek mest från de andra. Orsaken till att halterna sjönk i dessa fall är inte känd. Inte heller varför sänkningen mellan 6 h och 8 h i tidsperiod 2 inträffade. I punkterna 7,4 m och 11,1 m gick ökningen av halterna snabbare med högre hydraulisk belastning under tidsperiod 2 och 3. Vid 3,7 m syntes däremot inga större skillnader mellan de olika belastningarna.

Nitratkvävehalterna var oväntat låga i tidsperiod 1 (fig 5). Bara några få mg/l uppmättes, vilket endast motsvarade någon eller några få procent av den ingående ammoniumkvävehalten på 191 mg/l. Halterna var väsentligt mycket lägre än de i tidsperiod 2 och 3. Någon trend för nivån på nitratkvävehalterna för försöksperioden i sin helhet var därför inte möjlig att se.

Förändringen av nitratkvävehalterna under tidsperioderna uppvisade stora likheter vid jämförelse både mellan de olika tidsperioderna och mellan de olika hydrauliska belastningarna (fig 5). Detta inkluderar även tidsperiod 1, bortsett från belastningen på 100 mm/dygn (fig 6). Halterna sjönk under tidsperioderna oberoende av belastning, men sänkningen gick snabbare med högre hydraulisk belastning (fig 5 och fig 7a).

Figur 5. Nitratkvävehalter under perioden efter beskickningsstart, tidsperiod 1, 2 och 3, hydraulisk belastning a) 50 mm/dygn b) 100 mm/dygn c) 200 mm/dygn. Ingående halt visas med punkterna vid tiden 1 h (0,03-0,06 mg/l).

Figur 6. Tidsperiod 1 med x-axlarna i mindre skala, nitratkvävehalter under perioden efter beskickningsstart, hydraulisk belastning a) 50 mm/dygn b) 100 mm/dygn c) 200 mm/dygn.

Det skedde en kraftig minskning av nitratkvävehalterna med de två högre hydrauliska belastningarna under tidsperiod 2 och 3. Med dessa hydrauliska belastningar verkar det som att flödena blev tillräckligt stora för att hinna skölja bort nitratet under beskickningstiden. Även med den hydrauliska belastningen på 50 mm/dygn sjönk halterna med tiden (förutom i punkten 11,1 m under tidsperiod 2). Med denna belastning verkar det dock som att flödet blev för litet för att allt nitrat skulle hinna sköljas bort. Det är i och för sig möjligt att en viss nitrifikation skedde under tiden beskickningen pågick och att det gav upphov till de högre sluthalterna. Det förefaller dock mindre troligt eftersom syretillgången bör ha varit begränsad under beskickningstiden även med den låga hydrauliska belastningen. Även om översilningsytan inte helt lades under vatten med denna belastning blev jorden fullständigt blötlagd.

Figur 7. a) Utgående nitratkvävehalter under perioden efter beskickningsstart; medelvärden för hela försöksperioden (3 värden). b) Utgående ammonium- och nitratkvävehalter under perioden efter beskickningsstart; hydraulisk belastning 200 mm/dygn; medelvärden för hela försöksperioden (3 värden)

I figur 7b visas utgående nitrat- och ammoniumkvävehalter i samma diagram för att tydliggöra de olika förloppens tidsmässiga variation. Med den hydrauliska belastningen på 200 mm/dygn var skillnaderna tydliga. Ammoniumkvävehalten ökade med tiden under perioden efter beskickningsstart medan nitratkvävehalten sjönk allteftersom det nitrat som bildats i föregående upptorkningsfas sköljdes bort under beskickningen.

Det är osäkert vad orsaken eller orsakerna till de låga nitrathalterna under tidsperiod 1 var (fig 5). Kanske följdes en eventuell nitrifikation av en nästan fullständig denitrifikation. Då skulle orsaken till att detta inte skedde under de två senare tidsperioderna kunna ha varit att det lättnedbrytbara organiska materialet som krävs för denitrifikationen tog slut, vilket tidsmässigt bedöms fullt möjligt.

En annan möjlighet är att det inte skedde någon nitrifikation under denna tidsperiod utan att minskningen av ammoniumhalterna berodde på något annat. Det är tänkbart att katjonbyteskapaciteten i översilningsytan tillsammans med gräsets näringsupptag och eventuell ammoniakavgång kan ha stått för den uppmätta minskningen av ammoniumhalterna. Under förutsättning att det inte skedde någon nitrifikation som frigjorde katjonbyteskapacitet visar beräkningar att det rör sig om en tidsperiod på några dagar upp till några veckor innan katjonbyteskapaciteten skulle vara fullständigt utnyttjad (bilaga 1). Jordens och växtdelarnas katjonbyteskapacitet kan alltså ha stått för en stor del av minskningen av ammoniumhalterna under denna period.

För att kunna uppskatta storleksordningen på ammoniakavgången gjordes pH-mätningar eftersom jämvikten mellan ammonium och ammoniak är starkt pH-beroende i pH-intervallet över 7. Vid pH 7,3 t.ex. föreligger bara 1 % som ammoniak medan hela 10 % har övergått i ammoniakform vid pH 8,3. Mätningarna utfördes den 5 juli vilket var den första provtagningsdagen i tidsperiod 3 och alltså inte var i samma tidsperiod som då de låga nitrathalterna uppmättes (tidsperiod 1). Dessa mätningar visade att pH i medeltal låg runt 7,3 och varierade mellan 7,0 och 7,6 under.beskickningstiden (bilaga 2). (Årsmedelvärdena för

Hagby för 1997-1999 var 7,5, 7,5 och 7,8 (tab 1)). De uppmätta pH-värdena i nitrifikationshämningstesterna tyder dock på att pH var högre i första tidsperioden än i den tredje (pH 8,0 den 5 juni och pH 7,5 den 26 juni). Om pH låg runt 8 under den första tidsperioden innebär detta att ammoniakavgång kan ha orsakat en inte oväsentlig del av minskningen av ammoniumhalterna.

Även om gräset växte snabbt under hela försöksperioden och allra snabbast under den första tidsperioden borde inte kväveupptaget stått för mer än några få procent av minskningen. I en studie av en översilningsyta för spillvattenrening motsvarade växtupptaget 2 % av det till ytan tillförda kvävet (af Petersens, 1999).

Variationen med sträckan

Ammoniumhalterna minskade som väntat med ökande översilningssträcka (fig 4). Minskningen skedde snabbast de första metrarna men halterna fortsatte att minska längs hela sträckan (fig 8). Minskningen skedde snabbare med lägre hydraulisk belastning. Sambanden kunde approximeras ganska väl med exponentiellt avtagande funktioner, vilka anges i figur 8. Om minskningen av halterna berodde på adsorption genom katjonbytesreaktioner kan dessa reaktioners koncentrationsberoende förklara varför minskningen skedde snabbast de första metrarna. Att koncentrationen sjönk snabbare med lägre hydraulisk belastning kan förklaras av att mängden ammoniumkväve som tillförs är mindre (om samma mängd ammonium adsorberas per ytenhet för olika hydrauliska belastningar kommer koncentrationen minska mest för den lägsta belastningen). Detta resultat är i linje med resultat från översilningsförsök med avloppsvatten, rapporterade av Kruzic och Schroeder (Kruzic & Schroeder, 1990).

Figur 8. Ammoniumkvävehalten som funktion av översilningssträckan för de olika hydrauliska belastningarna; medelvärden för hela försöksperioden (18 värden).

Reningsresultat

Oavsett vad som var orsaken till de låga nitratkvävehalterna under tidsperiod 1 så visade de höga halterna under tidsperiod 2 och 3 att det verkligen skedde en kraftig nitrifikation av lakvattnet i översilningsytan. Exakt hur stor nitrifikationen var gick dock inte att avgöra utifrån de mätningar som gjordes. Däremot kunde reningen av ammoniumkväve bestämmas.

Med en hydraulisk belastning på 50 mm/dygn varierade de utgående ammoniumkvävehalterna (medelvärden för de 3 tidsperioderna) mellan 21 mg/l och 39 mg/l under perioden efter beskickningsstart (fig 9a). Motsvarande värden med belastningen på 100 mm/dygn var 36 och 72 mg/l, och med den högsta belastningen 102 respektive 149 mg/l. Med de båda lägre belastningarna fanns ingen tydlig trend att de utgående halterna ökade med tiden vilket däremot var tydligt med den högsta belastningen.

Figur 9. a) Utgående ammoniumkvävehalter under perioden efter beskickningsstart (ingående halt visas med en punkt vid tiden 1 h); medelvärden för hela tidsperioden (3 värden). b) Ingående ammoniumkvävehalt och utgående halter för de 3 olika hydrauliska belastningarna;

Medelvärden med standardavvikelser för hela försöksperioden (3 vården på ingående halt, 18 på utgående).

Medelvärdet för den ingående ammoniumkvävehalten var 184 ± 19 mg/l. Medelvärdena och standardavvikelserna för de utgående ammoniumkvävehalterna var 28 ± 35 mg/l, 55 ± 29 mg/l och 121 ± 35 mg/l med respektive hydraulisk belastning (i stigande ordning) (fig 9b). Standardavvikelserna var stora, vilket delvis kan förklaras av den stora variationen med tiden under perioderna efter beskickningsstart. Alla skillnader i halter var ändå signifikanta utom den mellan de båda lägsta belastningarna. Reningsgraden var 85, 70 och 34 % (fig 10a). Reningsgraden sjönk alltså med ökad hydraulisk belastning. Detta samband kunde med god noggrannhet (R² = 1) approximeras med ett polynom av andra ordningen:

r_NH4 = -2 · 10^-5h² + 0,0014h + 0,84

där r_NH4 är reningsgraden för ammoniumkväve i procent och h är den hydrauliska belastningen i mm/dygn. Osäkerheten i detta samband är dock stort eftersom det endast grundas på 3 värden. Det avtagande sambandet överensstämmer med resultat från översilningsförsök med av avloppsvatten, rapporterade av Wightman m.fl. (Wightman et al., 1983).

Figur 10. a) Reningsgraden för ammoniumkväve som funktion av hydraulisk belastning; beräknat på medelvärden av in- och utgående halter för hela tidsperioden (3 värden på ingående halt, 18 på utgående). b) Utgående relativ nitratkvävemängd (relativt ingående ammoniumkvävemängd) som funktion av hydraulisk belastning; 5 mm H₂O har i beräkningarna antagits evapotranspirera under de 8 h beskickningen pågick.

Enligt flödesmätningarna som utfördes under en dag i slutet av försöksperioden var de hydrauliska belastningarna 52, 113 och 180 mm/dygn (bilaga 3) och inte 50, 100 och 200 mm/dygn. Värdena på de utgående flödena bedömdes inte vara användbara för massberäkningar då det inte varit praktiskt möjligt att mäta utflödet tills det slutat, samt att mätningen endast gjordes under en dag. Det läckage som förekom bidrog också till att göra utflödena mindre än vad de annars skulle varit. Istället antogs att det avgick 5 mm H₂O från ytorna genom evapotranspiration under de åtta timmar beskickningen pågick.

Med hjälp av detta antagande kunde ammonium- och nitratkväveflöden som mängder per tids- och ytenhet beräknas (bilaga 4). Reningsgraden för ammoniumkväve beräknat i massprocent blev då några procent högre än i haltprocent (tab 5 och bilaga 4). De utgående relativa nitratkvävemängderna (relativt ingående ammoniumkvävemängder) sjönk liksom reningsgraden för ammoniumkväve med ökad hydraulisk belastning (fig 10b och bilaga 4). Uttryckt i procent var andelarna 56, 33 och 23 %. Det innebär att nitrifikationen åtminstone var 56, 33 respektive 23 % av ingående ammoniumkvävemängder. Den kan ha varit större om det försvann nitrat i översilningsytan genom bl.a. denitrifikation. Sambandet kunde med god noggrannhet (R² = 1) approximeras med följande polynom:

m_NO3ut/m_NH4in = 2·10-⁵h²-0,007h + 0,88

där m är mängden och h är den hydrauliska belastningen i mm/dygn. Osäkerheten är givetvis stor även i detta samband eftersom det också grundas på bara 3 värden. I figur 11 visas in- och utgående ammoniumkväveflöden, utgående nitratkväveflöden och reningen, räknat i kg/ha/dygn, för de olika hydrauliska belastningarna. Skillnaden mellan in och utgående ammoniumkvävemängder, dvs ammoniumkvävereningen, var störst med den hydrauliska belastningen på 113 mm/dygn. Med en hydraulisk belastning på 52 mm/dygn renades 83 kg NH₄-N/ha/dygn, med 113 mm/dygn renades 148 kg NH₄-N/ha/dygn och med en belastning på 180 mm/dygn renades 119 kg NH₄-N/ha/dygn (tab 5). Det ska nämnas att reningen var högst med den högsta belastningen (och inte den mellersta) under tidsperiod 3 (bilaga 4). De utgående nitratkvävemängderna ökade med ökad hydraulisk belastning sett i absoluta tal (fig 11). Reningen beräknad som skillnaden mellan in- och utgående ammonium- och nitratkvävehalter (ingående NO₃-N-halt var 0) var också högst med den hydrauliska belastningen på 113 mm/dygn.

Figur 11. In- och utgående ammoniumkväveflöden, utgående nitratkväveflöden samt rening för de olika hydrauliska belastningarna;.medelvärden för hela försöksperioden; 5 mm H₂O har i beräkningarna antagits evapotranspirera under de 8 h beskickningen pågick.

Det är inte möjligt att göra om reningstalen från försöket till årsvisa värden utan vidare studier eftersom effektiviteten troligtvis varierar med årstiden. Värdena kan endast antas gälla för växtperioden. Reningsresultaten sammanfattas i tabell 5.

Tabell 5. Reningsresultat för ammonium- och nitratkväve; 5 mm H₂O har i beräkningarna av mass-% och absoluta mängder antagits evapotranspirera under de 8 h beskickningen pågick

Hydraulisk belastning, mm/dygn	52	113	180
[NH4-N]in, mg/l	184 ± 19	184 ± 19	184 ± 19
[NH4-N]ut, mg/l	28 ± 35	55 ± 29	121 ± 35
Reningsgrad NH4-N, vol-%	85	70	34
(mass-%)	(86)	(71)	(36)
Rening NH4-N, kg/ha/dygn	83	148	119
[NO3-N]in, mg/l	0,04 ± 0,01	0,04 ± 0,01	0,04 ± 0,01
[NO3-N]ut, mg/l	115	63	44
NO3-Nut av NH4-Nin, mass-%	56	33	23
NO3-Nut, kg/ha/dygn	54	68	76
Ammoniumkvävebelastning, kg/ha/dygn	96	207	331
Rening (NH4,in - NH4ut - NO3ut, mass-%	30	39	13
Rening (NH4in - NH4ut - NO3ut, kg/ha/dygn	29	81	44

Organiskt kol

Det fanns inga större skillnader mellan de tre tidsperioderna vad gällde TOC-halterna (fig 12). Halterna ökade svagt med tiden under perioden efter beskickningsstart i alla tre punkterna, med alla tre hydrauliska belastningar. Reningsgraden i utgående vatten sjönk följaktligen med tiden (fig 13a). Medelvärdet på ingående halt var 226 ± 5 mg/l (fig 13b). Tvärtemot det förväntade resultatet var halterna i det utgående vattnet högst med den hydrauliska belastningen på 50 mm/dygn och lägst med belastningen på 200 mm/dygn. Med den låga belastningen låg halten i medeltal på 222 ± 22 mg/l. Motsvarande värde för den mellanhöga belastningen var 214 ± 15 mg/l och för den höga 212 ±10 mg/l (fig 13b). Ingen av skillnaderna var dock signifikanta. Medelvärdet av reningsgraden för hela provtagningsperioden med den lägsta hydrauliska belastningen var 2 %, med belastningen på 100 mm/dygn var den 5 % och med belastningen på 200 mm/dygn 6 %. Reningsgraden för TOC var alltså mycket låg och sambanden mellan reningsgrad och hydraulisk belastning respektive översilningssträcka oklara.

Figur 12. TOC-halter mot tid efter beskickningsstart, medelvärden för hela försöksperioden (endast 3 värden), ingående halt visas med en punkt vid tiden 1 h, hydraulisk belastning a) 50 mm/dygn b) 100 mm/dygn c) 200 mm/dygn

Figur 13. a) Reningsgrad för TOC mot tid efter beskickningsstart, medelvärden för hela försöksperioden (endast 3 värden), beräknat på in- och utgående halter b) Utgående TOC-halter med de tre olika hydrauliska belastningarna, medelvärden och standardavvikelser

Nitrifikationshämning

Den hämmande inverkan på nitrifikationen var överlag låg för båda lakvattnen. Lakvattnet från Korslöt visade något större inverkan. Det varierade mellan 8,0 och 25,6 % hämmande inverkan, medan lakvattnet från Hagby varierade mellan 0 (i mars och april) och 18,2 % som mest (bilaga 5). Inverkan ökade med senare datum för lakvattnet från Hagby, vilket kan ha berott på ett årtidsberoende.

Akut toxicitet

Proverna på utgående lakvatten uppvisade låg grad av akut toxicitet. EC₅₀ (15 min) var högre än 99 vol-% och EC₂₀ (15 min) var 49 vol-%.

Slutsatser

• Försöket visade att översilning med intermittent beskickning effektivt kan stimulera nitrifikation i ammoniumrikt lakvatten från avfallsupplag och därmed reducera ammoniumkvävehalterna. Försöket gav dock inga indikationer på att metoden skulle vara effektiv för reduktion av halten organiskt material. Nitrifikationen gick att uppnå trots att det aktuella lakvattnet i tester visades hämma nitrifikationsbakteriernas nitrifierande förmåga till viss del.
• Studien visade på ett omvänt förhållande mellan den relativa reningsgraden för ammoniumkväve och den hydrauliska belastningen. Detta förhållande gällde inte för reningen i absoluta tal, dvs den renade mängden ammoniumkväve per yt- och tidsenhet, vilken var störst med den mellanhöga (113 mm/dygn) av de testade hydrauliska belastningarna. Även den relativa mängden utgående nitratkväve (relativt ingående ammoniumkvävemängd) minskade med ökad hydraulisk belastning, men inte heller detta samband gällde för mängden i absoluta tal, vilken var störst med den högsta hydrauliska belastningen.
• Studien visade också att det fanns ett samband mellan reningsprocessernas effektivitet och översilningssträckan. Effektiviteten avtog med översilningssträckan men reningsprocesserna verkade ändå längs hela sträckan.
• Genom den visade förändringen av nitratkvävehalterna under perioden efter beskickningsstart styrkte försöket betydelsen av intermittens i beskickningen.
• På grund av den korta tidsperioden studien pågick, osäkerhet kring hur stora läckagen var (p.g.a. avsaknad av regelbundna flödesmätningar), samt den stora variationen i sammansättning mellan lakvatten från olika deponier, måste fler och längre studier göras innan resultaten kan sägas vara generella.

Sammanfattning

Ett av de mest påtagliga problemen med lakvatten från avfallsupplag är de höga halterna av ammonium. Översilning med intermittent beskickning är en teknik som visat sig stimulera nitrifikation av ammoniumhaltigt avloppsvatten effektivt. Syftet med det här pilotförsöket var att undersöka om denna teknik även kan stimulera nitrifikation av lakvatten från avfallsupplag på ett effektivt sätt, samt att undersöka reningsprocessernas tids- och rumsmässiga variation. (Det nitrat som bildas i nitrifikationsprocessen kan denitrifieras i ett efterföljande reningssteg i form av t.ex. en våtmark och därmed fås att avgå till atmosfären som kvävgas.)

Försöket utfördes vid Hagby Återvinningsanläggning i Täby kommun, vars lakvatten är ett ammoniumrikt, metanogent lakvatten. Tre gräsbevuxna översilningsytor på ca 3 m² vardera beskickades med tre olika hydrauliska belastningar: 50, 100 och 200 mm/dygn. Beskickningen skedde under 8 timmar per dygn, 5 dagar i veckan. Provtagning skedde under totalt 9 dagar under försöksperioden. Prover togs 1, 2, 3, 4, 6 och 8 h efter beskickningsstart. Vid varje tidpunkt provtogs på 3 ställen i vardera översilningsyta: 3,7 m, 7,4 m och 11,1 m nedströms appliceringspunkten.

Medelvärdet för den ingående ammoniumkvävehalten (NH₄-N) var 184 ± 19 mg/l och för de utgående: 28 ± 35 mg/l (52 mm/dygn), 55 ± 29 mg/l (113 mm/dygn) och 121 ± 35 mg/l (180 mm/dygn). Reningsgraden var 85, 70 och 34 % och sjönk alltså med ökad hydraulisk belastning.

Med antagandet att det avgick 5 mm H₂O från ytorna genom evapotranspiration under de åtta timmar beskickningen pågick kunde ammonium- och nitratkväveflöden (NO₃-N) beräknas.

Reningen av NH₄-N var då 83 kg/ha/dygn, 148 kg/ha/dygn och 119 kg/ha/dygn med respektive hydraulisk belastning. De utgående relativa mängderna NO₃-N (relativt ingående mängder NH₄-N) sjönk liksom reningsgraden för NH₄-N-halterna med ökad hydraulisk belastning. Uttryckt i procent var andelarna 56, 33 och 23 % för respektive belastning. Dessa siffror visar den nedre gränsen för hur stor nitrifikationen kan ha varit. I absoluta tal ökade de utgående mängderna NO₃-N med ökad hydraulisk belastning.

Försöket visade att Översilning med intermittent beskickning effektivt kan stimulera nitrifikation i ammoniumrikt lakvatten från avfallsupplag och därmed reducera halterna av ammoniumkväve. Försöket gav dock inga indikationer på att metoden skulle vara effektiv för reduktion av halten organiskt material.

Genom den visade förändringen av nitratkvävehalterna under perioden efter beskickningsstart styrkte försöket betydelsen av intermittens i beskickningen.

Referenser

Litteratur

af Petersens, E. 1999. Översilning som metod för kväverening av avloppsvatten - en studie av våtmark Alhagen i Nynäshamn. Examensarbete 33. Avd. för Vattenvårdslära, SLU.

Andersson, J. L., Wittgren, H. B., Kallner, S., Ridderstolpe, R. & Hägermark, I. 2000. Wetland Oxelösund,

Sweden - the first five years of operation, In: Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Cold Climates. Wessex Institute of Technology (submitted).

Bevmo, L., Hasselgren, K. & Persson, K. M. 2000. Tekniköversikt, idag och imorgon. Seminariematerial, lakvattenseminariet Lokal rening av lakvatten, Kristianstad, 3-4 maj 2000. VBB VIAK.

Hasselgren, K. 1992. Resursbevarande lakvattenbehandling. Fullskaleförsök med behandling och resursutnyttjande av lakvatten i mark-växt-system. FoU, Stiftelsen REFORSK nr 76. Malmö.

Jenkins, T. F. & Martel, C. J. 1979. Pilot scale study of overland flow land treatment in cold climates. Progress in Water Technology 4, 207-214.

Kemikalieinspektionen. 1999. Giftfri miljö. Solna.

Kruzic, A. P. & Schroeder, E. D. 1990. Nitrogen removal in the overland flow wastewater treatment processremoval mechanisms. Res. J. Water Pollut. Control Fed., 62, 867

Leonardson, L. 1994. Våtmarker som kvävefällor. Svenska och internationella erfarenheter. Statens

Naturvårdsverk. Rapport 4176. Molander, L. 2000. Hur ser avfallsbolagen på lakvattnet. Seminariematerial, lakvattenseminariet Lokal rening av lakvatten, Kristianstad, 3-4 maj 2000. TRAAB, Vänersborg. Nakano, Y., Chen, R. L. & Patrick, Jr., W. H. 1981. Nitrogen transport and transformation in overland flowtreatment systems. In: Modeling wastewater renovation - Land Treatment. Edited by I. K. Iskandar. John Wiley & Sons Itd.

NV. 1982. Lakvatten, karaktär - åtgärder - kontroll. Meddelande 2. (Naturvårdsverket)

NV. 1989. Biologisk och kemisk karaktärisering av ytliga lakvatten. Rapport 3702.

NV. 1990. Kvävereduktion vid kommunala avloppsreningsverk 6. Nitrifikationshämmande substanser. Litteraturstudie. Rapport 3726.

NV. 1992. Lakvattenbehandling. Lokala metoder för behandling av lakvatten från avfallsupplag. Rapport 4052.

NV. 1993. Lokal lakvattenbehandling. Erfarenheter från 42 svenska deponier. Rapport 4228. NV. 1996. Aktionsplan avfall. Rapport 4601.

NV. 1997. Ren luft och gröna skogar. Förslag till nationella miljömål. Rapport 4765. NV. 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Rapport 4913. Ridderstolpe, P. 1999. pm 99-01-20 "Ang. lakvattenbehandling för Hagbytippen".

RVF. 1999. Avfallsanläggningar med deponering. Statistik 1998. RVF Rapport 99:5. (Svenska Renhållningsverksföreningen)

Rönnols, E. 1996. Lokal lakvattenbehandling. En vägledning för val av behandlingsmetod för lakvatten från kommunala avfallsupplag. RVF Rapport 96:4.

SMHI. 2000. Väder och Vatten 6, 7, 8/2000.

SNFS. 1994. Kungörelse med föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. Statens

Naturvårdsverks författningssamling. 1994:7.

Tecator. 1983. Tecator Application Note, ASN 62-02/83. Tecator AB, Höganäs, Sweden.

Tecator. 1984. Tecator Application Note, ASN 50-01/84. Tecator AB, Höganäs, Sweden.

Torstensson, L., Stenberg, B. & Pell, M. 1998. Potential denitrification and nitrification tests for evaluation of pesticide effects in soil. Ambio, 27:1, 24-28.

Welander, U. 2000. Föroreningar i lakvatten. Seminariematerial, lakvattenseminariet Lokal rening av lakvatten, Kristianstad, 3-4 maj 2000.

Wightman, D., George, D. & Zirschky, J. 1983. High-rate overland flow. Water Research, 17:11, 1679-1690

Zirschky, J., Crawford, D., Norton, L., Richards, S. & Deemer, D. 1989. Ammonia removal using overland flow. J. Water Pollut. ControlFed., 61:7, 1225-1232.

Öman, C. 1991. Omvandlingsfaser i ett kommunalt avfallsupplag. IVL-rapport B 1017. Stockholm.

Öman, C. 1996. Emissions of organic compounds from landfills. In: Environmentally sound waste recycling: Abstracts of research projects. Naturvårdsverket. AFR-report 116. Stockholm.

Öman, C. & Wennberg, L. 1997. Utveckling av metoder för Karakterisering av lakvatten från avfallsupplag. Ettårs rapport. IVL-rapport B 1280. Stockholm.

Öman, C., Malmberg, M. & Wolf-Watz, C. 2000. Handbok för lakvattenbedömning. Metod för karakterisering av lakvatten från avfallsupplag. IVL-rapport B 1354.

Personliga meddelanden:

Gustafson, Hanna. SÖRAB. Telefon: 08-511 806 23

Rihm, Thomas. RVF. Telefon: 040-35 66 15.

Föredrag och inlägg på lakvattenseminariet Lokal Rening av Lakvatten, Kristianstad, 3-4 maj 2000:

Malm, Arne. LRF.

Palmgren, Torsten. Käppalaförbundet, Stockholm.

Welander, Ulrika. Avdelningen för Bioteknik, Lunds Tekniska Högskola och Anox AB, Lund.

Hemsidor på internet:

EUR-Lex. 2000. www.europa.eu.int/eur-lex/sv/lif/dat/1999/sv_399L0031.html

RVF. 2000. (Svenska Renhållningsverksföreningen). www.rvf.se

NV. 2000. (Naturvårdsverket), www.environ.se

SÖRAB. 2000. (Söderhalls Renhållningsverks AB), www.sorab.se

Tackord

Först och främst vill jag tacka min handledare prof. Lars Bergström för entusiasmen och det fruktbärande bollandet med idéer och för att han utan undantag tagit sig tid att hjälpa till. Sedan vill jag rikta ett varmt tack till Hans Bonde, för att så skickligt lyckats förvandla idéerna till fungerande lösningar och med stor omsorg byggt upp försöksuppställningen, och till Gunnar Torstensson som stått för utformningen och ihopkopplingen av styrutrustningen och som kommit med goda råd i allmänhet och kring pumpar och reglerteknik i synnerhet. Tack också till Stefan Ekberg på vattenvårdslabbet för tipsen kring provtagningen och lånet av utrustning, och alla andra på avdelningen för vattenvårdslära som bidragit med smått och gott, inte minst den trevliga stämningen. Lennart Torstensson på institutionen för mikrobiologi ska ha tack för råden kring upplägget av provtagningen inför inhiberingstesten.

Tack till Ebba, Peter, Jonas och Yvonne, på WRS AB, för en otroligt intressant och bra idé, det intressanta upplägget av försöket, för den positiva inställningen, för hjälp med litteratur, tätning av läckage, fotografering, råd kring sådd och bevattning av rörflenet, och tips om stort som smått.

Tack till Hanna Gustafson på SÖRAB för entusiasm och hjälpsamhet, för lån av diverse instrument, för fotograferingen och microtoxresultaten och för synpunkterna på rapporten. Jag vill också passa på att tacka Roger Lasu, praktikant på SÖRAB (student på samhällsbyggnadsprogrammet i Luleå), för de dagliga funktionskontrollerna, för hjälpen med att täta läckage och för allmänt glada tillrop, samt den övriga personalen på Hagby för hjälpsamhet och trevligt bemötande. SÖRAB ska också ha tack för lån av lab och allehanda verktyg, m.m.

Tack Tord på Korslöts avfallsanläggning för provtagningarna av lakvattnet för nitrifikationshämningstesten och för visat intresse.

Slutligen vill jag tacka RVF, SÖRAB, TROTAB och stiftelsen Oscar och Lili Lamms Minne för de ekonomiska bidragen till projektet.

Bilaga 1. Beräkning av tid för fullständigt utnyttjad CEC i jorden vid försumbar nitrifikation.

CEC (organiskjord, pH 8) = ~ 150 cmol_c/kg ts = 1,5 mol_c/kg ts

Använd jordvolym = 700 l

Jordens volymvikt = ~ 0,5 kg/l

→ Total CEC i jorden = 1,5*700*0,5 mol_c = 525 mol_c

Hydraulisk belastning = 100 mm/dygn = 100 l/m²/dygn Yta = 2,94 m²

[NH₄-N] = 190 mg/l = 0,19 g/l

Molmassa (N) = 14,0 g/mol

→ Mängdflödet = 100*2,94*0,19/14,0 = 4 mol/dygn = 4 mol_c/dygn

(n(N) = n(NH₄⁺ = n_c(NH₄⁺)

Antag att ca 10 % av totala CEC kan användas av NH₄⁺:

→ Antal dygn = 525*0,1/4,0 = 13 dygn

Med dessa antaganden skulle det alltså ta ca 2 veckor innan jordens CEC var förbrukad för ammoniumets del.

Bilaga 2. pH-mätningar 5 juli, 2000

Bilaga 3. Flödesmätningar

In- och utflöden i (a) ml/min och (b) omräknat till l/h

(a)

Tid (h)Hög belastning
	In	Ut	In		Ut	In		Ut
1	300	0	700		80	1090		650
2		0			480			700
3	320	98	680		520	1080		740
4	340	180	680		530	1120		700
6	320	130	700		500	1120		720

(b)

Tid (h)	Låg belastning		Mellanbelastning		Hög belastning
	In	Ut	In	Ut	In	Ut
1	18,0	0,0	42,0	4,8	65,4	39,0
2		0,0		28,8		42,0
3	19,2	5,9	40,8	31,2	64,8	44,4
4	20,4	10,8	40,8	31,8	67,2	42,0
6	19,2	7,8	42,0	30,0	67,2	43,2

 

Medel	19,2	4,9	41,4	25,3	66,2	42,1
Stdavv.	0,8		0,6		1,1

Omräknat till mm/dygn

Medel	52	13	113	69	180	115
Stdavv.	2		2		3
Minskning		39		44		65
Minskning
(%)		75%		39%		36%

Ytornas area: 0,25-11,75 = 2,94 m²

Bilaga 4. Massberäkningar

1 g/h = 8 g/dygn = 8/2,94 g/m²/dygn = 8-10/2,94 kg/ha/dygn

*Ingående flöden är uppmätta; de utgående antas vara 0,6 mm/h lägre än de ingående (5 mm/8h = 0,6 mm/h)

Bilaga 5. Resultat av nitrifikationshämningstest

Kompensationen för pH gjordes enligt ekvationen y = 0,1898x + 1,8716 där x är pH och y är förväntat A-värde.

Bilaga 6. Analysresultat för ammonium-, nitratkväve och TOC

Tidsperiod 1

Prov	NH4-N (mg/l)	NO3-N (m g/l)	TOC
1 h, 0	191	0,039	226,5
1 h, a1	191	2,23	207,1
1 h, a2	152	6,1	205,7
1 h, a3	160	9,26	199,9
1 h, b1 *	122	3,43	197,2
1 h, b2**	82,3	5,32	162,4
1 h, b3**	70,1	0,554	173,2
1 h, c1 *	103	16	177,2
1 h, c2**	67	16,4	134,7
1 h, c3*	25,7	2,6	219,1
2h, a1	172	0,243	204,4
2h, a2	173	2,01	210,3
2h, a3	155	4,05	209,1
2h, b1	148	8,21	208,4
2h, b2*	80,9	2,17	190,7
2h, b3*	56,4	1,76	196,0
2h, c1*	161	10,6	185,1
2h, c2*	78,4	9,62	190,6
2h, c3*	49,3	6,2	203,0
3h, a1	179	0,107	222,0
3h, a2	170	0,235	218,0
3h, a3	162	2,08	204,5
3h, b1	140	6,13	209,2
3h, b2*	104	2,58	197,9
3h, b3*	69,2	1,97	193,9
3h, c1*	135	6,63	194,0
3h, c2*	86,6	9,89	197,6
3h, c3*	56,2	8,11	197,0
4h, a1	167	0,078	210,2
4h, a2	137	0,109	209,3
4h, a3	126	0,491	213,0
4h, b1	114	4,02	216,0
4h, b2*	95,3	1,21	183,2
4h, b3	57,7	3,63	217,6
4h, c1*	107	3,93	186,4
4h, c2*	84,2	8,5	187,2
4h, c3*	68,8	6,54	192,9
6h, a1	121	0,266	213,5
6h, a2	133	0,168	220,9
6h, a3	138	0,109	196,7
6h, b1	130	0,285	209,8
6h, b2	104	4,99	212,0
6h, b3	78,2	6,16	211,6
6h, c1	116	8,96	211,6
6h, c2*	92,4	5,95	181,2
6h, c3*	77,9	7,09	194,6
8h, a1	118	0,109	199,1
8h, a2	139	0,059	216,4
8h, a3	131	0,068	210,3
8h, b1	126	0,178	199,8
8h, b2	120	2,78	212,9
8h, b3	85,8	5,18	209,9
8h, c1	95,1	7,56	191,3
8h, c2*	80,8	5,17	179,2
8h, c3*	110	1,62	186,8

* = vatten ej tillgängligt 1 dag

** = vatten ej tillgängligt 2 dagar

Tidsperiod 2

Prov	NH4-N (mg/l)	NO3-N (mg/l)	TOC
1h, 0	157,6	0,055	219,0
1h, a1**	30,6	147,5	197,1
1h, a2***	0,0	0,0	0,0
1h, a3***	0,0	0,0	0,0
1h, b1	116,8	76,5	206,6
1h, b2*	84,4	96,8	196,0
1h, b3*	89,2	76,8	196,0
1h, c1*	15,1	209,0	190,7
1h, c2***	0,0	0,0	0,0
1h, c3***	0,0	0,0	0,0
2h, a1*	53,8	113,8	192,3
2h, a2*	10,9	146,4	211,0
2h, a3***	0,0	0,0	0,0
2h, b1	161,2	26,8	212,8
2h, b2	96,2	107,2	210,6
2h, b3	71,5	132,0	205,2
2h, c1	19,4	235,0	200,0
2h, c2*	35,2	128,0	213,9
2h, c3*	18,7	124,0	221,5
3h, a1	65,5	138,8	213,1
3h, a2*	16,6	141,5	215,6
3h, a3*	5,2	177,8	244,0
3h, b1	138,0	14,2	214,1
3h, b2	128,0	46,0	208,0
3h, b3	123,0	89,2	203,3
3h, c1	30,6	176,5	197,8
3h, c2*	40,2	107,8	196,6
3h, c3*	22,0	115,5	210,7
4h, a1	81,5	78,8	210,8
4h, a2*	19,8	142,8	209,1
4h, a3*	4,4	177,2	247,6
4h, b1	164,0	3,0	214,7
4h, b2	158,0	18,6	208,4
4h, b3	142,0	55,8	208,0
4h, c1	47,0	107,6	222,4
4h, c2	49,9	148,4	214,9
4h, c3*	28,0	101,4	209,2
6h, a1	131,0	38,2	214,8
6h, a2	20,6	183,8	225,7
6h, a3*	1,6	171,6	246,7
6h, b1	194,0	1,2	218,7
6h, b2	176,0	5,8	212,7
6h, b3	170,0	12,8	220,5
6h, c1	128,0	43,4	217,2
6h, c2	79,8	93,8	219,5
6h, c3	37,2	126,8	232,6
8h, a1	112,0	19,8	218,0
8h, a2	26,3	132,2	229,3
8h, a3	1,6	199,8	257,3
8h, b1	126,0	1,1	215,5
8h, b2	147,0	4,1	218,0
8h, b3	130,0	3,2	215,3
8h, c1	115,0	23,8	224,7
8h, c2	41,9	51,4	223,7
8h, c3	8,8	104,8	230,2

* = vatten ej tillgängligt 1 dag

** = vatten ej tillgängligt 2 dagar

*** = vatten ej tillgängligt alls

Tidsperiod 3

Prov	NH4-N (mg/l)	NO3-N (mg/l)	TOC
1h, 0	203,0	0,027	232,0
1h, a1	46,6	189,6
1h, a2	30,7	172,0
1h, a3*	54,7	72,6	228,0
1h, b1**	37,1	153,4
1h, b2***	0,0	0,0
1h, b3***	0,0	0,0	0,0
1h, c1	18,5	279,5
1h, c2	44,6	156,6
1h, c3	63,4	130,0	219,1
2h, a1	66,2	77,8
2h, a2	49,6	144,4
2h, a3	34,2	143,0	213,0
2h, b1*	48,2	124,0
2h, b2**	0,0	0,0
2h, b3*	1,7	210,0	236,8
2h, c1	35,2	125,4
2h, c2	96,9	94,4
2h, c3	78,3	110,8	211,3
3h, a1	124,4	30,4
3h, a2	68,3	103,2
3h, a3	47,8	117,0	212,3
3h, b1	45,6	138,0
3h, b2*	13,4	161,6
3h, b3*	1,8	196,2	214,3
3h, c1	89,4	48,2
3h, c2	136,4	52,6
3h, c3	57,9	84,4	217,6
4h, a1	145,6	13,4
4h, a2	78,9	65,7
4h, a3	49,3	86,3	212,4
4h, b1	41,5	124,6
4h, b2*	11,9	169,0
4h, b3	1,8	200,0	231,1
4h, c1	112,7	21,9
4h, c2	125,8	28,9
4h, c3	96,3	49,2	216,8
6h, a1	145,2	5,4
6h, a2	114,0	26,4
6h, a3	100,6	38,8	229,3
6h, b1	59,4	94,8
6h, b2**	28,7	138,5
6h, b3	2,5	188,0	227,4
6h, c1	163,2	8,2
6h, c2	170,0	8,9
6h, c3	138,8	18,8	232,5
8h, a1	163,6	4,1
8h, a2	154,2	12,5
8h, a3	116,6	16,9	236,3
8h, b1	84,8	74,2
8h, b2**	40,0	108,0
8h, b3	4,1	168,5	236,2
8h, c1	148,8	5,6
8h, c2	166,4	3,6
8h, c3	138,8	6,9	229,1

* = vatten ej tillgängligt 1 dag

** = vatten ej tillgängligt 2 dagar

*** = vatten ej tillgängligt alls

Bilaga 7. Kvalitetsmanual

 

Analys	Metod	Mätområde	Det. gräns	Mät- osäkerhet
pH	SS 028122-2	2-12		+/- 2%
Konduktivitet	SS-EN 27 888	5-150 mS/m	2 mS/m	+/- 4%
PO4-P	SS-EN 1189 Tecator app. not. 60-03/83	0,01-2,00 mg/l	5 µg/l	+/- 5%
Tot-P	SS-EN 1189 Tecator app. not. 60-03/83	0,01-2,00 mg/l	5 µg/l	+/- 10%
NO3-NNO2-N	SS 028133-2 (SS-EN ISO 13395) Tecator app. not. 62-02/83	0,01-10,0 mg/l	10 µg/l	+/- 5%
Tot-N	SIS 028131-1 Tecator app. not. 62-02/83	0,5-20 mg/l	0,2 mg/l	+/- 10%
Alkalinitet	SS 02 813 9-1	5-750 mg/l	l mg/l	+/- 3%
K	SS 028160-2	0,5-7,5 mg/l	0,2 mg/l	+/- 5%
Na	SS 02 8160-2	0,5-7,5 mg/l	0,2 mg/l	+/- 5%
Ca	SS 028161-2	0,5-20 mg/l	0,2 mg/l	+/- 5%
Mg	SS 028161-2	0,5-3,0 mg/l	0,1 mg/l	+/- 5%
SO4	SS 028182-1 modifierad	0,5 -15 mg/l	0,1 mg/l	+/- 10%
CODMn	SS 028118-1	1-40 mg/l	l mg/l	+/- 10%
SS	Egen metod	2-2000 mg/l	2 mg/l	+/- 10%
Cl	Tecator app. not. 63-01/83	1-50 mg/l	0,5 mg/l	+/- 5%
NH4-N	Tecator app. not. 50-01/84	0,01-4,00 mg/l	5 mg/l	+/- 10%
TCTIC och toc SS 028199-1		1,0-1000 mg/l	0,5 mg/l	+/- 10%

* Mätosäkerheten på kontrollprover från tiden 930901-940831 finns i Bilaga 9: 1b