...

JOHANNESSEN et al. 2008 Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa-vassdraget_1

by user

on
Category: Documents
1

views

Report

Comments

Transcript

JOHANNESSEN et al. 2008 Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa-vassdraget_1
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa-vassdraget
November 2008
Utarbeidet av:
Erik Johannessen, Siv.ing, MSCE, COWI AS
Lillian Ovell, Ing., MBA, COWI AS
Arild Schanke Eikum, Ph.D, Eikum Miljøteknologi AS
Mats Ek, Tekn. lic, IVL Svenska Miljöinstitutet
Christian Junestedt, Kjemiingeniør, IVL Svenska Miljöinstitutet
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
1
Innhold
FORORD ..............................................................................................................................3
SAMMENDRAG..................................................................................................................4
1
INNLEDNING ............................................................................................................7
1.1
1.2
1.3
1.4
1.5
2
PROSJEKTETS MÅLSETTING ...................................................................................7
PROSJEKTBESKRIVELSE ........................................................................................7
ORGANISERING .....................................................................................................7
KOST/NYTTE .........................................................................................................8
INFORMASJON .......................................................................................................9
METODER................................................................................................................10
2.1
ANALYSEPARAMETERE.......................................................................................10
2.2
PRØVETAKING ....................................................................................................12
2.2.1 Generelt.........................................................................................................12
2.2.2 Metodebeskrivelse for den enkelte anleggstype.............................................13
2.3
ANTALL ANLEGG / ANTALL ANLEGGSBESØK .......................................................15
2.4
FEILKILDER ........................................................................................................16
3
RESULTATER .........................................................................................................17
3.1
FORPROSJEKTETS RESULTATER ..........................................................................17
3.2
RESULTATER FRA UNDERSØKELSER UTFØRT AV COWI/IVL 2007/08 ................18
3.2.1 Organisk stoff ................................................................................................18
3.2.2 Fosfor ............................................................................................................21
3.2.3 Nitrogen ........................................................................................................26
3.2.4 Tarmbakterier ...............................................................................................30
3.2.5 Øvrige parametere ........................................................................................34
3.3
RESULTATER FRA UNDERSØKELSER UTFØRT AV LEVERANDØRER .......................37
3.4
RESULTATER FRA UTVIDET PRØVETAKING .........................................................39
3.4.1 Biovac............................................................................................................39
3.4.2 Odin...............................................................................................................41
3.5
ALLE RESULTATER SAMLET ................................................................................43
3.6
RESULTATER FORDELT PÅ ANLEGGSTYPE ...........................................................44
3.6.1 Organisk stoff (BOF5) ...................................................................................45
3.6.2 Fosfor ............................................................................................................47
3.7
FOSFOR I SLAMAVSKILLER..................................................................................49
3.8
VARIASJON I RENSERESULTATER ........................................................................50
3.9
MULTIVARIAT ANALYSE .....................................................................................54
3.9.1 Metode...........................................................................................................54
3.9.2 Resultater - MVA...........................................................................................55
4
DISKUSJON..............................................................................................................59
4.1
GENERELT ..........................................................................................................59
4.2
ORGANISK STOFF ................................................................................................60
4.3
FOSFOR ...............................................................................................................64
4.3.1 Ikke optimal fellings-pH ................................................................................65
4.3.2 For lav doseringsmengde ..............................................................................68
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
2
4.3.3 Ikke tilfredsstillende innblanding av kjemikalier...........................................68
4.3.4 Ikke tilfredsstillende koagulering/flokkulering/sedimentering ......................69
4.3.5 Frigjøring av fosfor fra slamavskiller ...........................................................79
4.3.6 Slamtømming.................................................................................................80
4.4
NITROGEN ..........................................................................................................80
4.5
BAKTERIER .........................................................................................................81
4.6
ANLEGGSTYPER ..................................................................................................82
5
KONKLUSJONER ...................................................................................................84
6
FORSLAG TIL VIDERE ARBEID ........................................................................86
LITTERATUR ...................................................................................................................88
VEDLEGG:
1.
2.
Analyseresultater – COWI / IVL
Analyseresultater – fra leverandørene
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
3
FORORD
Høsten og vinteren 2006-07, ble det gjennomført et forprosjekt kalt ”Optimal
organisering og funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse”. Et element i det prosjektet var kontroll av 28 minirenseanlegg. Anleggene som var
med i den undersøkelsen viste tilfredsstillende renseeffekt for organisk stoff,
men dessverre var resultatene ikke like gode mht. reduksjon av fosfor. Det ble
derfor besluttet å videreføre funksjonskontrollen, hvor hensikten med de videre
undersøkelsene var å øke antallet anlegg og anleggsbesøk, for å få et større datagrunnlag. I tillegg ville et større datagrunnlag muligens gi svar på en del av
spørsmålene det ikke var mulig å konkludere på i forprosjektet.
Feltarbeidene i forbindelse med denne undersøkelsen er utført i perioden oktober 2007 til februar 2008. Alle anlegg ligger i nedslagsfeltet til Vansjø- og Hobølvassdraget, senere kun omtalt som Morsa. Denne rapporten tar i hovedsak
kun for seg den utvidede funksjonskontrollen, og berører i mindre grad organisatoriske og lovverksmessige aspekter forbundet med mindre avløpsrenseanlegg i spredt bebyggelse. For de sistnevnte tema henvises det derfor til rapporten fra pilotprosjektet.
Under bearbeidingen av datagrunnlaget og utarbeidelse av rapporten har Leverandørforeningen for Godkjente Minirenseanlegg i Norge (LfM) og den enkelte
leverandør kommet med innspill. I tillegg har Aquateam på vegne av LfM
kommet med innspill og synspunkter til behandling av datagrunnlaget. Aquateams og den enkelte leverandørs innspill er diskutert i kap. 4. Vi ønsker med
dette å takke leverandørene for samarbeidet. Som de selv gir uttrykk for ser vi
gjerne at denne rapporten blir et bidrag for videreutvikling av minirenseanlegg i
et samarbeid mellom leverandørene, fagmiljøet og myndighetene.
Prosjektet er finansiert av SFT v/ Vannområdeutvalget Morsa i Norge og Naturvårdsverket i Sverige. Styringsgruppen har bestått av Helga Gunnarsdottir
(Morsa), Eva Lotte Sandin (Naturvårdsverket), Gorm Gullberg (Våler kommune) og Håvard Hornæs (FM i Østfold). Prosjektgruppen ønsker å takke medlemmene av styringsgruppen for samarbeidet.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
4
SAMMENDRAG
Basert på det arbeidet som er utført kan det trekkes følgende hovedkonklusjoner:
Minirenseanlegg er funksjonsdyktige anlegg for reduksjon av både organisk
stoff og fosfor. Denne undersøkelsen viser at samtlige anleggstyper, ved riktig
driftsoppfølging, er i stand til å møte myndighetenes krav for begge parametere.
Årets resultater viser imidlertid en klar forbedring i forhold til resultatene fra
pilotprosjektet i 2006. Forbedringen må ses på som en effekt av pilotprosjektet,
og er et direkte resultat av tiltak utført av leverandørene. Dette understreker at
tilsyn og kontroll er viktig for å opprettholde en kontinuerlig god ytelse på anleggene.
Det er fortsatt behov for økt kunnskap innenfor fagområdet, og det anbefales at
videre undersøkelser og utvikling gjennomføres.
På oppdrag fra Vannområdeutvalget Morsa og Naturvårdsverket i Sverige har
COWI AS og IVL utført en funksjonskontroll av 61 minirenseanlegg fra seks
leverandører, samt to naturbaserte renseanlegg, som nylig er installert i Vansjøs
nedbørfelt. Undersøkelsen er en videreføring av et pilotprosjekt som blant annet
ga en sterk indikasjon på at flere anlegg ikke oppfylte myndighetenes krav til
fosforfjerning.
Hensikten med denne undersøkelsen har vært å undersøke hvordan et større
utvalg av anlegg av varierende type og størrelse fungerer i praksis etter noen års
drift, og hva som bør vektlegges ved fremtidig tilsyn og kontroll. Videre har det
vært en målsetting å forsøke å avdekke eventuelle drifts- og prosessmessige
utfordringer knyttet til oppnåelse av rensekrav, for om mulig å kunne forbedre
disse. Undersøkelsens har ikke hatt som hensikt å rangere de ulike anleggstypene og er således ikke å betrakte som en test av de enkelte anleggstypene.
Totalt er det gjennomført over 250 anleggsbesøk, med 2-6 anleggsbesøk på det
enkelte anlegg. Prøver fra ca. halvparten av anleggene ble analysert for SS,
KOF, BOF5, Tot-P, PO4-P, NO2/NO3-N og NH4-N. For de resterende anleggene
ble det kun analysert på BOF5 og Tot-P. Over 30 analyser av bakterieinnhold i
det rensede vannet er også gjennomført. I tillegg har leverandørene supplert
med egne prøver fra 30 anlegg.
De undersøkte anleggene har gjennomgående meget god renseevne for organisk
stoff. Gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon og medianverdi for organisk stoff
målt som BOF5 var henholdsvis ca. 18 mg/l og 6,0 mg/l, noe som er godt under
kravet på 25 mg/l. Den gode renseeffekten for organisk stoff er ikke overraskende da de fleste anleggene i utgangspunktet er konstruert for nettopp dette.
Reduksjon av fosfor er forbedret siden forprosjektet, men fortsatt ikke fullt ut
tilfredsstillende. Når man inkluderer resultater fra leverandørenes egen prøvetaking hadde ca. 50 av 91 anlegg tilfredsstillende renseeffekt. Om lag 55 % av
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
5
alle prøvene hadde utløpskonsentrasjoner lavere enn 1,0 mg Tot-P/l, som er
kravet i lokal forskrift og myndighetenes godkjenningsordning. Det vil si at ca
45 % av prøvene ikke tilfredsstilte myndighetenes krav. Tilsvarende var medianverdien på 0,9 mg P/l. Gjennomsnittlig fosforkonsentrasjon for samtlige prøver var 1,8 mg Tot-P/l, og avhengig av innløpskonsentrasjon gir det en gjennomsnittlig renseeffekt på 82-88 %.
Potensielle årsaker til variabel fosforrensing er identifisert til å kunne være:
Ikke tilfredsstillende koagulering/flokkulering/sedimentering, mulig frigjøring
av fosfor fra slamavskiller, feil på utstyr manglende kjemikalier, manglende
slamtømming, ikke optimal fellings-pH, for lav doseringsmengde og/eller ikke
tilfredsstillende innblanding av kjemikalier.
Utfelling av ortofosfat (PO4-P) er langt bedre enn tidligere, med en gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon på 0,3 mg PO4-P/l mot 2,7 mg PO4-P/l i pilotprosjektet. Dette er et direkte resultat av tiltak gjennomført av leverandørene, hvor
doseringsmengder er økt, samt at enkelte leverandører har endret doseringspunkt i renseanlegget. Dvs. for lav doseringsmengde og ikke tilfredsstillende
innblanding av kjemikalier har trolig påvirket resultatene mindre enn hva tilfellet var i pilotprosjektet.
Økt kjemikaliedosering og mer effektiv innblanding fører til økt slamproduksjon. Dette har trolig påvirket anleggenes ytelse i form av større innhold av
suspendert stoff (SS), med etterfølgende redusert avskilling for de anleggstypene som har begrensninger i avskillingskapasitet. Dette er trolig en medvirkende
årsak til at Tot-P konsentrasjonen ikke er redusert tilsvarende som for ortofosfat. Manglende/mangelfull slamtømming kan også være en medvirkende årsak
til at for høye SS og Tot-P konsentrasjoner forekommer i utløpsvannet.
Det er relativt store variasjoner mellom enkeltanlegg av samme type, og ved
gjentatte prøver på samme enkeltanlegg. Dette tyder på at anleggenes ytelse i
stor grad påvirkes av belastningsvariasjoner og øvrige driftsmessige forhold
(manglende slamtømming, feil ved kjemikaliedosering etc), men kan også være
påvirket av prøvetakingsmetode. Flere av anleggstypene er ikke tilrettelagt for
prøvetaking generelt, og ingen av anleggstypene kan sies å være tilrettelagt for
blandprøvetaking. Det er derfor en utfordring å ta representative utløpsprøver.
Denne undersøkelsen inkluderer imidlertid ikke en vurdering av den reelle belastningen på det enkelte anlegg. Fastsettelse av innløpskonsentrasjoner er derfor ønskelig i fremtidige vurderinger av disse renseanleggene.
Det stilles ennå ikke krav til nitrogenfjerning for denne typen renseanlegg, men
ettersom slike krav kan komme (spesielt i Sverige) er også nitrifikasjonen i de
ulike typene anlegg vurdert. Nitrifikasjonen var om lag 50 % for enkelte av anleggstypene, og i noen tilfeller tydet resultatene på at man også hadde en betydelig grad av denitrifikasjon.
Det er heller ikke krav til reduksjon av bakterier for denne typen renseanlegg,
men det også her interesse for dette i Sverige, og på noen utvalgte anlegg er det
tatt prøver for analyse av Termotolerante Koliforme Bakterier (TKB) og In-
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
6
testinale enterokokker. Resultatene fra undersøkelsen ga ikke noe entydig svar,
men viser at lav pH synes å gi redusert bakterieinnhold i utløpet.
Det store antallet anlegg og enkeltanalyser gir et bra grunnlag for multivariatanalyse (MVA). Ved bruk av MVA har undersøkelsen vist en samvariasjon mellom ulike variable, og plassert inn de ulike observasjonene og fabrikatene i forhold til ønskede verdier på ulike parametrene. Multivariatanalyse er et effektivt
og objektivt verktøy for å vurdere alle resultatene og synliggjøre disse i et samlet bilde.
Undersøkelsen viser at det er et behov økt kunnskap innen flere områder. Bl.a.
er det i årets undersøkelse gjort undersøkelser i 11 slamavskillere for å se om
man kunne finne tegn på utlekking av fosfor fra sedimentert slam. Undersøkelsen viste forhøyde verdier i ett anlegg. Det tyder på at utlekking av fosfor kan
være et problem, men datagrunnlaget er for lite til å gi entydig konklusjon.
Denne problemstillingen bør sees i sammenheng med slamtømming, og det er
behov for ytterligere undersøkelser angående dette.
Et annet område som bør prioriteres i det videre arbeidet er å utvikle validerte
prøvetakingsmetoder. I forbindelse med utarbeidelse av denne rapporten og
vurdering av datagrunnlaget, er prøvetakingsmetode debattert inngående. Alle
metoder for prøvetaking har sine usikkerheter, og det er ikke entydig faglig
enighet om optimal prøvetakingsmetode for disse anleggstypene. I forbindelse
med innføring av nytt tilsyns- og kontrollregime, ved innføring av ny lokal forskrift Morsa, bør det derfor igangsettes et forprosjekt med mål om å få etablert
validerte prøvetakingsmetoder for den enkelte anleggstypen.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
1
INNLEDNING
1.1
Prosjektets målsetting
7
Høsten og vinteren 2006-07 ble det gjennomført en funksjonskontroll av 28
ulike minirenseanlegg i 6 utvalgte kommuner i Østfold og Akershus. Resultatene var ikke oppløftende, og ga en sterk indikasjon på at anleggene ikke oppfyller forventede krav til renseeffekt mht. fosfor.
Datagrunnlaget fra nevnte studie var imidlertid for lite for å trekke entydige
konklusjoner. Det ble derfor besluttet at ytterligere undersøkelser skulle gjennomføres høsten / vinteren 2007-2008.
Hensikten med denne undersøkelsen har vært å undersøke hvordan et større
utvalg av anlegg av varierende type og størrelse fungerer i praksis etter noen års
drift, og hva som bør vektlegges ved fremtidig tilsyn og kontroll. Videre har det
vært en målsetting å forsøke å avdekke eventuelle drifts- og prosessmessige
utfordringer knyttet til oppnåelse av rensekrav, for om mulig å kunne forbedre
disse. Undersøkelsens har ikke hatt som hensikt å rangere de ulike anleggstypene og er således ikke å betrakte som en test av de enkelte anleggstypene.
1.2
Prosjektbeskrivelse
Følgende elementer har inngått i prosjektet:
Funksjonskontroll av 62 eksisterende minirenseanlegg og 2 naturbaserte renseanlegg i Vansjø- og Hobølvassdraget.
-
1.3
De 6 leverandørene som har flest installasjoner i Morsa-regionen
har vært med i undersøkelsen.
Undersøkelsen har omfattet flerhusanlegg og enkelthusanlegg.
Analyseprogrammet omfattet analyser av KOF, BOF, TOT-P, ortofosfat, nitrat/nitritt, tot-N, ammonium, suspendert stoff, pH,
temperatur, oksygen, intestinale enterokokker og E-Coli i renset
avløpsvann.
Organisering
Arbeidet har vært gjennomført av COWI AS, Eikum Miljøteknologi og IVL
Svenska Miljöinstitutet. Prosjektet er finansiert av Statens ForurensningstilsynSFT v/ Vannområdeutvalget Morsa (Norge) og Naturvårdsvärket (Sverige).
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
8
Prosjektgruppen har bestått av:
Erik Johannessen, COWI AS (prosjektleder)
Lillian Ovell, COWI AS
Arild Eikum, Eikum Miljøteknologi
Mats Ek, IVL Svenska Miljøinstitutet
Christian Junestedt, IVL Svenska Miljøinstitutet
Styringsgruppen har bestått av:
Helga Gunnarsdottir, Vannområdeutvalget Morsa
Håvard Hornæs, Fylkesmannen i Østfold
Gorm Gullberg, Våler kommune
Eva-Lotte Sandin, Naturvårdsverket, Sverige
Rapporten er utarbeidet av COWI AS, Eikum Miljøteknologi og IVL Svenska
Miljøinstitutet i samarbeid med styringsgruppen.
1.4
Kost/nytte
Det investeres i dag store beløp i norske kommuner i avløpsløsninger i spredt
bebyggelse. Tiltakene er nødvendige for å forbedre vannkvaliteten i vassdragene, samt for å tilfredsstille EU’s rammedirektiv for vann.
Det er imidlertid slik som US, EPA hevder i sin utredning (US, EPA 2003):
Når man har valgt riktig prosess og riktig anleggstype, så er man bare
halvveis. Det som gjenstår er oppfølging, drift og vedlikehold i hele anleggets levetid.
Vårt prosjekt har som mål å skaffe til veie informasjon om i hvilken grad de
investeringene som gjøres i norske kommuner betaler seg gjennom stabil drift
av anleggene og hvorvidt anleggene tilfredsstiller de rensekrav myndighetene
stiller.
I Vansjø- og Hobølvassdraget alene er det til nå investert i over 1500 separate
avløpsanlegg for spredt bebyggelse, en investering på godt over 150 mill NOK.
Fokus på organisering, drift og vedlikehold vil være en forutsetning for at
spredte bebyggelsesløsninger skal fungere slik som forutsatt.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
1.5
Informasjon
Informasjon fra prosjektet vil bli lagt ut på www.avlop.no og www.morsa.org.
Ytterligere informasjon fås ved henvendelse til:
COWI AS, v/ Erik Johannessen
Tel: +47 488 966 84
E-post: [email protected]
eller
IVL Svenska Miljöinstitutet v/Mats Ek
Tel: +46 8 598 563 84
E-post: [email protected]
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
9
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
2
METODER
2.1
Analyseparametere
10
En delmålsetning for prosjektet var å gjennomføre så mange anleggsbesøk som
mulig, med påfølgende analyser i akkreditert laboratorium. Innenfor den økonomiske rammen som lå til grunn for prosjektgjennomføringen, ble dette delt
opp som følger:
Antall prøver
Analyseparametere
50 %
SS, KOF, BOF5, orto-P, Tot-P, NO3/NO2
50 %
BOF5, Tot-P
En slik fordeling sikret et faglig forsvarlig prosjekt, samtidig med at man kunne
øke omfanget av anleggsbesøkene sammenlignet med at samtlige parametere
analyseres for hver prøve. I tillegg til parameterne ovenfor ble følgende parametere målt i felt på samtlige anlegg: pH og temperatur.
Det er også gjennomført feltmålinger av PO4-P. Bakgrunnen for å gjøre dette
var hovedsakelig å se hvor godt feltinstrumenter stemmer overens med analyser
utført i laboratorium, med tanke på fremtidig driftsoppfølging.
Fosfor (Tot-P og PO4-P) er også målt i utløpet fra slamavskilleren på utvalgte
anleggstyper. Bakgrunnen for disse målingene var å se om noen anlegg hadde
særlig høyt fosforinnhold, som et resultat av utlekking av fosfor fra sedimentert
slam i slamavskilleren.
I tillegg til parameterne ovenfor er et utvalg av anleggene også analysert for
bakteriologisk innhold i utløpsvannet (Intestinale Enterokokker og E-Coli).
Årsaken til at man ønsket å ha såpass mange parametere var basert på at undersøkelsen skulle være løsningsorientert. Målsetningen, foruten å måle utløpsverdier, var å finne årsak til og løsning på evt. prosessrelaterte problemer.
Nedenfor har vi satt opp en oversikt over parameterne, med forklaring til hvorfor man ønsket så stort utvalg.
Parameter
SS
Hvilken informasjon gir analysen/målingen? / Hvorfor
analysere på parameteren?
Analysen gir en verdi på suspendert stoff i utløpet. Unormalt høye verdier her vil gi informasjon om mulige driftsforstyrrelser i anlegget, slik som slamflukt, dårlig funksjon
på kjemikaliedosering eller slamavskilling, overbelastning
eller problemer med biotrinnet. Høye SS verdier samtidig
med høy andel orto-P i utløpsvannet (se nedenfor) gir en
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
sterk indikasjon på at den kjemiske og/eller den biologiske
enhetsprosessen ikke fungerer optimalt.
BOF5
BOF5 (Biokjemisk oksygenforbruk) er en parameter som
sier noe om innholdet av organisk stoff i avløpsvannet.
Høye utløpsverdier indikerer redusert funksjon i det biologiske rensetrinnet, men kan også gi en indikasjon på at et
anlegg er overbelastet. Det er satt krav til parameteren i den
sentrale forurensningsforskriften.
KOF
I utgangspunktet gir denne analysen tilsvarende informasjon om den biologiske rensningen som BOF5 analysen.
Dette er imidlertid en rimeligere og raskere analysemetode.
Dersom man for en avløpstype har en god korrelasjon mellom KOF og BOF5 vil det i mange tilfeller bli forerukket å
analysere på KOF. Vi ønsker derfor å fortsette datainnsamling på denne parameteren, med mål om å kreere en database med KOF/BOF-korrelasjon for disse anleggene.
Tot-P
Tot-P (Totalfosfor) inkluderer alle fraksjoner av fosfor;
løst, bundet til partikler og inkorporert i biomasse. Høye
verdier i utløpsvann indikerer at avskillingsprosessen ikke
fungerer tilfredsstillende. Det er satt krav til parameteren i
den sentrale forurensningsforskriften.
Orto-P
Forenklet kan man si at orto-P er den løste andelen fosfor i
avløpsvannet. Ved å analysere på denne samtidig med tot-P
vil vi altså kunne få et bilde av hvor stor andel av fosforen
som foreligger i løst form. En høy orto-P kan f.eks. være en
indikasjon på at den kjemiske utfellingen ikke fungerer optimalt (noe forprosjektet viste).
NO3/NO2
Denne parameteren viser konsentrasjonen av nitritt og nitrat summert. Dette gir oss informasjon om hvor mye av
nitrogenet som er omsatt fra ammonium (innkommende
avløpsvann inneholder for det meste ammonium, og svært
små konsentrasjoner nitritt/nitrat). Ammonium blir omsatt
til nitritt/nitrat ved nitrifikasjon. Denne biologiske prosessen forbruker alkalitet, og vil for de fleste norske avløpsvann føre til en reduksjon i pH. Dersom man har et etterfellingsanlegg, vil man derfor kunne komme utenfor det
optimale pH området, og man vil kunne få problemer med
det kjemiske trinnet. Nitrifikasjon vil normalt finne sted i
lavt belastede anlegg. Samtidig er nitrifikasjon positivt ut i
fra et miljøsynspunkt, da man reduserer oksygenbehovet i
resipienten og kan bli kvitt nitrogen gjennom denitrifikasjon.
Temperatur Både det biologiske og det kjemiske trinnet er påvirket av
avløpsvannets temperatur.
pH
Som antydet ovenfor (og i forprosjektet) er den kjemiske
fellingen pH-avhengig. Optimalt pH-område for aluminiumsbaserte fellingskjemikalier er mellom 6 og 7. Ved pH
høyere enn 7 må man øke doseringsmengden for at anleggene skal fungere. Er pH for langt utenfor det optimale
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
11
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
NH4-N
12
”vinduet” vil man kunne ha problemer, nærmest uansett
hvor mye fellingskjemikalie man tilsetter. Lav pH samtidig
med høye nitritt/nitrat verdier gir en sterk indikasjon på at
nitrifikasjon foregår i det biologiske trinnet.
I innløpet til renseanleggene vil nitrogen for det meste bestå av NH4-N. Lave verdier i utløpet gir dermed en sterk
indikasjon på nitrifikasjon.
Samtlige analyser er utført ved akkreditert laboratorium (AnalyCen). Målinger i
felt er utført med eget kalibrert utstyr.
2.2
Prøvetaking
2.2.1 Generelt
Prøvetaking er en meget kritisk aktivitet i et prosjekt som dette. Det foreligger
svært mye dokumentasjon som tar for seg emnet, bl.a. SFT’s Veiledning for
prøvetaking ved avløpsrenseanlegg (TA-514), Håndbok om drift av avløpsrenseanlegg (NTNF’s Utvalg for drift av avløpsrenseanlegg), samt mange utenlandske publikasjoner. Felles for disse er at de omhandler prøvetaking ved større gjennomstrømningsanlegg. Det er viktig at prøvetaking er tilpasset den reelle
situasjonen, og ved minirenseanlegg er de hydrauliske og delvis de prosessmessige forholdene annerledes enn ved større gjennomstrømningsanlegg.
Et minirenseanlegg for enkelthus er dimensjonert for belastningen fra 5 personer. Dette tilsvarer ca. 0,75 m3 avløpsvann pr. dag. Anleggenes totale volumer
(inkl. slamavskiller) er i størrelsesorden fra ca. 5 – 7 m3. Ved jevn belastning
tilsvarer dette fra 7 til 9 døgns oppholdstid. Nå vet vi at anleggene stort sett
ikke er jevnt belastet. I de aller fleste tilfeller vil det største vannforbruket skje i
løpet av relativt korte tidsperioder i døgnet (f.eks. i forbindelse med morgenstell). Dersom en antar at ca. 1/3 av døgnforbruket kan skje i løpet av en times
periode, dvs. maksimal belastning på 0,25 m3/h, vil den hydrauliske oppholdstiden for disse anleggene være 20-28 timer. Dvs. om lag ett døgns oppholdstid totalt, også ved maksimal belastning.
Det er dermed vurdert at en stikkprøve ved anleggenes utløp representerer en
tilnærmet ett-døgns blandprøve.
I forbindelse med pilotprosjektet ble samtlige leverandører kontaktet i forkant
av prøvetakingen. Et av hovedformålene var å diskutere hvordan prøvetakingen
skulle foregå for å sikre at man fikk representative prøver. Dette ble gjentatt i
årets undersøkelse. Prøvetakingen er således avklart i forkant med samtlige leverandører. Med bakgrunn i de prosessmessige vurderingene ovenfor, samt den
praksis som har vært benyttet i bransjen og i tidligere studier, ble derfor leverandørenes anbefalte metoder benyttet. Mer detaljert beskrivelse av metode for
den enkelte anleggstype er beskrevet avslutningsvis i dette kapitlet.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
13
Som redegjort for ovenfor er samtlige prøver i denne undersøkelsen er stikkprøver. Kritikere vil påstå at mengdeproporsjonale døgnblandprøver er den
beste prøvetakingsmetoden for utslippsprøver ved avløpsrenseanlegg. Denne
prøvetakingsmetoden er imidlertid ikke praktisk mulig i dette arbeidet. Beslutning om bruk av stikkprøver er derfor også basert på følgende tilleggsvurderinger:
• Pga. anleggenes utforming er det svært vanskelig å ta mengdeproporsjonale
prøver. For de fleste av anleggstypene ville dette ha krevd installasjon av tilleggsutrustning for mengdemåling. Dette ville ha vært svært kostbart. I
praksis ville i tillegg en mengdemåling på så små vannføringer det her er
snakk om gitt svært usikre tall, basert på den teknologi som er tilgjengelig i
dag.
• Et alternativ kunne vært å benytte seg av tidsproporsjonale døgnblandprøver. Denne metoden er imidlertid ikke å anbefale for anlegg som forventes å
ha store belastningsvariasjoner. Ved minirenseanlegg forventer man store
belastningsvariasjoner. Tidsproporsjonale døgnblandprøver er ikke noe annet enn en serie med stikkprøver spredt ut over ett døgn. Valgt metode med
stikkprøver spredt over flere døgn, gir dermed en økt sikkerhet sammenlignet med en serie tatt i kun ett døgn, da valgt metode også til en viss grad tar
høyde for ukevariasjon.
• Vår erfaring fra pilotprosjektet var at flere anleggstyper hadde problemer
med flyteslam ved prøvetakingspunktet. Med installasjon av en blandprøvetaker ville ikke dette kunne observeres, og faren for å dra inn slam i prøven
ville økt betraktelig.
• Ett av formålene med årets undersøkelse var å øke antallet prøver i forhold
til pilotprosjektet. Som antydet ovenfor ville døgnblandprøver være svært
kostbart. Det ville ha krevd mengdemålingsutstyr, kjøleskap (av hensyn til
BOF5 og nitrogenanalyser), samt portabel blandprøvetaker. Hver prøve ville
dermed ha hatt langt høyere enhetskostnad. Anslagsvis ville dette ha redusert antallet prøver til 1/3 av det totale antallet i denne studien, innenfor den
økonomiske rammen som var for prosjektet. Da er ikke kostnader for eventuelle ombygginger (for mengdemåling) som ville vært nødvendig for enkelte anleggstyper medtatt.
2.2.2 Metodebeskrivelse for den enkelte anleggstype
Som nevnt ovenfor er prøvetakingsmetode avklart med den enkelte leverandør,
og følgende metoder er benyttet for den enkelte anleggstype:
WehoMini
Prøvetakingspunkt for WehoMini er i overflaten i siste stillekammer. Prøvene
er tatt med målebeger.
Klargester
Prøvetakingspunkt for Klargester minirenseanlegg er i dykkert til utløp i ettersedimentering. Alternativt kan man ta prøver fra overflaten i ettersedimentering
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
14
dersom det ikke er synlig flyteslam. I dykkert er prøvene tatt med lensepumpe
og slange, mens målebeger er benyttet i de tilfellene hvor man har tatt prøven i
ettersedimenteringsbassenget.
Zapf
Prøvetakingspunkt for Zapf minirenseanlegg er i overflaten i reaksjonskammer.
I denne forbindelse har det vært viktig å være på anlegget i siste del av sedimenteringsfasen. Samtlige Zapf anlegg drives med lik syklus tid, og tidsvindu
for prøvetaking er oppgitt fra leverandør til å være mellom kl. 11.30 og 13.00.
Prøver er tatt med målebeger.
Odin
Prøvetakingspunkt for Odin Maskin minirenseanlegg er i utgangspunktet tenkt
tatt direkte i utløpskammer (bygd nettopp for dette formålet). Dette har imidlertid et lite volum, og det er tendens til begroing/sedimentering der. Et alternativ
har derfor vært å ta prøver under vannspeilet i ettersedimentering dersom det
ikke er synlig flyteslam. I begge tilfeller er lensepumpe og slange benyttet.
Biovac
Prøvetakingspunkt for Biovac minirenseanlegg er i pumperør til utløp i reaksjonstanken (dekanteringsrør). Dette kan imidlertid by på problemer med slaminndraging dersom dette gjøres når f.eks. lufting pågår. En har derfor måttet
være oppmerksom på hva man suger opp, for ikke å dra med seg slam i prøven.
Problemet ble diskutert med Biovac før den utvidede funksjonskontrollen. Biovac foreslo da å installere T-stykke med ters i bunnen, som prøver kunne tas
fra. Dette ble dessverre ikke installert før det ordinære prøveprogrammet var
ferdig. Uttesting av ny prøvetakingsanordning ble imidlertid gjennomført i de
utvidede undersøkelsene (jfr. kap.3.4). Prøvene er tatt med lensepumpe og
slange.
Wallax
Prøvetakingspunkt for Wallax minirenseanlegg er i pumpestasjon knyttet til det
biologiske etterpoleringstrinnet. Tidspunktet for prøveuttak kan være kritisk, da
utpumping skjer nattestid. Etter avtale med leverandør er alle prøver tatt på formiddagen. Prøvene er tatt med målebeger.
Våtmarksfilter
Prøvetakingspunkt for våtmarksfilter er i oppsamlingskum etter filterbasseng. Prøven er tatt med målebeger.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
15
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
2.3
Antall anlegg / antall anleggsbesøk
Av de 24 anleggene som var med i forprosjektet, har 18 av anleggene også vært
med i denne undersøkelsen. Av de 6 anleggene som ikke ble med videre var 4
stk beliggende i Halden, og de 2 siste utenfor Morsa’s nedbørsfelt. I tillegg til
de 18 som ble med videre er 43 nye anlegg med i denne utvidede undersøkelsen. Dvs. totalt inngår 61 anlegg i denne undersøkelsen. Disse er fordelt som
følger:
Anleggstype
Biovac
Klargester
Kongsted
Odin Maskin
Wallax
Zapf
Våtmarksfilter
Ant. totalt
Enebakk
3
1
1
1
2
8
Ski
5
3
3
1
1
1
14
Hobøl
4
3
3
3
1
Kommune
Våler Spydeberg
2
6
1
2
3
1
4
1
15
15
Rygge
Moss
Råde
1
1
1
1
1
4
2
2
1
Antall totalt
15
15
6
13
4
6
2
61
Som det kommer frem av tabellen er det ulikt antall anleggstyper, og ulikt antall anlegg pr. kommune. Dette er et bevisst utvalg, da antallet anlegg pr. leverandør viser en representativ fordeling av antallet som er i Morsa, dvs. at det er
klart flest Biovac, Klargester og Odin anlegg der. Likeså er det f.eks. klart flest
anlegg i Våler, Hobøl og Ski kommune.
Anleggene har hatt fra 2 til 4 ordinære besøk hver. Totalt er det gjennomført
167 ordinære besøk. Noen anleggstyper har krevd nærmere undersøkelser for å
verifisere prøvetakingsmetode (jfr. kap. 3.4), og det ble utført ytterligere 11 anleggsbesøk i denne forbindelse. I tillegg er det kommet inn 49 prøveserier fra
leverandører. Med fjorårets undersøkelse som inkluderte 18 anlegg er det totalt
gjennomført 249 anleggsbesøk.
Bidragene fra de ulike leverandørenes prøvetaking varierte noe, og totalt var det
34 anlegg i denne delen av studien. Noen av disse anleggene var de samme som
inngikk i COWI/IVL’s opplegg (4 stk WehoMini), noe som gjør at totalt inngikk 91 forskjellige anlegg i undersøkelsen.
For å øke antall anlegg i undersøkelsen har ca. 50 % av anleggene fått 4 ordinære besøk hver, mens de resterende anlegg har hatt 2 besøk.
Anlegg med 4 besøk inkluderer de 18 anleggene fra forprosjektet, og har blitt
analysert for den komplette parameterlisten. Utløpsvannet fra anlegg som har
hatt 2 anleggsbesøk er analysert for Tot-P og BOF5.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
2.4
16
Feilkilder
I kapittel 2.2 er prøvetakingsmetode beskrevet. Prøvetaking ved minirenseanlegg er en erfaringssak, og den enkelte prøvetakers oppmerksomhet er viktig
ved utførelsen av prøvetakingen. Den største generelle feilkilden ved uttak av
stikkprøver fra minirenseanlegg er at det kan komme partikler (slam) med i
prøven som ellers ikke ville fulgt med i utløpsvannet ved den ordinære driften.
I forbindelse med selve prøvetakingen kan denne feilkilden skyldes:
- at prøvetakerredskapen river med slam fra vegger og overflater
- at prøveuttaket skjer på steder hvor slam har akkumulert seg over lengre tid
- at prøvetakingen skjer på feil tid i forhold til utslipp av renset vann
Øvrige feilkilder er oppbevaring av prøve og analysefeil. Feil oppbevaring av
prøvene vil ha størst utslag på BOF5-verdiene, da for høy temperatur kan føre
til for lave analyseverdier pga. biologisk omsetning i prøvevolumet. Mulighet
for analysefeil er også alltid til stede, og særlig med et så stort antall prøver
som i denne studien kan dette ikke utelukkes. Effekten av dette er imidlertid
redusert i denne studien da det høye antallet parametere har gjort det mulig og
avdekke dette i flere tilfeller. Belastningsvariasjoner over tid kan også være en
feilkilde i de tilfeller hvor dette ikke fanges opp ved prøvetakingen.
Driftsforstyrrelser og evt. manglende slamtømming anses ikke som feilkilde i
denne sammenhengen, men som driftsmessige årsaker til anleggenes ytelse.
Samtlige feilkilder er vurdert i forbindelse med vurdering av datagrunnlaget,
noe som kommer frem av beskrivelsene i kapitlene 3.2, 3.4 og 4.1.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
17
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
3
RESULTATER
3.1
Forprosjektets resultater
Som nevnt ovenfor ble det i 2006 gjennomført funksjonskontroll av 24 stk anlegg i Spydeberg, Våler, Hobøl, Enebakk, Ski og Halden kommune. Alle anlegg ble besøkt én gang med én prøveserie. Gjennomsnittlige utløpsverdier er
vist i tabellen nedenfor.
Tabell 1. Gjennomsnittlige utløpsverdier i forprosjektet
Utløpsverdier (mg/l)
SS
KOF
BOF
PO4-P
Tot-P
NO3/NO2
39
71
11
2,7
3,3
17
Som det kommer frem av tabellen ovenfor indikerte resultatene at anleggene i
gjennomsnitt hadde tilfredsstillende reduksjon av organisk stoff, mens reduksjonen av fosfor ikke tilfredsstilte kravene i Morsa. Resultatene var imidlertid
svært varierende, noe figuren nedenfor tydelig viser (1,0 mg Tot-P/l er krav i ny
lokal forskrift og grenseverdi i DNV’s typegodkjenningsordning).
Utløpskonsentrasjoner, Fosfor
13,0
Tot-P
PO4-P
12,0
11,0
10,0
9,0
mg/l
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
Snitt
83/06
81/06
71/06
70/06
67/06
66/06
65/06
64/06
85/06
84/06
72/06
63/06
82/06
86/06
61/06
60/06
88/06
87/06
59/06
57/06
69/06
48/06
46/07
0,0
44/06
1,0
Figur 1. Utløpskonsentrasjoner for fosfor i samtlige prøver i undersøkelsen.
For mer inngående informasjon henvises det til forprosjektets rapport ”Optimal
organisering og funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse”. Rapporten er tilgjengelig på hjemmesiden:
http://www.avlop.no/linker/Morsa/Rapport_Morsa_version_080307.pdf
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
3.2
18
Resultater fra undersøkelser utført av COWI/IVL
2007/08
Som nevnt ovenfor foreligger det resultater fra totalt ca. 250 anleggsbesøk, dvs.
250 prøveserier totalt. I årets undersøkelse er det gjennomført 178 anleggsbesøk med tilhørende prøveserier. Når man har en så stor mengde prøver, er det
naturlig at noen få av disse vil kunne inneha usikkerhet hvorvidt det er representative resultater. Dette inkluderer både usikkerhet ved prøvetaking, analysefeil, samt forhold ved anlegget som gjør at prøven ikke er representativ.
Ut av vårt totale prøveprogram har vi identifisert usikkerhet ved totalt 23 prøveserier (enkeltserier), hvorav 10 skyldes usikkerhet ved prøvetaking/analyse, 3
stk skyldes analysefeil og 10 stk skyldes forhold ved anleggene som gjør resultatet ikke representativt. I de tilfellene hvor det er usikkerhet ved prøvetaking/analyse og forhold ved anlegget er hele prøveserien strøket. Der hvor det
er analysefeil er kun den enkelte parameter strøket.
Bakgrunn for og mer detaljert redegjørelse for utvalg av prøver som er strøket
er nærmere beskrevet i kapittel 4.1.
Med bakgrunn i 178 anleggsbesøk i år er dermed 156 prøveserier tatt med i
vurderingene i dette avsnittet. Samtlige prøveserier som er vurdert som representative er vist i Vedlegg 1.
Resultatene i dette kapitlet er fra årets undersøkelser utført av COWI/IVL, dvs.
resultater fra 2006 og leverandørenes egne resultater inngår ikke i dette kapitlet.
Leverandørenes egne resultater er omtalt i kap. 3.3, mens datagrunnlaget i kap.
3.5 og 3.6 består av både COWI/IVLs resultater og leverandørenes.
3.2.1 Organisk stoff
Det stilles krav til reduksjon av organisk stoff målt som BOF5 i Forurensningsforskriftens §12. I forslaget til Lokal forskrift for Morsa er dette kvantifisert
som maksimal utløpskonsentrasjon på 25 mg BOF5/l. Figuren nedenfor viser
utløpskonsentrasjonene for BOF5. For nærmere vurdering av resultater fordelt
på anleggstype, henvises det til kap. 3.6.1.
Som figuren viser er det gjennomgående tilfredsstillende ytelse mht. reduksjon
av BOF5, med en gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon på 17 mg BOF5/l (std.
avvik +/- 30). Av 61 anlegg hadde 51 gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner
under grenseverdien på 25 mg BOF/l, dvs. 84 % av anleggene tilfredsstiller
kravet.
Nedre deteksjonsgrense ved analysemetode benyttet av AnalyCen for BOF5 er
2,0 mg/l. Av totalt 181 analyseresultater for BOF5 er 49 resultater (27 %) oppgitt fra AnalyCen å være 2,0 mg/l eller <2,0 mg/l. I resultatsammenstillingen er
disse lagt inn som 2,0 mg/l. Dvs. i realiteten vil den gjennomsnittlige utløpskonsentrasjonen være noe lavere.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
19
Variasjonen er imidlertid forholdsvis stor med maksimalverdi på rundt 200
mg/l og minimum under 2 mg/l. Ser man bort fra det ene anlegget med høyest
gjennomsnittsverdier i figuren nedenfor er imidlertid variasjon langt mindre,
med maksverdi på ca. 80 mg/l.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
20
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
BOF5
200
175
150
BOF5 (mg/l)
125
100
75
50
25
Anleggsnr.
Figur 2. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner (2-6 prøver/anl.) av BOF5 for anlegg besøkt av COWI / IVL 2007/08 (Rød strek angir grenseverdi i lokal forskrift, 25 mg BOF/l) (B=Biovac, K=Klargester, KO=WehoMini, O=Odin Maskin, V=Våtmarksfilter, W=Wallax, Z=Zapf).
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Z-44
Snitt
Z-8
Z-9
Z-10
Z-43
W-48
W-49
Z-7
V-64
V-65
W-18
W-46
O-41
O-42
O-54
O-55
O-38
O-39
O-40
O-19
O-30
O-36
O-37
KO-62
KO-63
O-6
O-14
KO-13
KO-17
KO-61
K-50
K-51
K-60
K-64
K-32
K-33
K-34
K-35
K-20
K-29
K-31
K-1
K-2
K-3
K-11
B-56
B-57
B-58
B-59
B-23
B-24
B-28
B-15
B-16
B-21
B-22
B-4
B-5
0
21
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Selv om det ikke stilles krav til reduksjon av parameteren KOF, er det også analysert
på denne parameteren, da denne parameteren sammen med andre parametere gir tilleggsinformasjon om anleggenes ytelse. I tillegg kan man muligens senere benytte
denne parameteren som erstatning for BOF5, da analysemetoden er langt rimeligere. I
tabellen nedenfor vises gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon for KOF (med std. avvik), samt maksimal og minimumsverdier.
Tabe1l 2. Utløpsverdier for KOF
Verdi
Gjennomsnitt
Maks
Min
KOF (mg/l)
102 (+/- 99)
665
10
Figuren nedenfor viser forenklet (lineær og 0-pkt i origo) korrelasjon mellom KOF og
BOF5. Som figuren viser er det en svak korrelasjon mellom parameterne, på BOF5 =
0,16 x KOF. Det er tydelig at de lavere konsentrasjonene har en høyere korrelasjon,
med lavere multiplikator. Om lag 60 % av dataene har lavere KOF verdier enn 80
mg/l, og ved lavere KOF verdier enn dette er forholdet i gjennomsnitt KOF = 0,1 x
BOF5.
200
y = 0,1584x
2
180
R = 0,3808
160
140
BOF 5
120
100
80
60
40
20
0
0
100
200
300
400
500
600
700
KOF
Figur 3. Lineær korrelasjon mellom KOF og BOF5 konsentrasjoner i utløp.
3.2.2 Fosfor
Det stilles krav til reduksjon av fosfor målt som Tot-P i Forurensningsforskriftens
§12. I forslaget til Lokal forskrift for Morsa er dette kvantifisert som maksimal utløpskonsentrasjon på 1,0 mg Tot-P/l.
Figuren nedenfor viser utløpskonsentrasjonene for Tot-P. For nærmere vurdering av
resultater fordelt på anleggstype, henvises det til kap. 3.6.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
22
Som figuren viser er utløpskonsentrasjonene gjennomgående for høye i forhold til
krav i Lokal forskrift, med en gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon på 1,9 mg Tot-P/l
for samtlige prøver. Medianverdien for samtlige prøver var på 1,0 mg/l, hvilket betyr
at halvparten av alle prøver er over kravet og halvparten er under kravet. Forutsatt
den Lokale forskriftens krav på 1,0 mg Tot-P i utløpskonsentrasjon, målt som årsgjennomsnitt, overholder 26 anlegg dette kravet (gjennomsnittlige målinger pr. anlegg). Maksimalverdi målt (på enkeltprøve) ligger på 17,8 mg/l og minimum 0,01
mg/l.
14
13
12
11
10
9
Tot-P (mg/l)
8
7
6
5
4
3
2
1
B-15
B-16
B-21
B-22
B-23
B-24
B-28
B-4
B-5
B-56
B-57
B-58
B-59
K-1
K-11
K-2
K-20
K-29
K-3
K-31
K-32
K-33
K-34
K-35
K-50
K-51
K-60
K-64
KO-13
KO-17
KO-61
KO-62
KO-63
O-14
O-19
O-30
O-36
O-37
O-38
O-39
O-40
O-41
O-42
O-54
O-55
O-6
V-64
V-65
W-18
W-46
W-48
W-49
Z-10
Z-43
Z-44
Z-7
Z-8
Z-9
0
Anleggsnr.
Figur 4. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner (2-6 prøver/anl.) av Tot-P for anlegg besøkt av COWI /
IVL.2007/08 (rød strek angir grenseverdi på 1,0 mg tot-P/l) (B=Biovac, K=Klargester, KO=WehoMini, O=Odin
Maskin, V=Våtmarksfilter, W=Wallax, Z=Zapf).
Som man kan se av figuren ovenfor har 8 anlegg gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner på over 4,0 mg tot-P /l, mens 22 av anleggene har gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner mellom1,0 og 3,0 mg tot-P/l.
Figuren ovenfor viser altså gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon pr. anlegg som inngikk i undersøkelsen utført av COWI/IVL. Fordelt på anleggstype viser tabellen nedenfor hvor mange av anleggene som overholdt kravet til 1,0 mg tot-P/l. Tabellen
korresponderer med tilsvarende tabell i kap. 3.6.2., hvor leverandørenes anlegg er
inkludert. Datagrunnlaget for både figuren ovenfor og tabellen nedenfor består av 2-6
prøveserier for det enkelte anlegg.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
23
Tabell 3. Antall anlegg pr. leverandør med anlegg som i
gjennomsnitt har 1,0 mg tot-P/l eller mindre i utløpskonsentrasjon.
Leverandør
Biovac
Klargester
Kongsted
Odin
Wallax
Zapf
Ant. anlegg
m/<1,0 mg
tot-P/l
1
9
3
6
4
3
Ant.
anlegg
13
15
5
13
4
6
(*Kongsted = WehoMini)
Som nevnt ovenfor er det stilt krav til reduksjon av fosfor i Forurensningsforskriftens §12. Dette er angitt som et krav til prosentvis reduksjon (90 %). I forprosjektet
ble dette diskutert, hvor det ble pekt på usikkerheten ved antatte innløpsverdier. Dette
har sin primærårsak i at det er ikke mulig å ta representative innløpsprøver på disse
anleggene. For å beregne prosentvis reduksjon er man derfor tvunget til å anta en innløpskonsentrasjon.
Under forutsetning om at innløpskonsentrasjonen for tot-P er lik for alle anleggene,
satt til 15 mg/l, er det beregnet gjennomsnittlige renseeffekter av tot-P for alle anlegg
som vist i figuren nedenfor. Den gjennomsnittlige renseeffekten, basert på gjennomsnittlige renseeffekter pr. anlegg og 15 mg/l i innløp er ca. 85 %. Under disse forutsetningene overholder 30 av 65 anlegg kravet til prosentvis reduksjon.
100
90
80
Prosentvis reduksjon av Tot-P (%)
70
60
50
40
30
20
10
B-15
B-16
B-21
B-22
B-23
B-24
B-28
B-4
B-5
B-56
B-57
B-58
B-59
K-1
K-11
K-2
K-20
K-29
K-3
K-31
K-32
K-33
K-34
K-35
K-50
K-51
K-60
K-64
KO-13
KO-17
KO-61
KO-62
KO-63
O-14
O-19
O-30
O-36
O-37
O-38
O-39
O-40
O-41
O-42
O-54
O-55
O-6
V-64
V-65
W-18
W-46
W-48
W-49
Z-10
Z-43
Z-44
Z-7
Z-8
Z-9
0
-10
Anleggsnr.
Figur 5. Prosentvis reduksjon av Tot-P for egne anlegg i undersøkelsen, basert på 15 mg Tot-P/l i innløpet 2007/08
(B=Biovac, K=Klargester, KO=WehoMini, O=Odin Maskin, V=Våtmarksfilter, W=Wallax, Z=Zapf).
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
24
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Tallet 15 mg Tot-P/l er beheftet med usikkerhet, og i forprosjektet ble det konkludert
at dette burde stadfestes som et ledd i det videre arbeid med avløpsløsninger i spredt
bebyggelse. Det er således gjennomført en følsomhetsanalyse hvor innløpskonsentrasjonen varierer mellom 15 og 10 mg Tot-P/l. Hvilken effekt det får på den
gjennomsnittlige renseeffekten er vist i figuren nedenfor.
Som figuren viser vil den gjennomsnittlige renseeffekten gå fra ca. 87 % til 80 % ved
innløpskonsentrasjoner på henholdsvis 15 og 10 mg Tot-P/l.
Antall anlegg (av totalt 61) som overholder kravet på 90 % reduksjon går fra 33 til 27
ved innløpskonsentrasjoner på henholdsvis 15 og 10 mg Tot-P/l.
Figuren viser hvor sårbar oppfattelsen av prosentvis reduksjon er i forhold til hvilken
innløpskonsentrasjon man faktisk har på anlegget, samt hvor viktig det vil være å få
etablert sjablonverdier av nyere dato.
100,00
%-vis reduksjon
Ant. anlegg m/ <1,0 mg/l
90,00
%-vis reduksjon (%) / Ant. godkj. ant (n)
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
15
14
13
12
11
10
Antatt innløpskonentrasjon (mg Tot-P/l)
Figur 6. Følsomhetsvurdering av innløpskonsentrasjonens betydning for oppnådde renseeffekter.
Andelen PO4-P ble også vurdert i forprosjektet, og gjennomsnittlig PO4-P konsentrasjon utgjorde ca. 83 % av gjennomsnittlig Tot-P konsentrasjon. Dette er også vurdert i
denne utvidede undersøkelsen. Tilsvarende tall fra årets undersøkelser er ca. 14 %, og
totalt for alle egne data (dvs. inkl. fjorårets tall) er ca. 26 %. Dette indikerer en langt
bedre kjemisk utfelling i år, sammenlignet med hva som var tilfellet i fjor. Disse tallene er vist i tabellen nedenfor.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
25
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Tabell 4. Utvikling av andel PO4-P av Tot-P fra 2006 til 2007.
Tot-P
(mg/l)
3,3
1,9
2,2
Datagrunnlag
Data 2006
Data 2007-08
Samlede data
PO4-P
(mg/l)
2,71
0,30
0,57
Andel PO4-P
(%)
83
14
26
Etter det vi kjenner til foreligger ikke data for andelen PO4-P i ubehandlet avløpsvann
for så små vannstrømmer det er snakk om her. Data fra ulike kilder (Ødegaard 1992,
Hellström et al.2003, og Crites & Tchobanoglous 1998) indikerer at PO4-P er i størrelsesorden 40 – 60 % av Tot-P. Dersom en forutsetter at PO4-P utgjør ca. 50 % av
Tot-P (dvs. 5-7,5 mgPO4-P/l) i innløpet reduseres konsentrasjonen med 88 – 92 % fra
innløp til utløp.
Som et ledd i denne undersøkelsen ble PO4-P også målt med et feltinstrument (type
HACH/LANGE Pocket II) på et utvalg anlegg. Formålet med dette var å verifisere
feltinstrumentets nøyaktighet, med tanke på fremtidig bruk i driftsovervåkning av anleggene. Prøvene er ikke filtrert før analyse med feltinstrument.
Feltmålingene er sammenlignet med resultatene fra akkreditert laboratorium, og korrelasjonen er vist i figuren nedenfor.
1,4
1,2
PO4 -P- Felt (mg/l)
1
0,8
0,6
y = 1,0223x
0,4
2
R = 0,1815
0,2
0
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
PO4-P - Lab. (mg/l)
Figur 7. Korrelasjon mellom PO4-P, målt i laboratorium henholdsvis felt.
Som figuren viser er forholdet mellom feltmålinger og laboratorieanalyser omtrent
1:1 (y=1,0223x), men det er samtidig en meget lav korrelasjonskoeffisient på 0,18.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
26
Dersom en forutsetter at laboratorieanalysene er korrekte, avviker feltmålingene i
første omgang ved lavere verdier. Det er mulig at filtrerte prøver ville ha gitt bedre
korrelasjon. Dette er imidlertid mer tidkrevende og kostbart, og var ikke planlagt
gjennomført som en del av denne studien. I tillegg er tilsvarende måleprinsipp benyttet i Sverige, med tilfredsstillende resultater (Ek, M. personlig informasjon 2008).
På figuren ovenfor ser man at ved verdier under 0,5 mg/l er feltmålingene i all hovedsak registrert med høyere verdier sammenlignet med laboratorieanalysene, og feltinstrumentet er ikke anvendbart for utslippskontroll slik det er benyttet i denne undersøkelsen. Som driftsparameter (slik det er foreslått i lokal forskrift) vil uansett høye
verdier (>>1,0 mg/l) indikere driftsforstyrrelser. Resultatene ovenfor viser at ytterligere undersøkelser er nødvendige.
Det understrekes at resultater fra håndholdt feltinstrument er ikke inkludert i senere
vurderinger av resultater.
3.2.3
Nitrogen
De undersøkte anleggene er ikke konstruerte for å fjerne nitrogenforbindelser. I forbindelse med prøvetaking og analyser av andre parametere er allikevel nitritt/nitrat
(NO2/NO3-N), ammonium (NH4-N) og totalnitrogen (Tot-N) analysert på et utvalg av
anleggene.
Det er to årsaker til at dette er utført. For det første forventes det i Sverige (også aktuelt enkelte steder i Norge) at det vil bli stilt krav til reduksjon av nitrogen i forbindelse med følsomme resipienter, og da er effektiv nitrifikasjon første trinn i i reduksjon
av nitrogen. For det andre er det bedre for de fleste resipienter å motta nitrat enn ammonium. Nitrat kan ofte denitrifiseres i resipienten, mens ammonium forbruker oksygen og er dermed et opphav til eutrofiering.
Hoveddelen av nitrogen i husholdningsavløp er i form av ammonium. Nitrifikasjonsprosessen drar normalt fordel av:
1. Høy vanntemperatur. Nitrifikasjon er mer temperaturavhengig enn nedbrytning av organisk stoff.
2. Høy slamalder. De nitrifiserende bakteriene vokser langsomt. Høy slamalder
oppnås enklest i anlegg med fastvoksende biofilm, dvs. anleggstypene Odin
Maskin, WehoMini, Klargester og Wallax.
3. Kraftig lufting. For en effektiv nitrifikasjon kreves oksygeninnhold på minimum 2 mg/l. Med en biorotor som f.eks. Klargester kan det være vanskelig å
alltid finne høye oksygenkonsentrasjoner ved høy belastning. Det samme kan
også gjelde i biofilter uten aktiv lufting som i Wallax’ biologiske trinn.
4. Høy slamkonsentrasjon og lang hydraulisk oppholdstid. Også her bør det
være forskjeller mellom de ulike fabrikatene.
Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for NO2/NO3-N og NH4-N for de aktuelle
anleggene er vist i figuren nedenfor.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
27
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
180,0
NO2/NO3
160,0
Nitrogenkonsentrasjon (mg/l)
NH4
140,0
120,0
100,0
80,0
60,0
40,0
20,0
Z-9
Z-10
Z-8
Z-7
W-49
W-48
O-54
W-18
O-39
O-19
O-6
O-14
KO-61
KO-17
KO-13
K-64
KO-12
K-31
K-29
K-20
K-3
K-11
K-2
K-1
B-25
B-21
B-16
B-5
B-15
B-4
0,0
Anleggsnummer
Figur 8. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for NO2/NO3-N og NH4-N
(B=Biovac, K=Klargester, KO=WehoMini, O=Odin Maskin, W=Wallax,
Z=Zapf)
Andel nitratnitrogen
Det er ingen tilsynelatende effekt av vanntemperatur i datagrunnlaget, se figuren nedenfor. Dette skyldes trolig at temperaturvariasjon i prøveperioden var ganske lite, da
alle prøvene ble tatt i en begrenset periode på høsten. Se også figur 19 i kap. 3.2.5.
1,0
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
Biovac
Klargester
Kongsted
Odin
Wallax
Zapf
5,0
7,0
9,0
11,0
Vanntem peratur, °C
13,0
Figur 9. Sammenheng mellom vanntemperatur og nitrifikasjon målt som
NO3-N/(NO3-N+NH4-N). (*Kongsted = WehoMini)
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
15,0
28
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Målingene av løst oksygen er for få til å kunne se noen sammenheng. Dessuten forventes det at oksygenkonsentrasjonen varierer med belastningen. Dette er derfor ikke
vurdert nærmere.
Noen positive effekter av fastsittende biofilm ser man heller ikke av figuren ovenfor.
Odin maskin er den eneste av disse typene anlegg med gjennomgående liten grad av
nitrifikasjon, mens de andre anleggene varierer over hele skalaen. Dette er selvsagt
påvirket av den aktuelle belastningen, og en del av variasjonen kan skyldes når i syklusen man har tatt prøven. Dette gjelder særlig Wallax som har en satsvis biologisk
etterbehandling i 24 timer. Nitratinnholdet vil selvsagt øke under hele denne perioden.
Andel nitratnitrogen
Den eneste variabel som ser ut til å ha en sammenheng med nitrifikasjon er faktisk
pH. Figur 10 og 11 antyder dette, tydeligst for Biovac og Wallax, men også for Odin.
Dette går klarere frem av multivariabelanalysen, der lav pH ligger på nesten samme
plass som høy nitritt/nitratverdi (og lav ammoniumverdi) i planprojeksjonen (se figur
33). Dette antyder ganske enkelt at nitrifikasjon senker pH, og ikke motsatt at en lav
pH er positivt for nitrifikasjon. Ved pH 5 er nitrifikasjon meget langsom.
1,0
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
Biovac
Klargester
Kongsted
Odin
Wallax
Zapf
2,0
3,0
4,0
5,0
pH
6,0
7,0
8,0
Figur 10. Sammenheng mellom nitrifikasjon og lav pH i utløpsprøvene. (*Kongsted =
WehoMini)
Ut i fra datagrunnlaget er det tilsynelatende ingen stor forskjell mellom nitrifikasjon i
de ulike anleggene, bortsett fra Odin som har en langt lavere andel nitritt/nitrat.
Dersom man i stedet viser restkonsentrasjonen av ammonium mot pH får man figur
11.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
29
Utløpskonsentrasjon, mg NH4-N/l
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
100
90
Biovac
80
Klargester
70
Kongsted
60
Odin
50
40
Wallax
30
Zapf
20
10
0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
pH
Figur 11 Sammenheng mellom ammonium-N og pH for de forskjellige anlegg.
(*Kongsted = WehoMini)
I figur 11 kan man også her se en tydelig sammenheng mellom ammonium-N og pH
for Biovac, og til en viss grad for Wallax og WehoMini. For Klargester ser man ikke
noen sammenheng overhodet, men man konstatere at innholdet av ammonium-N generelt er lavere enn for de andre anleggene.
Avslutningsvis viser figur 12 tilsvarende sammenheng mellom summen av nitritt/nitrat-N og ammonium-N, dvs. om lag mengden løst nitrogen totalt, mot pH.
Løst uorganisk nitrogen i utløp,
mg N/l
200
180
Biovac
160
Klargester
140
Kongsted
120
Odin
100
Wallax
80
Zapf
60
40
20
0
2,0
3,0
4,0
5,0
pH
6,0
7,0
8,0
Figur 12. Sammenheng mellom summen av nitritt/nitrat-N og ammonium-N og pH.
(*Kongsted = WehoMini)
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
30
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Tabell 5. Middelverdier og std. avvik for ulike mål på nitrifikasjon (kolonne 1 og 2) og denitrifikasjon (kolonne 3)
Anlegg
Nitratandel
(NO3-N/
NH4-N
mg/L
NO3-N+NH4-N
mg/L
(NO3-N+NH4-N))
Biovac
0,65 ± 0,30
28 ± 26
72 ± 35
Klargester
0,58 ± 0,24
16 ± 16
36 ± 20
WehoMini
0,53 ± 0,48
29 ± 36
46 ± 23
Odin
0,03 ± 0,06
69 ± 27
71 ± 26
Wallax
0,52 ± 0,37
21 ± 18
38 ± 14
Zapf
0,52 ± 0,36
66 ± 70
110 ± 77
Lav verdi på nitratandelen (NO3-N/(NO3-N+NH4-N)) eller lav verdi på konsentrasjonen av NH4-N tyder på nitrifikasjon og mulighet for å komplettere med denitrifikasjon.
Lav verdi av NO3-N + NH4-N tyder på at man allerede har både nitrifikasjon og denitrifikasjon.
En lav andel nitrat er ikke ensbetydende med at ikke nitrifikasjon foregår. Det kan
også være slik at også denitrifikasjon foregår, både tilsiktet og utilsiktet. Det er vanskelig å sammenligne summen av NH4-N og NO2/NO3-N i det behandlede vannet fra
de ulike anleggene, så lenge det ikke foreligger tall om den aktuelle nitrogenbelastningen. Om man tross alt gjør det, ser man en variasjon i middelverdi fra ca. 40 mg/l
for Klargester, WehoMini og Wallax, opp til ca. 100 mg/l for Zapf. Dette kan som
sagt være et resultat av ulik belastning, men spesielt for Wallax kan man tenke seg en
denitrifikasjon når nytt ubehandlet avløpsvann blandes med behandlet vann i filteret
med begrenset lufting. WehoMini anleggene har også en viss tilbakeføring av behandlet vann med slam fra trinn 3 til trinn 1, og i det minste noen steder var det tydelig at deler av trinn 1 var anoksisk.
3.2.4
Tarmbakterier
Det foreligger ikke noe nasjonalt krav til reduksjon av tarmbakterier fra renseanlegg i
spredt bebyggelse. I Morsa er det gitt åpning for å kreve dette dersom særlige brukerinteresser tilsier det, mens man f.eks. i Frogn kommune har innført dette som et generelt krav. I Sverige er dette under vurdering. Det er derfor interessant å se hvordan de
enkelte minirenseanleggene avskiller tarmbakterier, ettersom utløpsvannet kan være
en kilde for spredning av ulike patogener.
I forbindelse med annen prøvetaking ble det derfor tatt særskilte prøver for analyse av
E. coli og Intestinale enterokokker ved 36 anlegg. I seg selv er ikke disse bakterie-
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
31
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
gruppene særlig interessante, men de tjener som indikatororganismer for eventuell
forekomst av patogene bakterier fra mage-tarmkanalen.
Bakterieinnhold i utløp, antall/100 ml
En mulig sammenheng skulle kunne være mellom SS konsentrasjon og innhold av
bakterier, selv om disse burde utgjøre en meget liten del av alt suspendert materiale.
Figuren nedenfor viser konsentrasjonen av indikatorbakteriene som en funksjon av SS
i det behandlete vannet.
14 000
12 000
10 000
8 000
E. coli /100 ml
6 000
Enterokok. /100 ml
4 000
2 000
0
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900 1 000
Suspendert stoff, mg/l
Figur 13. Antall E. coli og Intestinale enterokokker pr. 100 ml som funksjon av SS i utløpsvann.
Det er tilsynelatende ingen særlig sammenheng overhodet. Det samme gjelder for en
sammenheng mellom bakterieinnhold og KOF, BOF5, PO4-P, Tot-P og temperatur.
For NO3-N og bakterieinnhold kan man derimot ane en negativ korrelasjon, altså at et
høyt nitritt/nitratinnhold hører sammen med lavt bakterieinnhold.
Figuren nedenfor viser tilsvarende diagram for bakterieinnhold og pH. Her ser man
en ganske tydelig sammenheng, hvor lav pH hører sammen med lavt innhold av
tarmbakterier. Det er ikke rimelig å tenke seg at nærvær av tarmbakterier skulle høyne pH. Det er mer trolig at årsakssammenhengen er i den motsatte retningen, nemlig
at lav pH har en negativ innvirkning på bakteriene. Man kan sammenligne dette med
dannelse av melkesyre som er en effektiv konserveringsmetode.
Multivariabelanalysen viser en klar sammenheng mellom høy pH og høyt bakterieinnhold (se figur 33). Samtidig var sammenhengen mellom lavt bakterieinnhold og
høyt nitritt/nitratinnhold tydelig. Det er mulig at det også finnes en direkte årsakssammenheng slik at høy nitratkonsentrasjon skulle skade disse bakteriene, men det
kan man ikke avgjøre ut i fra datagrunnlaget.
En annen mulig forklaring er at lav belastning delvis er gunstig mht. nitrifikasjon,
som gir lav pH, og delvis er gunstig mht. reduksjon av tarmbakteriene i konkurranse
med de aktive bakteriene i renseanleggene.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
32
Bakterieinnhold i utløp, antall/100 ml
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
14 000
12 000
10 000
E. coli /100 ml
Enterokok. /100 ml
8 000
6 000
4 000
2 000
0
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
pH
Figur 14. Sammenheng mellom bakterieinnhold og pH i utløpsvann.
Det kan selvsagt finnes andre forskjeller mellom de ulike minirenseanleggene som
ikke framgår av de målte parameterne, og som påvirker innholdet av tarmbakterier i
det behandlede vannet. Figurene nedenfor viser resultatet av målingene fordelt på de
ulike fabrikatene.
14 000
Biovac
E. coli i utløp, antall/100 ml
12 000
Klargester
Kongsted
10 000
Odin Maskin
8 000
Wallax
Zapf
6 000
4 000
2 000
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Test nummer
Figur 15. E. coli i behandlet vann for de ulike anleggstypene. (*Kongsted = WehoMini)
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
33
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Intestinale enterokokker i utløp,
antall/100 ml
10 000
9 000
8 000
Biovac
7 000
Klargester
6 000
Kongsted
5 000
Odin Maskin
4 000
Wallax
3 000
Zapf
2 000
1 000
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Test nummer
Figur 16. Intestinale enterokokker i behandlet vann for de ulike anleggstypene.
(*Kongsted = WehoMini)
Figuren nedenfor viser det samme, men med en annen skala og uten de 5 høyeste verdiene.
Intestinale enterokokker i utløp,
antall/100 ml
200
180
Biovac
160
Klargester
140
Kongsted
120
Odin Maskin
100
Wallax
Zapf
80
60
40
20
0
0
5
10
15
20
25
30
35
Test nummer
Figur 17. Som figuren ovenfor, men med en annen skala og uten de 5 høyeste
verdiene. (*Kongsted = WehoMini)
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
40
34
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Datagrunnlaget i denne undersøkelsen antyder at Klargester og Wallax gir minst utslipp av tarmbakterier. Forklaringen er trolig det lave pH nivået man får i disse anleggene.
3.2.5 Øvrige parametere
Øvrige parametere som er målt er pH, temperatur og suspendert stoff (SS). I tillegg er
det registrert oppløst oksygen (DO) i noen få anlegg. Målinger av DO ble tidlig avsluttet da alle anlegg hvor dette ble målt hadde tilfredsstillende oksygenkonsentrasjoner. Registreringene varierte i området 4 til 8 mg/l. Det ble derfor besluttet å ikke
legge særlig vekt på denne parameteren.
pH
pH er en meget viktig parameter både i forbindelse med biologisk aktivitet og i forbindelse med kjemisk felling. Det er således nødvendig å overvåke dette i forbindelse
med en undersøkelse som denne. Figuren nedenfor viser pH i utløpsvannet for anleggene i undersøkelsen.
Biovac
Klargester
Kongsted
Odin
Wallax
Zapf
8,00
7,00
pH
6,00
5,00
4,00
3,00
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Antall observasjoner
Figur 18. pH i reaktorene i undersøkte anlegg 2007 (*Kongsted = WehoMini).
Samtlige anlegg feller med aluminiumsbasert fellingskjemikalium. Optimal fellingspH ligger i området mellom pH 6 og 7, som illustrert med det grønne feltet ovenfor.
Figuren viser at svært mange av registreringene ligger utenfor det optimale pHområdet. Av samtlige registreringer (151 stk) ligger kun 31 % av verdiene mellom pH
6 og 7.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
35
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Det gjøres oppmerksom på at pH er målt i utløpsvannet. I Wallax’ tilfelle har pH
dermed mindre betydning, da de benytter seg av forfelling.
Temperatur
Vanntemperaturen ble målt ved 130 anleggsbesøk. Enkelte anlegg viste store variasjoner, noe som antageligvis skyldes uttapping av store mengder varmt vann (f.eks.
ved tømming av badekar) i forkant av måling. Generelt var ellers temperaturen forholdsvis stabil og lå i området 8 til 15 oC, noe figuren nedenfor illustrerer.
28,00
26,00
24,00
22,00
20,00
Temperatur ( o C)
18,00
16,00
14,00
12,00
10,00
8,00
6,00
4,00
2,00
0,00
0
20
40
60
80
100
120
140
Antall observasjoner
Figur 19. Vanntemperatur alle observasjoner (oC).
Temperaturen varierte også forholdsvis lite mellom de enkelte anleggsfabrikatene.
Ytterpunktene var Odin Maskin anleggene som hadde markert lavere temperatur enn
de øvrige med et gjennomsnitt på ca. 10,5 oC, og Wallax som hadde gjennomsnittlig
temperatur på ca. 14 oC. De øvrige lå omtrent på 12 oC.
Tabell 6. Temperaturvariasjon fordelt på de ulike anleggstypene (T = oC)
Anleggstype
Biovac
Klargester
WehoMini
Odin Maskin
Wallax
Zapf
Middel
12,0
12,1
12,7
10,5
13,9
11,8
Maks
25,0
16,4
15,0
14,4
17,9
16,5
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Min
8,0
8,6
10,9
7,6
11,9
9,2
Std. avvik
2,9
2,1
1,2
1,6
2,0
2,8
36
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Vanntemperaturen påvirkes sannsynligvis mest av oppholdstid, anleggenes isolering
og installasjonsdybde.
Suspendert stoff (SS)
Utløpsvann ble analysert for innhold av suspendert stoff (SS). Dette gir informasjon
om anleggets evne til å skille ut suspendert stoff, og vil sammen med andre parametere også dokumentere anleggenes ytelse.
I figuren nedenfor er det vist gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon for SS pr. prøveserie i samtlige prøver i undersøkelsen.
350,00
Prøveserie 1
Prøveserie 2
Prøveserie 3
300,00
Prøveserie 4
Prøveserie 5
Prøveserie 6
Suspendert stoff (mg SS/l)
250,00
Prøveserie 7
Prøveserie 8
200,00
150,00
100,00
50,00
0,00
Biovac
Klargester
Kongsted
Odin
Våtmark
Wallax
Zapf
Anleggstyper
Figur 20. Utløpskonsentrasjoner for suspendert stoff (SS) (*Kongsted = WehoMini)
Figuren ovenfor viser forholdsvis stor variasjon i utløpskonsentrasjonene mht. SS.
Særlig Biovac og Odin anleggene har stor variasjon, mens våtmarksfilter og Wallax
anleggene har gjennomgående meget lavt innhold av suspendert stoff.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
37
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
3.3
Resultater fra undersøkelser utført av leverandører
Som nevnt i kap. 2.3 har leverandørene også supplert denne undersøkelsen med analyseresultater fra egne prøver. Komplette data er vist i Vedlegg 2, og er oppsummert i
tabellen nedenfor.
Tabell 7. Resultater innsendt fra leverandørene.
Ant.
Prøver
Biovac
4
10
WehoMini Klargester
9
Zapf
8
Odin
Wallax
Anleggstype
12
6
Verdi SS
Snitt
Maks
Min
Std. Avvik
Snitt
Maks
Min
Std. Avvik
Snitt
Maks
Min
Std. Avvik
Snitt
Maks
Min
Std. Avvik
Snitt
Maks
Min
Std. Avvik
Snitt
Maks
Min
Std. Avvik
KOF
Tot-P
33,4
88,0
3,0
30,4
9,0
18,0
2,7
4,5
53,8
100,0
30,0
19,7
0,6
1,4
0,1
0,5
1,2
3,6
0,1
1,3
5,4
13,2
1,1
5,6
0,5
1,0
0,2
0,3
0,8
3,8
0,1
1,1
3,4
12,2
0,1
Konsentrasjon (mg/l)
BOF
PO4
Tot-N
NO3
43,3
0,3
240,0
1,0
2,0
0,0
85,0
0,4
14,3
61,0
2,0
21,2
71,8
180,0
2,0
84,9
20,2
0,1
56,0
0,2
2,0
0,0
19,2
0,1
2,2
0,5
44,5
4,0
3,5
74,5
2,0
0,0
19,9
0,6
1,1
18,7
4,4
8,0
2,0
5,0
NH4
32,7
73,6
7,7
20,4
8,5
27,5
1,1
8,9
2,5
Tallene ovenfor er basert på prøver innsendt fra leverandørene. Samtlige analyser er
gjennomført på akkreditert laboratorium (AnalyCen). For leverandørene WehoMini
og Zapf består datagrunnlaget av én prøveserie, mens de øvrige har levert inn 2 prøveserier hver.
Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for kontrollparameterne Tot-P og BOF5 er
som følger:
Tabell 8. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for leverandørens egne analyseresultater
Parameter
Tot-P
BOF5
Konsentrasjon (mg/l)
Snitt
Std. Avvik
1,5
2,7
21
46
Gjennomsnittlige resultater fra leverandørenes egne analyser for kontrollparameterne
BOF5 og Tot-P, fordelt pr. leverandør, er vist i figurene nedenfor.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
38
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
6,0
5,0
Tot-P (mg/l)
4,0
3,0
2,0
1,0
Wallax
Biovac
Zapf
Odin
Klargester
WehoMini
Anleggstyper
Figur 21. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for Tot-P for leverandørenes egne analyser.
80
70
60
BOF 5 (mg/l)
50
40
30
20
10
0
Wallax
Biovac
Zapf
Odin
Klargester
WehoMini
Anleggstyper
Figur 22. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for BOF5 for leverandørenes egne analyser.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
3.4
39
Resultater fra utvidet prøvetaking
Som nevnt i kap. 2.2 er prøvetakingsmetodene gjennomgått med den enkelte leverandør. I prøvetakingsperioden oppstod det imidlertid behov for å få verifisert prøvetakingsmetodene for Biovac og Odin anleggene. Det ble således besluttet å gjennomføre tilleggsundersøkelser av disse anleggene. Metoder og resultater fra dette er beskrevet nedenfor.
3.4.1 Biovac
De innledende resultatene fra Biovac hadde høye konsentrasjoner av både SS og fosfor. Samtidig var ikke ny prøvetakingsinnretning (T-rør m/ters) installert på noen av
anleggene før det ordinære prøvetakingsprogrammet var ferdig.
Anlegget er ikke spesielt godt tilrettelagt for å ta prøver. Opprinnelig metode var å
stikke en fleksibel slange ned i utpumpingsrøret og suge ut med lensepumpe. Denne
metoden innehar en risiko for at slam ville følge med. Årsaker er at slam faller ned i
utpumpingsrøret pga. omrøring i reaksjonstanken, flyteslam kan produseres pga. denitrifikasjon i utpumpingsrøret, samt at slangen kan komme i kontakt med begroing
på rørsidene.
Biovac var oppmerksom på problemstillingen og ville prøve ut en ny prøvetakingsordning. Dette bestod i å skifte ut eksisterende 90o bend på utløpsrøret med et T-rør
som blindes i bunnen med en ters. I lokket tres en slange ned til en viss avstand fra
bunnen, hvor prøvene suges fra. Denne slangen føres opp til mannelokk for enkel tilgang for prøvetaking. Se skisser nedenfor for forklaring av gammelt og nytt system.
Figur 23. Skisse for prøvetaking ved den ”gamle” metoden for Biovac anlegg.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
40
Figur 24. Skisse for prøvetaking ved den ”nye” metoden for Biovac anlegg
Verifisering av Biovac anleggene ble utført på 5 anlegg. Ved 2 av anleggene (nr. 4 og
5) ble det tatt samtidige prøver i T-rør m/ters (heretter kalt ”ters”), i utpumpingsrøret
(dvs. som tidligere, heretter kalt ”rør”) og i utløp. Utløpsprøvene ble tatt i en kum
nedstrøms anlegget ved anlegg nr. 5 og under utpumping ved anlegg nr. 4. I de øvrige
anleggene ble det kun tatt samtidige prøver i ters og rør. Prøvetaking ble repetert for
anlegg nr. 4, 5 og 28, med prøvetaking kun i ters og rør.
Resultatene fra de respektive prøvedatoene er vist i tabellene nedenfor:
Tabell 9. Resultater fra tilleggsundersøkelse av Biovac anlegg.
Nr.
4
5
24
28
58
Anleggstype
SS
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Snitt
Nr.
Anleggstype
4 Biovac
5 Biovac
28 Biovac
Snitt
KOF
17
30
54
23
45
65
90
65
31,0
66,3
SS
KOF
22
62
32
38,7
55
90
65
70,0
Prøver tatt 15.01.08
Rør
Ters
Utløp
Tot-P BOF
PO4
SS
KOF
Tot-P BOF
PO4
SS
KOF
Tot-P BOF
PO4
0,53
3
0,11
58
90
1,36
6 0,083
13
40
0,5
2
0,11
1,28
11 0,019
21
55
0,99
8 0,015
28
50
1,09
8 0,003
0,98
14 0,004
58
90
0,96
7
0,01
1,4
10
0,47
22
70
1,2
10
0,41
0,49
0,002
1,69
0,023
0,9
9,5
0,1
39,8
76,3
1,2
7,8
0,1
20,5
45,0
0,8
5,0
0,1
Prøver tatt 05.02.08
Rør
Ters
Tot-P BOF
PO4
SS
KOF
Tot-P BOF
PO4
0,79
6
0,26
47
80
1,37
6 0,057
3,65
21
0,19
150
155
7,84
26
0,14
1,28
7
0,39
15
65
0,85
6
0,26
1,9
11,3
0,3
70,7 100,0
3,4
12,7
0,2
Som tabellen ovenfor viser er det liten forskjell om man tar prøvene på ”den gamle
metoden” og med ny prøvetakingsordning med ters. Om det er noen forskjell antyder
disse resultatene faktisk at de laveste verdiene tas med opprinnelig opplegg. Dette kan
ha sammenheng med at slam kan sedimentere i ”tersen”, og blir med i prøven.
Rørverdiene som en andel av både ters- og utløpsverdiene er vist i tabellen nedenfor.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
41
Tabell 10. Rørverdier som en andel av ters- og utløpsverdier.
Nr.
4
5
24
28
58
4
5
28
Anleggstype
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Snitt
Tot-P
BOF5
Rør/ters Rør/utløp Rør/ters Rør/utløp
0,39
1,06
0,50
1,50
1,29
1,17
1,38
1,38
1,02
2,00
1,17
1,00
0,29
0,58
1,00
0,47
0,81
1,51
1,17
0,84
1,12
1,12
1,44
Resultatene i tabellen ovenfor bekrefter at det er liten forskjell i de ulike prøvepunktene, og bekrefter også da at prøvene tatt i undersøkelsen er representative.
3.4.2 Odin
De innledende resultatene fra Odin hadde høye konsentrasjoner av både SS og fosfor.
Samtidig kom Odins egne resultater inn, med vesentlig lavere verdier. I tillegg, som
beskrevet i kap 2.3, er to forskjellige prøvepunkter diskutert med Odin. Prøvene tatt i
denne undersøkelsen inkluderer prøvetaking i begge prøvepunkter, men dessverre ble
det ikke loggført hvor den enkelte prøven ble tatt. Dette førte til at man også ønsket
en tilleggsvurdering av Odin anleggene.
De to prøvetakingspunktene er kort diskutert i forprosjektet, samt i kap. 2.2. For å
illustrere disse er bildet nedenfor gjentatt i denne rapporten. Det ene punktet er i utløpskassen (pos. 8), som i utgangpunktet er konstruert for prøvetakingsformål. Dette
prøvetakingspunktet er sårbart for begroing, og man må vise stor forsiktighet når man
tar prøver her, for å ikke røre opp sedimentert slam eller begroing.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
42
Figur 25. Oversiktsbilde av Odins minirenseanlegg
Det andre prøvetakingspunktet er i sedimenteringsbassenget, ved siden av dykket utløpsrør (pos. 7). Også i dette prøvetakingspunktet må man være observant ved prøvetaling, da flytestoffer fort kan trekkes inn i prøveslangen.
I tilleggsundersøkelsen ble det tatt én prøveserie på 3 anlegg. Det ble tatt samtidige
prøver i sedimenteringsbasseng og i utløpskum. Resultatene er vist i tabellen nedenfor.
Tabell 11. Resultater fra tilleggsundersøkelse av Odin maskin anlegg.
Anleggstype
Nr.
14 Odin Maskin
30 Odin Maskin
42 Odin Maskin
Snitt
SS
3
74
31
36,0
Prøver tatt 14.02.08
Sedimentering
Kum
KOF
Tot-P BOF
PO4
SS
KOF
Tot-P BOF
PO4
65
0,21
22 0,005
8
70
0,21
14 0,005
135
2,3
31
1,2
48
135
2,1
32
1,2
75
1,2
14
0,09
26
70
1
10
0,08
91,7
1,2
22,3
0,4
27,3
91,7
1,1
18,7
0,4
Som tabellen ovenfor viser er det liten forskjell om man tar prøvene i sedimenteringsbassenget eller i utløpskummen. Om det er noen forskjell antyder disse resultatene faktisk at de laveste verdiene tas i utløpskummen. Det understrekes at dette er få
prøver, og forskjellen er meget liten, slik at dette sannsynligvis ikke kan tillegges
vekt. Resultatene støtter imidlertid argumentet om at resultatene blir de samme i begge prøvetakingspunktene.
Resultater fra sedimenteringsbassenget som en andel av resultat fra utløpskummen er
vist i tabellen nedenfor.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
43
Tabell 12. Resultat fra sedimenteringsbasseng som en andel av verdier målt i utløpskum.
Anleggstype
Nr.
14 Odin Maskin
30 Odin Maskin
42 Odin Maskin
Snitt
Tot-P
Sed/kum
1,00
1,10
1,20
1,10
BOF5
Sed/kum
1,57
0,97
1,40
1,31
Resultatene i tabellen ovenfor bekrefter at det er liten forskjell i de ulike prøvepunktene, og bekrefter også da at prøvene tatt i undersøkelsen er representative.
3.5
Alle resultater samlet
Samtlige resultater, dvs.egne resultater, leverandørenes resultater, samt resultater fra
tilleggsundersøkelsen er vist detaljert i vedlegg. I tabellen nedenfor er gjennomsnitt,
maks/min, standardavvik og median vist for samtlige parametere.
Tabell 13. Gjennomsnittlige, maks/min og std. avvik verdier for utløpskonsentrasjoner ved
samtlige prøvetakinger.
Verdi
Gjennomsnitt
Maks
Min
Std. avvik
Median
Utløpskonsetrasjoner (mg/l)
SS
KOF Tot-P
BOF5 PO4-P NO3-N NH4-N
53,7 85,8
1,8
17,7
0,31
25,4
32,2
380,0 410,0
17,8 240,0
4,89
99,3
161,2
0,6 30,0
0,01
2,0 0,002
0,0
0,5
75,9 61,5
2,7
35,7
0,60
21,7
32,2
24,0 70,0
0,9
6,0
0,11
25,7
20,2
Som tabellen viser oppnår anleggene i gjennomsnitt tilfredsstillende resultater når det
gjelder reduksjon av organisk stoff. Når det gjelder totalfosfor er imidlertid resultatene ikke like gode. En gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon på 1,8 mg Tot-P/l er godt
over kravet / målsetningen i Morsa.
Det er viktig å understreke at dette ikke betyr at anleggene ikke fungerer. Målsetningen til Morsa representerer et ønske om 90 % reduksjon, og avhengig av hvilket
tall som benyttes for innløpskonsentrasjon (10 opp til 15 mg tot-P/l, jfr. kap. 3.2.2),
representerer resultatene i gjennomsnitt en reduksjon av fosfor i størrelsesorden 82 88 %.
Ser man også på medianverdien som ligger på 0,9 mg tot-P/l betyr dette at 50 % av
anleggene hadde lavere utløpskonsentrasjoner for tot-P enn dette. I tabellen nedenfor
er det vist prosentvis andel av prøvene som ligger under visse utløpskonsentrasjoner
for sentrale parametere. Tabellen viser at for eksempel 70 % av prøvene har lavere
konsentrasjoner enn 1,5 mg tot-P/l.
Med utgangspunkt i Morsas kravsett på 1,0 mg tot-P/l og 25 mg BOF5/l, viser datagrunnlaget at 55 % av prøvene er innenfor kravet mht. fosfor og 84 % av prøvene er
innenfor kravet mhp. BOF5. Dvs. at 45 % og 16 % av prøvene er over kravet til henholdsvis totalfosfor og BOF5.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
44
Tabell 14. Prosentvis andel prøver med lavere konsentrasjon enn angitte verdier
Andel prøver med konsentrasjon lavere enn
Median
60%-percentil
70%-percentil
80%-percentil
90%-percentil
Tot-P (mg/l) BOF5 (mg/l)
0,9
6,0
1,2
8,0
1,5
11,0
2,2
19,0
4,7
42,0
I datagrunnlaget for tabellen ovenfor inngår 209 tot-P resultater og 203 BOF5 resultater.
3.6
Resultater fordelt på anleggstype
I tabell 14 nedenfor vises gjennomsnittlige resultater for alle parametere, fordelt på
den enkelte leverandør. Resultatene viser gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner fra
årets undersøkelser utført av COWI/IVL, dvs. resultater fra 2006 og leverandørenes
egne resultater inngår ikke i denne tabellen.
Tabell 15. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for alle parametere fordelt på lev.
Leverandør
Biovac
Klargester
WehoMini
Odin
Wallax
Zapf
Våtmark
SS
85,1
53,7
25,2
88,2
8,5
61,6
8,5
Konsentrasjon (mg/l)
KOF
Tot-P BOF PO4 NO3 NH4
104,2
2,7 13,6
0,2 37,1 28,7
76,0
1,7
5,1
0,4 25,7 14,6
73,6
1,0 15,2
0,4 15,9 44,0
121,7
2,2 25,6
0,4
6,5 65,9
41,8
0,4
3,2
0,1 21,2 23,5
89,3
2,0 52,3
0,3 47,7 57,6
62,5
0,2 35,3 0,05
Dersom man inkluderer den enkelte leverandørs egne analyseresultater får man en
oversikt som vist i tabellen nedenfor. (Våtmarksfilter inngår ikke her da prøver fra
leverandører ikke er mottatt mhp. denne anleggstypen.)
Tabell 16. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for alle parametere fordelt på lev. hvor
også leverandørenes egne resultater inngår.
Leverandør
Biovac
Klargester
WehoMini
Odin
Wallax
Zapf
SS
73,5
37,9
25,2
88,2
8,5
61,6
Konsentrasjon (mg/l)
KOF
Tot-P BOF PO4 NO3 NH4
104,2
2,4 13,7
0,2 37,1 28,7
67,9
1,4
4,3
0,4 28,3 12,5
73,6
1,2 12,6
0,4 15,9 44,0
121,7
1,8 24,4
0,3
6,5 65,9
41,8
0,5 17,8
0,2 21,2 23,5
89,3
3,0 58,3
0,3 47,7 57,6
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
45
Som tidligere nevnt er det to parametere som skal etterprøves i forbindelse med utslippskontroll, Tot-P og BOF5. Disse er noe mer inngående diskutert i etterfølgende
avsnitt. Øvrige parametere for hver anleggstype er vist i foregående avsnitt.
3.6.1 Organisk stoff (BOF5)
I tabellen nedenfor vises gjennomsnittlig, maks/min og std. avvik for BOF5 fordelt på
de ulike anleggstypene. Gjennomsnittsverdier med std. avvik er vist i figuren under.
Tabell 17. Gjennomsnittlig, maks/min og std. avvik for utløpskonsentrasjoner av BOF5 fordelt
på de ulike anleggstypene, med og uten leverandørenes egne data.
Våtmark Kongsted Klargester
Odin
Zapf
Biovac
Wallax
BOF (mg/l)
Uten
Med
AnleggsAnt.
leverandør
leverandør
type
Prøver
Verdi
data
data
Snitt
3,2
17,8
Maks
16,0
240,0
15
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
3,7
53,0
Snitt
13,6
13,7
Maks
180,0
180,0
41
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
28,0
26,7
Snitt
52,3
58,3
Maks
200,0
200,0
9
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
81,6
79,6
Snitt
25,6
24,4
Maks
155,0
155,0
38
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
34,0
31,3
Snitt
5,1
4,3
Maks
31,0
31,0
35
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
5,9
5,2
Snitt
15,2
12,6
Maks
47,0
47,0
16
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
15,8
14,5
Snitt
35,3
35,3
Maks
72,0
72,0
4
Min
2,0
2,0
Std. Avvik
38,5
38,5
*Antall prøver når leverandørenes data er inkludert er henholdsvis: Wallax = 23, Biovac = 50,
Zapf = 13, Odin = 48, Klargester = 47 og Kongsted = WehoMini = 21 stk.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
46
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
140,0
130,0
Uten leverandør data
120,0
Med leverandør data
110,0
100,0
BOF5 (mg/l)
90,0
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
Wallax
Biovac
Zapf
Odin
Klargester
Kongsted
Våtmak
Anleggstype
Figur 26. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner av BOF5 fordelt på anleggstype (rød strek angir
grenseverdi på 25,0 mg BOF/l) (*Kongsted = WehoMini).
Som både tabellen og figuren ovenfor illustrerer har de fleste anleggstypene utløpskonsentrasjoner godt under forventet nivå. Anleggstypen Odin maskin ligger
imidlertid i grenseland i forhold til kravet i lokal forskrift (<25 mg BOF5/l), med midlere konsentrasjoner på henholdsvis ca. 26 mg BOF5/l, ca. 24 mg BOF5/l når leverandørenes egne tall er medtatt.
Når det gjelder anleggstypen Zapf er det ett enkeltanlegg hvor det tydeligvis var problemer med det biologiske trinnet. I dette anlegget var utløpskonsentrasjonen i området
200 mgBOF5/l. Uten dette anlegget hadde Zapf-anleggene en gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon på 11,6 mg BOF5/l.
Det som muligens er mer overraskende er at våtmarksfilter har for høy utløpskonsentrasjon på gjennomsnittlig ca. 35 mg BOF5/l. Av de to anleggene som inngikk i
undersøkelsen var det ene anlegget bra med gjennomsnitt på 2,0 mg/l, mens det andre
anlegget fungerte mindre bra med gjennomsnittlig BOF5 konsentrasjon i utløpet på ca
68 mg/l. På grunn av det beskjedne datagrunnlaget for denne anleggstypen, er således
ikke mulig å si at denne gjennomsnittsverdien er representativ og heller ikke så meningsfull.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
47
3.6.2 Fosfor
I tabellen nedenfor vises gjennomsnittlig, maks/min og std. avvik for Tot-P fordelt på
de ulike anleggstypene. Gjennomsnittsverdier med std. avvik er vist i figuren under.
Tabell 18. Gjennomsnittlig, maks/min og std. avvik for utløpskonsentrasjoner av Tot-P fordelt
på de ulike anleggstypene, med og uten leverandørenes data.
Tot-P (mg/l)
Våtmark Kongsted Klargester
Odin
Zapf
Biovac
Wallax
Uten
Med
AnleggsAnt.
leverandør
leverandør
type
Prøver
Verdi
data
data
Snitt
0,4
0,5
Maks
1,5
1,5
13
Min
0,0
0,0
Std. Avvik
0,4
0,5
Snitt
2,7
2,4
Maks
17,8
17,8
46
Min
0,3
0,1
Std. Avvik
3,7
3,5
Snitt
2,0
3,0
Maks
6,0
13,2
10
Min
0,2
0,2
Std. Avvik
2,1
3,6
Snitt
2,2
1,8
Maks
11,8
11,8
37
Min
0,2
0,2
Std. Avvik
2,6
2,4
Snitt
1,7
1,4
Maks
11,3
11,3
34
Min
0,1
0,1
Std. Avvik
2,2
2,0
Snitt
1,0
1,2
Maks
2,2
2,2
17
Min
0,4
0,1
Std. Avvik
0,4
1,3
Snitt
0,2
0,2
Maks
0,4
0,4
4
Min
0,0
0,0
Std. Avvik
0,2
0,2
*Antall prøver når leverandørenes data er inkludert er henholdsvis: Wallax = 21, Biovac = 55,
Zapf = 14, Odin = 47, Klargester = 46 og Kongsted = WehoMini = 23 stk.
Både tabell 15 og figur 27 viser tydelig at det kun er anleggstypene Wallax og våtmarksfilter som med god margin tilfredsstiller utslippskravene slik de er definert i
forurensningsforskriften og i lokal forskrift, med gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner på henholdsvis 0,5 og 0,2 mg tot-P/l. WehoMini og til dels Klargester
ligger ikke langt over kravet med henholdsvis 1,2 og 1,4 mg tot-P/l, når leverandørenes egne data er inkludert. De øvrige anleggene ligger relativt langt over kravet.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
48
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
7,0
Uten leverandør data
6,0
Med leverandør data
Tot-P (mg/l)
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
Wallax
Biovac
Zapf
Odin
Klargester
Kongsted
Våtmak
Anleggstype
Figur 27. Gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner av Tot-P fordelt på anleggstype (rød strek angir
grenseverdi på 1,0 mg tot-P/l) (*Kongsted = WehoMini).
Fordelt på anleggstype viser tabellen nedenfor hvor mange av minirenseanleggene
som overholdt kravet til 1,0 mg tot-P/l, når leverandørenes prøver inkluderes. Tabellen korresponderer med tilsvarende tabell i kap. 3.2.2. Det understrekes imidlertid at
antallet prøveserier fra den enkelte leverandør var 1-2, mens COWI/IVL’s data er
gjennomsnittsverdier fra 2-6 prøveserier.
Tabell 19. Antall anlegg pr. leverandør med anlegg som i gjennomsnitt har 1,0 mg tot-P/l
eller mindre i utløpskonsentrasjon.
Leverandør
Biovac
Klargester
WehoMini
Odin
Wallax
Zapf
Ant. anlegg
m/<1,0 mg
tot-P/l
7
14
7
11
7
3
Ant.
anlegg
22
21
11
18
8
10
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
49
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
3.7
Fosfor i slamavskiller
En av hypotesene i forbindelse med den stedvis relativt dårlige reduksjonen av fosfor
funnet i forprosjektet, var mulig utlekking av fosfor fra slam i slamavskilleren. Det er
kjent at fosfor kan frigjøres fra slam under anaerobe forhold.
I et utvalg anlegg ble det derfor tatt prøve i slamavskilleren, for analyse av Tot-P og
PO4-P. Av praktiske årsaker er det anleggstypene Odin og WehoMini som var best
egnet for å ta slike prøver. Resultatene er vist i figuren nedenfor.
25
Tot-P
PO4-P
15
10
5
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
14
Odin Maskin
6
Odin Maskin
Odin Maskin
63
Odin Maskin
Odin
62
Odin Maskin
Kongsted
17
Odin Maskin
Kongsted
12
Odin Maskin
Kongsted
12
Odin Maskin
Kongsted
12
Odin Maskin
Kongsted
0
Kongsted
Tot-P (mg/l)
20
14
14
19
38
39
39
39
40
54
54
54
Anleggstype og nummer
Figur 28. Fosforkonsentrasjoner for prøver tatt i slamavskilleren(*Kongsted = WehoMini).
Odin minirenseanlegg pumper utfelt kjemisk slam fra sedimenteringsbasseng tilbake
til slamavskiller. Dvs. at slammet i slamavskilleren består av både forsedimentert
slam og kjemisk slam. Tallene viser en jevn distribusjon av fosfor i Odin anleggene
hvor Tot-P verdiene varierte mellom ca. 5 og 10 mg/l. Disse dataene gir ingen indikasjon på utlekking av fosfor fra sedimentert slam. Variasjonen er imidlertid større for
PO4-P, hvor verdiene varierte fra 0,15 til 5,65 mg/l.
WehoMini minirenseanlegg pumper også utfelt slam tilbake til slamavskilleren, men
til forskjell fra Odin tilsettes fellingskjemikaliene direkte på slamrøret. Avhengig av
hvor effektiv innblandingen er i røret, og hvor mye vann som kommer inn til slamavskilleren, vil man derfor også kunne oppnå en forfellingseffekt. I slike tilfeller vil
man kunne forvente forholdsvis lave fosforverdier i vannprøvene. Resultatene for
WehoMini er interessante i så måte, hvor man for anleggene nr. 17, 62 og 63 tydelig
kan se en slik effekt med gjennomsnittlig konsentrasjoner for Tot-P og PO4-P på henholdsvis ca. 1,8 og 0,4 mg/l i vannfasen.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
50
Ved anlegg nr. 12 er fosforverdiene høyere enn hva man skulle forvente i innløpet til
anlegget. En skal også være klar over at prøven er tatt i vannfasen, dvs. at fosfor som
er bundet til partikulært materiale og har sedimentert ikke er med i prøven. Ved dette
anlegget fungerte imidlertid ikke fosforfellingen, da man kunne se tilsvarende konsentrasjoner i utløpsvannet. Fosfor vil kunne omdannes fra bunden form (partikulært
eller organisk) til ortofosfat i det biologiske behandlingstrinnet, eller at det foregår en
viss utlekking av fosfor fra sedimentene. Undersøkelsene som er utført gir imidlertid
ikke grunnlag for å konkludere hvilke mekanismer som forårsaker dette.
Tallgrunnlaget er lite, og det er viktig å understreke at videre studier av dette er viktig
for å få en forståelse for omfanget, og hvordan dette virker inn på renseanleggenes
drift forøvrig. Når denne kunnskapen finnes vil man kunne ta hensyn til dette ved
driftsoptimalisering.
3.8
Variasjon i renseresultater
Siden vi har gjennomført opp til 6 repeterende besøk på de ulike anleggene, var det
også interessant å se om anleggene oppførte seg stabilt eller om de varierte i ytelse.
For å vurdere dette er det gjort et tilfeldig utvalg blant de anleggene som har hatt minimum 4 anleggsbesøk.
I figurene nedenfor vises variasjon i utløpskonsentrasjon for 5 stk enkeltanlegg av
ulike fabrikat. Figurene er fordelt på parameterne fosfor, organisk stoff (BOF5) og
nitrogen.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
51
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
48 - Wallax
14 - Odin
Besøk-1
Besøk-2
0,5
Besøk-3
0,45
Besøk-4
8
Besøk-1
Besøk-2
7
Besøk-3
0,4
Besøk-4
6
0,35
0,3
5
0,25
4
0,2
3
0,15
2
0,1
1
0,05
0
0
Tot-P (mg/l)
PO4-P (mg/l)
Tot-P (mg/l)
PO4-P (mg/l)
13 - WehoMini
31 - Klargester
8
Besøk-1
Besøk-2
7
Besøk-3
Besøk-4
6
5
3,5
Besøk-1
Besøk-2
3
Besøk-3
Besøk-4
2,5
2
4
1,5
3
1
2
0,5
1
0
0
Tot-P (mg/l)
Tot-P (mg/l)
PO4-P (mg/l)
PO4-P (mg/l)
15 - Biovac
Besøk-1
3,5
Besøk-2
3
Besøk-3
Besøk-4
2,5
2
1,5
1
0,5
0
Tot-P (mg/l)
PO4-P (mg/l)
Figur 29. Variasjon av fosfor i behandlet vann fra ett anlegg fra 5 ulike anleggstyper (NB:
Varierende skala).
Figuren ovenfor viser variasjon i utløpskonsentrasjon for fosfor for 5 ulike anleggstyper, og viser tydelig at denne kan variere forholdsvis mye spesielt når det gjelder TotP. Tilsvarende variasjon ser man ikke for PO4-P, noe som indikerer at utfelling av løst
fosfor var noenlunde stabil for disse anleggene. De høye Tot-P verdiene sammenfaller
med høye SS og KOF verdier (grafer ikke vist her). Dette er nærmere beskrevet i kap.
4.2.2.
Et interessant observasjon er imidlertid i diagrammene for 31-Klargester og 15Biovac, hvor man ser at også PO4-P kan variere forholdsvis mye. For disse konkrete
anleggene varierte PO4-P i området 0,15-1,11 og 0,02-0,64 for henholdsvis 31Klargester og 15-Biovac. Dette skyldes antageligvis belastningsvariasjon i tilfellet 31Klargester, mens i tilfellet 15-Biovac kan doseringsmengden også ha blitt justert.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
52
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
I tilfellet 15-Biovac ser man også et omvendt forhold mellom Tot-P og PO4-P, dvs. i
første prøveserie var fosfatandelen ca. 50 %, mens den i de 3 påfølgende prøveseriene
lå i området 1-2 %. Dersom reduksjonen i PO4-P var et resultat av økt dosering, kan
dette ha medført høyere slamproduksjon med påfølgende redusert avskillingsgrad.
Dette er nærmere vurdert i kap. 4.
48 - Wallax
14 - Odin Maskin
Besøk-1
Besøk-2
Besøk-3
Besøk-4
20
18
16
Besøk-1
Besøk-3
18
Besøk-4
16
14
14
12
12
10
10
8
8
6
6
4
4
2
2
0
Besøk-2
20
0
BOF5 (mg/l)
BOF5 (mg/l)
31 - Klargester
13 - WehoMini
Besøk-1
Besøk-1
Besøk-2
20
Besøk-3
18
Besøk-4
Besøk-3
45
16
40
14
35
12
30
10
25
8
20
6
15
4
10
2
5
0
Besøk-2
50
Besøk-4
0
BOF5 (mg/l)
BOF5 (mg/l)
15 - Biovac
Besøk-1
Besøk-2
20
Besøk-3
18
Besøk-4
16
14
12
10
8
6
4
2
0
BOF5 (mg/l)
Figur 30. Variasjon av organisk stoff (BOF5) i behandlet vann fra ett anlegg fra 5 ulike anleggstyper (ikke data for prøveserie 2, for anlegg 15-Biovac).(NB: Varierende skala)
Figurene ovenfor viser forholdsvis beskjeden variasjon mht. utløpskonsentrasjoner
for BOF5. Dette viser dermed at anleggene er tilsynelatende godt dimensjonerte for
reduksjon av organisk stoff, noe de øvrige data også bekrefter (jfr. kap. 3.2.1, 3.3 og
3.6.1).
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
53
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Utløpskonsentrasjonene er også jevnt over forholdsvis lave, unntatt for 13WehoMini, noe som indikerer at dette anlegget er høyere belastet enn de øvrige.
48 - Wallax
14 - Odin Maskin
Besøk-1
Besøk-1
35
Besøk-2
100
Besøk-3
90
30
Besøk-2
Besøk-3
Besøk-4
80
25
70
60
20
50
15
40
30
10
20
5
10
0
0
NO2/NO3-N (mg/l)
NO2/NO3-N (mg/l)
NH4-N (mg/l)
31 - Klargester
NH4-N (mg/l)
13 - WehoMini
Besøk-1
Besøk-1
Besøk-2
100
Besøk-2
100
Besøk-3
Besøk-3
90
Besøk-4
90
80
80
70
70
60
60
50
50
40
40
30
30
20
20
10
10
Besøk-4
0
0
NO2/NO3-N (mg/l)
NO2/NO3-N (mg/l)
NH4-N (mg/l)
NH4-N (mg/l)
15 - Biovac
Besøk-1
Besøk-2
100
Besøk-3
90
Besøk-4
80
70
60
50
40
30
20
10
0
NO2/NO3-N (mg/l)
NH4-N (mg/l)
Figur 31. Variasjon av nitrogen i behandlet vann fra ulike anleggstyper (NB: Varierende skala).
Diagrammene ovenfor bekrefter at anlegg 13-WehoMini er forholdsvis høyt belastet,
da det vises ingen tegn til nitrifikasjon. Svært høye NH4-N konsentrasjoner kombinert
med lave NO2/NO3-N konsentrasjoner i området 0,1-0,2 mg/l bekrefter dette.
Anleggene 48-Wallax og 31-Klargester viser stabil nitrifikasjon i anleggene. Anlegg
14-Odin viser ikke noe tegn til nitrifikasjon, noe som indikerer at anlegget er høyt
belastet eller at nitrifikasjonen er hemmet.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
54
En interessant observasjon ligger i diagrammene for 15-Biovac, hvor man ser at fra å
ha stor grad av nitrifikasjon i prøveserie 1 til nesten ingen nitrifikasjon prøveserie 2,
med fortsatt liten grad av nitrifikasjon i prøveserie 3 og 4. Dette viser at å vende fra
høy til lav nitrifikasjonsgrad kan skje raskt. Bakteriene som står for nitrifikasjonen
vokser langsommere, og vil bli utkonkurrert i et system hvor organisk stoff er lett tilgjengelig, som i et høyt belastet anlegg. Dette korresponderer med diagrammet for
BOF5 ovenfor hvor man også observerer høyere verdier i prøveserie 3 og 4 (mangler
data for prøveserie 2), dvs. en endring i belastning.
Det som også er interessant med dette anlegget er at lav nitrifikasjonsgrad korrelerer
meget godt med lave PO4-P konsentrasjoner i figur 29. Trekker man i tillegg inn pH
verdiene målt i de ulike prøveseriene (4,2 – 7,0 – 7,1 – 6,8), ser man at den relativt
høye PO4-P konsentrasjonen i prøveserie 1 kan skyldes at nitrifikasjon medvirket til
at man ikke hadde optimal pH.
3.9
Multivariat analyse
3.9.1
Metode
Multivariat analysen er utført med metoden ”prinsipalkomponentanalyse” (PCA –
Principal Component Analysis), som er en standardmetode i multivariat statistikk og
er et verktøy for å visualisere mønster i data.
Metoden PCA baseres på at data plasseres i et multidimensjonelt datarom med en variable per akse/dimensjon. En regresjonslinje (trendlinje) dras i den retning som datarommet har størst utstrekning. Linjen kalles prinsipalkomponent 1 (PC1). PC2 dras
deretter på samme måte, vinkelrett mot PC1, i det resterende datarommet, osv. På
denne måten forenkles (approksimeres) data med et færre antall dimensjoner/variabler. Disse er kombinasjoner av de opprinnelige variablene og kalles prinsipalkomponenter. Det antall prinsipalkomponenter som er nødvendig for å forklare
den systematiske variasjonen i dataene tilsvarer antallet uavhengige variasjonskilder i
dataene.
Når PCA benyttes for visualisere mønster i data anvendes normalt to typer diagram. I
et av diagrammene (observasjonsdiagram = Score plot) projiseres de ulike observasjonene i to dimensjoner, tilsvarende PC1 og PC2. Observasjoner med tilsvarende
variabelmønster havner nære hverandre i grafen. I den andre typen diagram (variabeldiagram = Loading plot) kan variablenes beliggenhet synliggjøres i forhold til de to
prinsipalkomponenter. Variable (analyserte parametere) som havner nære hverandre i
diagrammet samvarierer, mens variable som havner i motsatt ende av diagrammet er
negativt korrelerte.
Ved å tolke begge diagrammene fra en modell samtidig får man ytterligere informasjon. En observasjon med høy relativ konsentrasjon av en bestemt parameter havner i
samme del av observasjonsdiagrammet (Score plot) som den aktuelle parameteren i
variabeldiagrammet (Loading plot). En observasjon med lav relativ konsentrasjon for
denne parameteren havner i diagonalt motsatt ende av diagrammet.
Som basis for modelleringen, dvs. i forkant av analysen, er data sentrert og skalert til
lik varians for alle variabler, noe som medfører at samtlige variable får like stor på-
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
55
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
virkning på modellen. Utover dette har alle variable, utenom pH og temperatur, blitt
logaritmisert, ettersom fordelingen for disse variablene ikke er normalfordelt, noe
som er en forutsetning for multivariat analyse.
3.9.2
Resultater - MVA
Forklaringsgraden for den produserte PCA modellen er 64 %, noe som er et akseptabelt nivå. Figuren nedenfor viser det såkalte observasjonsdiagrammet (Score-plot),
altså hvor de ulike observasjonene havner når man projiserer de på det plan som sprer
de mest.
Biovac
4
Klargester
Kongsted
Odin Maskin
Wallax
Zapf
2
1
3
2
t[2]
1
0
-1
-2
-3
-4
3
4
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
t[1]
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03:55
Figur 32. Observasjonsdiagram (Score plot) for alle observasjoner.
Figuren viser at de ulike prøvene viser et meget variert og sammensatt bilde mht. alle
variable, da punktene er spredd over hele diagrammet. Den viser også at data for
hvert fabrikat varierer over en stor flate og at flatene i stor grad sammenfaller. Dette
betyr at samme type anlegg har forskjeller mellom ulike steder og prøvetakinger
(f.eks. pga. belastningsvariasjon), samtidig som det er vanskelig å entydig si at den
ene anleggstypen er bedre enn den andre.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
56
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
En del mønster ser man dog:
Biovac har meget stor spredning i observasjonene, og havner i stor utstrekning i 1.
kvadrant, med flere observasjoner langt fra origo.
Klargester har forholdsvis liten spredning i observasjonene, og har tyngdepunkt av
observasjoner i 2. kvadrant, relativt nære origo.
WehoMini (Kongsted) ser ut til å ligge i et område som går diagonalt gjennom 2. og
4. kvadrant.
Odin Maskin ligger først og fremst i 4 kvadrant og ganske langt fra origo.
Wallax ligger i hovedsak forholdsvis langt fra origo, og først og fremst i 2. og 3.
kvadrant.
Zapf er spredd over alle kvadranter og ligger generelt nær origo.
Hva betyr så dette? Hvor skal punktene ligge for å indikere en god funksjon? En del
av svaret får vi ved å sammenligne figuren ovenfor med variabeldiagrammet (Loading plot) i figuren nedenfor.
0.5
NO3-N
PO4-P
0.4
Tot-P
0.3
0.2
COD
SS
p[2]
0.1
Temp.
-0.0
BOD5
-0.1
-0.2
E. coli
-0.3
Enterococ.
-0.4
pH
NH4-N
-0.1
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
p[1]
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:08:41
Figur 33. Variabeldiagram (Loading plot) for alle observasjoner, dvs. variablenes
beliggenhet planprojisert.
Vi ser at BOF5 ligger langt til høyre, nære x-aksen. Det betyr at prøver med høy BOF5
havner langt til høyre også i observasjonsdiagrammet (Score-plot, figur 32). Ettersom
vi ønsker lav BOF5 er det altså bra om observasjonen i figur 32 havner langt til venstre, i 2. eller 3. kvadrant. Så enkelt hadde det vært om man kun hadde vært interessert i
BOF5. I virkeligheten vil observasjonenes beliggenhet i figur 32 påvirkes av verdien
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
57
på alle variablene (parameterne) i prøven. Dersom prøven f.eks. hadde både en lav
BOF5 og NO3-N verdi ville punktet snarere ligge i 3. eller 4. kvadrant.
Nå er vi imidlertid så heldige at de viktigste parameterne som vi er interessert i, nemlig BOF5, SS, KOF og Tot-P, ligger forholdsvis godt samlet langt ut til høyre. De ligger også med en svak dragning oppover i 1. kvadrant, hvilket innebærer at det for oss
er best om observasjonene ligger langt til venstre i 3. kvadrant, forholdsvis nære xaksen. Der er det imidlertid ikke mange punkter totalt sett, men de som ligger der tilhører Klargester og Wallax anleggene.
Dersom vi også tar hensyn til at det er positivt med lavt innhold av levende tarmbakterier og høyt innhold av nitrat, så kan man si at ”gode” anlegg dras opp mot venstre
del av 2. kvadrant. Der finner vi foruten flere Wallax og Klargester, også en del WehoMini anlegg.
Dvs. at der hvor man vil at observasjonene skal ligge er avhengig av hvordan man
prioriterer de ulike variablene i forhold til hverandre. Som det er utført i denne modellen, vil alle variable innvirke like mye på punktenes plassering. Det er derfor viktig å notere at både temperatur og pH vil forflytte punktene, selv om vi ikke er primært interessert i en viss pH eller temperatur på vannet.
Disse variablene er med på figur 33 for at vi skal kunne se sammenhengen mellom
ulike variable. At temperaturen ligger nære origo og langt fra de øvrige variablene,
betyr at den ikke påvirker de andre noe særlig. For pH er forholdet annerledes. pH
ligger nære både NH4-N og de to typene tarmbakterier. Det betyr at på en eller annen
måte hører høy verdi av disse parameterne sammen.
Det er flere mulige årsaker til nettopp dette. Nitrifikasjon, altså en økning av nitrat og
reduksjon av ammonium, gir en senkning av pH. Dette forklarer trolig at høyt innhold
av NO3-N nesten sammenfaller med lav pH. For pH og bakterieinnholdet er det mest
sannsynlig at lav pH gir dårligere levevilkår for tarmbakteriene.
Andre sammenhenger som man ser er mer selvsagte. At BOF5 og KOF ligger i samme område er naturlig da begge er mål på organisk stoff. KOF ligger nærmere SS,
ettersom alt det organiske materialet i SS gir utslag som KOF, mens dette måles i
mindre grad som BOF5. På samme måte ser man at Tot-P er mye sterkere knyttet til
SS enn hva tilfellet er for PO4-P som ikke kan sies å ha noen sammenheng med SS
overhodet.
Dersom pH og temperatur tas bort fra analysen blir resultatet i prinsipp det samme, og
både observasjons- og variabeldiagrammet vil se omtrent likt ut. Dette fordi temperaturen ligger nære origo og langt fra øvrige parametere, samt den tette sammenhengen
mellom pH og NH4-N.
Figur 34 viser hvordan ulike prøvetakinger på samme anleggstype varierer, og de ulike fabrikatenes plassering tydeligere enn i figur 32. Det ideelle område er også markert med gul ring.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
58
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Klargester
Kongsted
Odin Maskin
Wallax
Zapf
Biovac
4
3
3
2
2
1
1
t[2]
t[2]
Biovac
4
0
Klargester
Kongsted
Odin Maskin
-1
-2
-2
-3
-3
Biovac
Klargester
-4
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
-5
-4
-3
-2
-1
t[1]
0
1
2
Biovac
Klargester
Kongsted
3
4
5
t[1]
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03:55
Odin Maskin
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03: 55
Wallax
Zapf
Biovac
4
3
3
2
2
1
1
t[2]
4
0
Klargester
Kongsted
Odin Maskin
Wallax
Zapf
0
-1
-1
-2
-2
-3
-3
Odin
WehoMini
-4
-4
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
-5
-4
-3
-2
-1
t[1]
0
1
2
Biovac
Klargester
Kongsted
3
4
5
t[1]
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03:55
Odin Maskin
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03: 55
Wallax
Zapf
Biovac
4
4
3
3
2
2
1
1
t[2]
t[2]
Zapf
0
-1
-4
t[2]
Wallax
0
Klargester
Kongsted
Odin Maskin
Wallax
0
-1
-1
-2
-2
-3
-3
Wallax
-4
Zapf
Zapf
-4
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
t[1]
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
t[1]
SIMC A-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03:55
SIMCA-P+ 11.5 - 2008-02-25 11:03: 55
Figur 34 Observasjonenes plassering for de ulike anleggstypene. (Gul ring markerer målområde).
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
4
Diskusjon
4.1
Generelt
59
I kapittel 3 er de ulike resultatene presentert. I dette kapitlet blir disse resultatene diskutert mer inngående, hvor det er forsøkt å analysere betydningen av og årsaken til
funnene. I denne forbindelse er det naturlig å fokusere på de funn som er knyttet til
myndighetenes nåværende eller trolig kommende krav, dvs. fosfor og organisk stoff i
Norge/Sverige, og nitrogen og bakterier i Sverige.
Det har ikke vært denne undersøkelsens hensikt å rangere de ulike anleggstypene. Fra
bransjen er det imidlertid et uttrykt ønske om få sammenlignet de enkelte anleggstypenes ytelse. Dette er således også diskutert i dette avsnittet.
I vurderingen av datagrunnlaget har en brukt utvalgskriterier. Disse utvalgskriteriene
er basert på at resultater som med stor sannsynlighet er feil, enten prøvetakingsfeil
eller analysefeil, er strøket fra datagrunnlaget. I denne sammenhengen er det særlig
parameterne SS og tot-P som kan være påvirket.
Leverandørforeningen for godkjente minirenseanlegg (LfM) har engasjert Aquateam
for å vurdere både datagrunnlaget, og hvordan dette er bearbeidet. I denne forbindelse
har Aquateam foreslått en grenseverdi på 500 mg/l for SS, hvor de sier at prøver med
høyere verdier enn dette må inneholde slampartikler som følger med under prøvetaking. Grensen er basert på den beregnede innløpskonsentrasjonen på ca. 330 mg SS/l
(fra pilotprosjektet), og at ingen anlegg over tid vil kunne levere utløpsvann med en
kvalitet som er dårligere enn innløpsvannets. Tilsvarende vurdering i forbindelse med
totalfosfor gir en grenseverdi på 20 mg tot-P/l. Vårt utgangspunkt var likt med Aquateam’s, men vi hadde ikke strøket 2 prøveserier hvor utløpskonsentrasjonene for SS
var på henholdsvis 564 og 590 mg SS/l, samt en prøveserie hvor totalfosfor var på
21,2 mg tot-P/l. Dvs. kun 3 prøveserier, og omtrent samme nivå på grenseverdier, slik
at konklusjonen er at det ikke foreligger noen faglig uenighet om utvalgskriteriene. I
vurderingen av datagrunnlaget er Aquateam’s grenseverdier benyttet, dvs. ovennevnte
prøveserier (3 stk) er strøket.
Aquateam foreslår videre å forkaste 4 datasett basert på sammenhengen mellom partikulær fosfor og SS, da disse prøvene avviker for mye fra den ”teoretiske” sammenhengen, illustrert ved en lineær trendlinje i et plott av SS mot partikulær P (tot-P minus orto-P). Ett av disse datasettene er sammenfallende med prøven nevnt ovenfor
hvor totalfosfor hadde en konsentrasjon på 21,2 mg tot-P/l, og serien er strøket med
bakgrunn i ovennevnte utvalgskriterier. Den ene prøveserien har en partikulær P konsentrasjon på 0,05 mg/l samtidig med 180 mg SS/l. Dette virker ikke sannsynlig, og
datapunktet er strøket. Dvs. det gjenstår 2 aktuelle datasett å diskutere. Aquateam sier
videre i sin rapport at slam fra biologisk/kjemiske renseanlegg normalt inneholder 3
% fosfor som prosent av SS. Dette tallet er kjent for større sentrale renseanlegg, men
vi kjenner ikke til tilsvarende tallgrunnlag for minirenseanlegg. I tillegg vil variasjonen være større for minirenseanlegg, slik at det er ikke et faglig grunnlag for å bruke
det generelle forholdet på 3 % for denne typen anlegg. Aquateams beregning viser at
partikulær fosfor er om lag 4 % av SS (jfr. den ”teoretiske” sammenhengen ovenfor)
De 2 datasettene Aquateam foreslår å stryke varierer fra 2,3 til 6,8 % (part. P som %
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
60
av SS). Etter vår oppfattelse er dette ikke store statiskiske avvik, og med de usikkerheter som er knyttet til slike sammenhenger, finner vi det for vilkårlig å stryke disse
datasettene. Datasettene er derfor beholdt i vurderingene.
Til slutt har Aquateam foreslått å fjerne samtlige tot-P resultater hvor ikke den enkelte prøven samtidig er analysert for SS. Dette betyr at samtlige prøver som kun er analysert for tot-P og BOF5 skal strykes. Med tanke på at man ovenfor allerede har definert en grense på 20 mg tot-P/l, samt at dette ville betydd at nærmere 50 % av prøvene skulle strykes, er en slik fremgangsmåte funnet faglig ubegrunnet og uakseptabel,
og ikke tatt til følge.
Feil på utstyr og manglende kjemikalier er knyttet til drift og vedlikehold av anleggene. Denne undersøkelsen har avdekket anlegg hvor driftsforstyrrelser av denne art har
medført høye utløpskonsentrasjoner av fosfor. Dette gjelder 1 stk anlegg som ikke
hadde doseringsutrustning montert (Biovac), samt 2 stk anlegg hvor doseringen åpenbart ikke fungerte (1 stk Biovac og 1 stk WehoMini). Ingen resultater fra disse anleggene er tatt med i datagrunnlaget som er diskutert, da disse er vurdert som ikke representative anlegg, samt at de ville ha hatt stor innvirkning på gjennomsnittsverdiene
for hele undersøkelsen. I tillegg er en serie fra ett Zapf anlegg strøket da styringssystemet hadde funksjonsfeil ved prøveuttak.
Odin har rapportert at 2 av anleggene deres har hatt driftsforstyrrelser i perioden hvor
prøvetaking fant sted, og har foreslått at disse anleggene skulle strykes i sin helhet. I
vurderingen av datagrunnlaget er 2 stk prøveserier slettet iht. utvalgskriterier som
diskutert i ovenfor. Det er ikke funnet andre vektige argumenter i datagrunnlaget for å
fjerne ytterligere datasett fra denne leverandøren. Et bærende prinsipp i utvelgelsen
av data har vært at samtlige anlegg og prøver inngår, utenom i de tilfellene hvor feil i
prøvetaking eller analysefeil er tydelige. Deretter medtas ikke prøver fra anlegg som
åpenbart ikke fungerer overhodet for beregning av gjennomsnittsverdier, ettersom det
ville påvirket middelverdiene for mye. Man ville da ikke få noen god oppfattelse om
hvor bra anlegget normalt fungerer.
Basert på ovenstående betraktninger er det som beskrevet i kap 3.2 identifisert usikkerhet ved totalt 23 prøver, hvorav 10 skyldes usikkerhet ved prøvetaking/analyse, 3
stk skyldes analysefeil og 10 stk skyldes forhold ved anleggene som gjør resultatet
ikke representativt. I de tilfellene hvor det er usikkerhet ved prøvetaking/analyse og
forhold ved anlegget er hele prøveserien (dvs. alle parametere i samme prøve) strøket.
Der hvor det er mistanke om analysefeil er kun den enkelte parameter strøket.
Som nevnt i kapittel 2.4 anses ikke driftsforstyrrelser og evt. manglende slamtømming som feilkilder i denne sammenhengen, men som driftsmessige årsaker til anleggenes ytelse. Som beskrevet i forprosjektet kan dette ha flere årsaker og ved god oppfølging av anleggene bør dette oppdages og rettes opp.
4.2
Organisk stoff
Som vist i kapittel 3.2, 3.5 og 3.6 leverer samtlige anleggstyper tilfredsstillende resultater mht. reduksjon av organisk stoff. Dette bekrefter dermed resultatene fra forprosjektet, og viser at anleggene fungerer bra mht. de biologiske renseprosessene.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
61
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
I forurensningsforskriften er det stilt krav til reduksjon av organisk stoff, målt som
BOF5. Dette er en forholdsvis kostbar, og ikke minst en tidkrevende analyse. Det kan
derfor være av interesse å se om andre parametere kan erstatte BOF5. Forurensningsforskriften gir åpning for dette, men dette krever eventuelt et godt datagrunnlag. I
denne undersøkelsen er derfor innhold av organisk stoff også analysert som KOF, for
å se hvor godt disse parameterne korrelerer i utløpsvannet.
Figuren nedenfor viser en forenklet korrelasjon mellom KOF og BOF5. Forenklingen
består i at det forutsettes at forholdet er lineært, og at trendkurven er valgt å gå gjennom origo. Årsaken er at det forenkler en evt. bruk av KOF som surrogatparameter
for BOF5 ved etterprøving av reduksjon av organisk stoff.
200
y = 0,1584x
2
R = 0,3808
180
160
140
BOF5
120
100
80
60
40
20
0
0
100
200
300
400
500
600
700
KOF
Figur 35. Korrelasjon mellom KOF og BOF5 i utløpsvann.
Som nevnt i kapittel 3.2.1 er det relativt stor forskjell for denne forenklede modellen
om utløpskonsentrasjonen er over eller under 80 mg KOF/l. Dette skyldes i første
omgang en del forholdsvis høye BOF5 verdier i området 80 – 150 mg BOF/l, markert
med rød sirkel på figuren ovenfor. Utløpskonsentrasjonene av organisk stoff er generelt lave. Av samtlige prøver var ca. 60 % lavere enn 80 mg KOF/l.
Datagrunnlaget i denne undersøkelsen gjør det ikke mulig å endelig tallfeste en bestemt korrelasjon mellom BOF5 og KOF, men det antyder at forholdet ved godt renset
vann kan uttrykkes lineært med følgende formel:
BOF5 (mgO / l ) = A ⋅ n (mgKOF / l ) − B(mgKOF / l ) ,
hvor
n = målt KOF konsentrasjon
A = 0,1 til 0,15
B = 10 til 50
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
62
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Innholdet av organisk stoff i utløpsvann er også vurdert i sammenheng med parametere som pH og SS. Forholdet mellom innhold av KOF/BOF5 og SS er vist i figuren
nedenfor.
BOF vs. SS
KOF vs. SS
Linear (BOF vs. SS)
Linear (KOF vs. SS)
500
450
400
KOF eller BOF5 (mg/l)
350
y = 0,6724x + 51,933
R2 = 0,6435
300
250
200
150
100
y = 0,0663x + 8,4672
R2 = 0,1609
50
0
0
100
200
300
400
500
600
SS (mg/l)
Figur 36. Forholdet mellom SS og organisk stoff (KOF/BOF5)
Figuren ovenfor viser at innholdet av organisk stoff analysert som KOF i utløpsvann
er påvirket av innholdet av SS. Dette er ikke noe nytt, og kan sies å være et forventet
resultat.
Trendkurvene i diagrammet ovenfor antyder også nivået for den løste fraksjonen av
organisk stoff i utløpet, med ca. 50 mg KOF/l og ca. 8,5 mg BOF5/l, når innholdet av
suspendert stoff er på 0 mgSS/l.
Det som også er interessant ved figuren er at den antyder at KOF er mye sterkere
knyttet til SS enn hva er tilfellet for BOF5. Dette betyr på at en stor andel av det organiske materialet som unnslipper med det suspenderte stoffet ikke er lett biologisk
nedbrytbart.
Ved å måle både KOF og SS ville man sannsynligvis kunne estimere BOF5 med større sikkerhet. Det vil dog ikke gi så stor gevinst annet enn i tid, ettersom SS ikke heller
er lett å analysere i felt. En mulighet kan være å direkte på plass med hjelp av et engangsfilter med sprøyte filtrere en liten mengde (ca. 5 ml) av det behandlede vannet.
Av det filtrerte vannet (SS 0 mg/l) pipetteres en del til et KOF testrør. Oppvarming
og avlesning av løst KOF kan dermed gjøres senere på dagen for alle innsamlede prø-
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
63
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
ver. Her skulle man sikkert finne sammenheng som er tilstrekkelig sikre for å estimere BOF5. Sammenhengen skulle dog være forskjellig i ulike områder, avhengig av
mengden humus i det benyttede råvannet.
Utløpskonsentrasjon av organisk materiale som en funksjon av pH er vist i figuren
nedenfor.
BOF vs. pH
KOF vs. pH
Linear (KOF vs. pH)
450
400
Linear (BOF vs. pH)
KOF eller BOF5 (mg/l)
350
300
250
200
150
100
50
0
4,00
4,50
5,00
5,50
6,00
6,50
7,00
7,50
8,00
8,50
pH
Figur 37. Utløpskonsentrasjon av KOF og BOF5 ved ulike pH verdier
Figuren antyder en høyere reduksjon av organisk stoff ved lavere pH verdier i utløpsvannet. Dette kan tolkes som en indikasjon på at lavt belastede anlegg i undersøkelsen har en høy grad av nitrifikasjon, som bidrar til å redusere pH. Dette bekreftes
av figuren nedenfor som viser at BOF5 i utløpsvannet avtar med lavere innhold av
NH4-N.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
64
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
120
BOF vs. NH4
Linear (BOF vs. NH4)
100
NH4 (mg/l)
80
60
40
20
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
BOF5 (mg/l)
Figur 38. Utløpskonsentrasjon av BOF5 sammenlignet med NH4-N.
Anleggstypen Klargester har særlig lav pH i utløpsvannet, med gjennomsnittlig pH på
ca. 5,1. Data i tabell 12 (kap. 3.6) viser at Klargester har klart lavest utløpskonsentrasjon av BOF5, og samtidig lavest konsentrasjon av NH4-N. Nitrifikanter (autotrofe bakterier som omsetter NH4-N til NO2/NO3-N) har lavere vekstrate enn heterotrofe organismer, og i de aller fleste tilfeller inntreffer nitrifikasjon i lavt belastede
anlegg, med samtidig høygradig omsetning av organisk stoff (utført av heterotrofe
bakterier). Dette betyr dermed at pH påvirkes av nitrifikasjon, og antyder at råvannet
har lav bufferkapasitet.
4.3
Fosfor
Resultatene fra denne undersøkelsen viser at reduksjonen av fosfor i gjennomsnitt i de
undersøkte anleggene ikke tilfredsstiller de krav som er satt av myndighetene. Dette
gjelder både det prosentvise kravet satt i forurensningsforskriften, og konsentrasjonskravet satt i forslag til ny lokal forskrift i Morsa.
Det er viktig å understreke at dette ikke er ensbetydende med at anleggene ikke fungerer. Ser man på medianverdien av samtlige prøver (kap. 3.5) er andelen prøver under
grenseverdien på 1,0 mg tot-P/l ca. 55 %. Dvs. over halvparten av prøvene overholder
kravet. Dersom innløpskonsentrasjonen er 15,0 mg totP/l viser resultatene at over 70
% av prøvene har mer enn 90 % reduksjon av tot-P (90 % renseeffekt). Dette er en
klar forbedring i forhold til resultatene fra pilotprosjektet hvor kun 10 av 24 prøver
(42 %) kunne vise til samme reduksjon.
Avhengig av hva som defineres som innløpskonsentrasjon for fosfor oppnår anleggene i gjennomsnitt en renseeffekt på om lag 82-88 % (jfr. kap. 3.2.2).
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
65
I forprosjektet ble det trukket frem følgende potensielle årsaker til problemer med full
oppnåelse av definert rensekrav:
•
•
•
•
•
•
•
Ikke optimal fellings-pH
For lav doseringsmengde
Ikke tilfredsstillende innblanding av kjemikalier
Ikke tilfredsstillende koagulering/flokkulering/sedimentering
Frigjøring av fosfor fra slamavskiller
Feil på utstyr
Manglende kjemikalier
Som nevnt i kapittel 4.1. har denne undersøkelsen avdekket anlegg hvor driftsforstyrrelser (feil på utstyr / manglende kjemikalier) har medført høye utløpskonsentrasjoner
av fosfor. Resultatene fra disse anleggene er ikke medtatt i det tallgrunnlaget. Det er
imidlertid interessante observasjoner, og dersom disse resultatene hadde vært inkludert ville gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner for Tot-P for Biovac og WehoMini
vært henholdsvis 3,7 og 3,4 mg Tot-P/l, og tilsvarende tall for PO4-P henholdsvis 1,5
og 3,3 mg PO4-P/l. Legges disse data til det totale datagrunnlaget ville dette ha gitt
gjennomsnittlige utløpskonsentrasjoner på 2,3 mg tot-P/l og 0,9 mg PO4-P/l.
Som nevnt er det valgt å betrakte disse anleggene som ikke representative. Det er
imidlertid viktig å merke seg at slike hendelser gir store utslag, og dersom mange anlegg har slike driftsforstyrrelser, vil det ha betydelig innvirkning på et forurensningsregnskap.
De øvrige mulige årsakene til manglende oppnåelse av fosforkrav er prosessrelaterte
og er punktvis diskutert nedenfor.
4.3.1 Ikke optimal fellings-pH
Som vist i kap. 3.2.5 opererer kun ca. 30 % av anleggene innenfor optimal fellingspH. Dette kan skyldes overdosering av fellingskjemikalier, redusert pH pga. nitrifikasjon eller naturlig lav pH i råvannet. Sistnevnte årsak anses som lite sannsynlig da
råvann enten er kommunalt vann hvor pH kontrolleres, eller fra grunnvannsbrønn
som normalt har relativt høy pH.
I figuren nedenfor er innhold av PO4-P og NH4-N plottet som funksjon av pH. Innhold av NH4-N kan brukes som et mål på grad av nitrifikasjon. I innløpsvannet er det
forventet at en stor andel av nitrogenet foreligger som NH4-N. Lave konsentrasjoner
av NH4-N i utløpsvannet kan derfor tolkes som høy grad av nitrifikasjon. Nitrifikasjon er en prosess som forbruker alkalitet, og dersom vannet har lav bufferkapasitet
vil pH synke, illustrert ved følgende forenklede reaksjon for nitrifikasjon:
NH 4 + 2O2 ⇒ NO3 + 2 H + + H 2 O
+
−
Crites og Tchobanoglous (1998) viste at om lag 7 g alkalinitet (som CaCO3) ble fjernet for hvert g ammonium nitrogen (som N) som ble oksidert.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
66
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
2,5
110
PO4-P vs. pH
NH4-N vs. pH
Linear (NH4-N vs. pH)
90
2
y = 16,202x - 65,508
2
R = 0,3598
50
1
NH4-N (mg/l)
PO4-P (mg/l)
70
1,5
30
0,5
0
3,50
10
4,00
4,50
5,00
5,50
6,00
6,50
7,00
7,50
8,00
-10
8,50
pH
Figur 39. PO4-P og NH4-N som funksjon av pH.
Figuren ovenfor bekrefter at NH4-N konsentrasjonene er høyere med høyere pH, en
indikasjon på at lavere NH4-N verdier er et resultat av nitrifikasjon i anleggene. Samtidig ser man en del relativt høye PO4-P verdier ved lav pH verdi. Dette kan tolkes
som at anleggenes koaguleringsprosess er negativt påvirket av pH som er redusert
pga. nitrifikasjon. PO4-P varierer imidlertid sterkt uansett pH verdi, slik at det er ikke
mulig å konkludere med bakgrunn i datagrunnlaget.
Det som er noe overraskende med figuren ovenfor er de relativt lave PO4-P verdiene
ved så lav pH verdi som 4 – 5. Selv om det er oppgitt fra leverandøren (Kemira) at
det optimale pH området er mellom 6 og 7, er det ikke slik at all utfelling opphører
som følge av at man er utenfor dette pH området. Som tidligere nevnt benyttes aluminiumsbaserte produkter som fellingskjemikalie. Konsentrasjonen av AlPO4 i likevekt
med løst fosfor (PO4-P) er vist i diagrammet nedenfor.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
67
Figur 40. AlPO4-likevekt mot PO4-P som funksjon av pH (Tchobanoglous et. al. 2003).
Figuren viser at både løst fosfor (PO4-P) og løst aluminium er høyere ved lave pH
verdier. Det som er verdt å merke seg er at selv om pH faller ned mot 5 og nærmere
4,5 vil fortsatt en stor del av fosforen være bundet som AlPO4 (og andre aluminium/fosfor/hydroksid forbindelser).
At nitrifikasjonsprosessen er sterkt pH avhengig er et kjent faktum i forbindelse med
avløpsrensing. I litteraturen kommer det ofte frem at nitrifikasjonsprosessens optimale pH er i det nøytrale til litt basiske område, dvs. pH mellom 7 og 8, og at nitrifikasjonen inhiberes kraftig av lav pH. F.eks. i den anerkjente læreboken Metcalf & Eddy:
Wastewater Engineering sier man at ved pH under 5,8 – 6,0 er nitrifikasjonsratene
10-20 % av hva den er ved pH på 7 (Tchobanoglous et. al. 2003). Det skulle derfor
tilsi at det er lite sannsynlig at det virkelig er nitrifikasjon som driver pH ned så langt
som er observert her. Ved IVL Svenska Miljøinstitutet har man imidlertid under kontrollerte betingelser sett at nitrifikasjon kan drive pH så langt ned som til 5,3 (Gannholm 2005). Senere forskning har også vist at nitrifikasjon kan foregå med forholdsvis høye rater også ved lavere pH (Tarre et. al. 2004, de Boer & Kowalchuk 2001,
Gieseke et. al. 2006 og Tarre & Green 2004). Her rapporteres høy grad av nitrifikasjon ved så lav pH som under 4, og den dominerende hypotesen er at det er spesielle
acidofile (”syre-elskende”) bakterier i Nitrospira og/eller Nitrosomonas familien som
hovedsakelig står for nitrifikasjonen under slike forhold.
Dosering av fellingskjemikalier senker pH ved de enkle formlene:
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Al 3+ + H n PO4
3− n
68
↔ AlPO4 + nH +
2 Al 3− + 3OH − ↔ Al (OH ) 3
En overdosering av fellingskjemikalie kan derfor relativt enkelt drive pH under det
optimale området.
Dette gjør at overdosering også kan være en sannsynlig årsak for senking av pH så
langt ned som mellom 4 og 5, og at det er en medvirkende årsak til de noe høyere fosforverdiene i dette området.
At man oppnår relativt lav PO4-P konsentrasjon, selv i dette området, og samtidig har
lave NH4-N verdier (dvs. tydelig tegn på nitrifikasjon) kan skyldes at pH svinger opp
og ned med intermittent dosering, og at en større andel fosfor som allerede bundet
som AlPO4 fortsatt er i likevekt med løst fosfor som vist på figuren ovenfor. Samtidig, dersom doseringen skjer uavhengig av biotrinnet (som er tilfelle for Klargester
og WehoMini), vil ikke nitrifikasjonen bli påvirket. Som nevnt ovenfor forbruker i
tillegg nitrifikasjonsprosessen alkalitet, og dersom kjemikalier tilsettes vann med lav
alkalitet (dvs. nitrifisert vann) vil man få en situasjon hvor pH faller relativt drastisk.
En samlet vurdering gjør dermed at det trolig er en kombinasjon av høy dosering og
nitrifikasjon som gjør at pH faller under optimalt område.
4.3.2 For lav doseringsmengde
Dette punktet ble inngående analysert i forprosjektet. Der ble det konkludert at doseringsmengdene var lavere enn hva man normalt benytter på større sentrale renseanlegg.
I de samtaler som er gjennomført med de ulike leverandørene i forbindelse med denne undersøkelsen har flere leverandører informert om at de har økt doseringsmengdene.
Dette samsvarer med den markante nedgangen i utløpskonsentrasjon for PO4-P. I forprosjektet lå dette på 2,71 mg PO4-P/l og i denne undersøkelsen er dette redusert til
0,30 mg PO4-P/l.
Det er ikke oppgitt hva nye doseringsmengder er justert til, men etter PO4-P konsentrasjonene å dømme, doseres det langt høyere nå enn tidligere. Som antydet ovenfor er
trolig situasjonen nå at det doseres høyere mengder enn ønskelig i enkelte anlegg.
Konsekvensene av dette er diskutert i kap. 4.3.1 og 4.3.4.
4.3.3 Ikke tilfredsstillende innblanding av kjemikalier
I forprosjektet ble det satt spørsmålstegn ved hvor effektiv innblandingen av fellingskjemikaliene er. Flere leverandører har justert tilsettingspunkt, med forventning om
mer effektiv innblanding.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
69
Utover å ha observert de tiltakene leverandørene har gjort, samt å observere hvilken
effekt dette har hatt på PO4-P konsentrasjonen (jfr. kap. 4.3.2 ovenfor), har ikke dette
punktet blitt gransket nærmere i denne undersøkelsen.
For å få en bedre forståelse for hvor effektiv innblanding av kjemikalier er i de ulike
anleggstypene, vil det være nødvendig og se nærmere på dannelse av Al(OH)3 samt
eventuelt måling av restaluminium. Slike vurderinger har ikke vært forutsatt i denne
undersøkelsen.
Samlet sett er det imidlertid grunn til å tro at optimaliseringstiltak mht. doseringspunkt har hatt positiv effekt på renseresultatene.
4.3.4 Ikke tilfredsstillende koagulering/flokkulering/sedimentering
Den fysisk/kjemiske enhetsprosessen som forenklet kalles ”kjemisk felling” består av
delfasene koagulering, flokkulering og sedimentering.
I koaguleringsfasen foregår den kjemiske prosessen, hvor målsetningen er at så stor
andel av fellingskjemikaliene som mulig skal reagere med fosfor og danne AlPO4 (jfr.
kap. 4.3.1). Effektiviteten av denne prosessen er imidlertid sterkt påvirket av konkurrerende prosesser, f.eks. dannelse av Al(OH)3 og kompleksdannelse av aluminium og
partikulært materiale (dvs. Al binder seg til negativt ladde partikler).
Flokkuleringsfasen har som hensikt at små partikler skal kollidere med andre partikler
for så å danne større partikler (fnokker) som kan sedimentere. I sedimenteringsfasen
synker fnokkene til bunnen i bassenget som slam. Avskillingsgraden ved sedimentering er avhengig av partiklenes størrelse og mengde, vannføring, samt hvor stor overflate sedimenteringsbassenget har og fysisk utforming av bassenget.
Økt dosering, som beskrevet i foregående avsnitt, gir også økt slamproduksjon. Dette
er ikke gunstig både mht. slamtømmingsfrekvens og fare for slamflukt. Økt slamproduksjon vil gi negativ effekt på avskillingsgraden, med fare for økt antall partikler i
vannfasen. Dette kan være en årsak til at flere av anleggene ikke oppfyller kravet mht.
reduksjon av Tot-P. I figuren nedenfor er både Tot-P og PO4-P vist som en funksjon
av innhold av SS i utløpsvannet.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
70
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
25
Tot-P vs. SS
PO4-P vs. SS
Linear (Tot-P vs. SS)
20
Linear (PO4-P vs. SS)
y = 0,0286x + 0,5143
2
Tot-P/PO4-P (mg/l)
R = 0,5943
15
10
5
y = -0,0006x + 0,5893
2
R = 0,0025
0
0
100
200
300
400
500
600
SS (mg/l)
Figur 41. Sammenheng mellom SS og Tot-P/PO4-P i utløpsvann.
Figuren viser at innhold av Tot-P er relativt sterkt knyttet til SS mens PO4-P er uavhengig av SS konsentrasjonen i utløpsvannet. Dette er ikke overraskende, og viser at
det aller meste av fosfor i utløpsvannet er knyttet til partikler. Dette betyr at selve fellingen av fosfat generelt fungerer bra, men at avskillingen av slam er dårligere. Det
kan være biomasse med bundet fosfor, men normal biomasse inneholder ikke 3 %
fosfor som SS gjør her, uten snarere 1,5 %. Dette tyder på at SS i utløpet er en blanding av inert (ikke omsettelig) materiale, biomasse, aluminiumfosfat og aluminiumhydroksyd.
Utløpskonsentrasjon for Tot-P som en funksjon av SS for anleggstypene Biovac,
Odin og Klargester er vist i diagrammene nedenfor. Her ser man en klar sammenheng
mellom SS i behandlet vann og Tot-P. For de øvrige anleggene var dette mindre tydelig. Antallet data fra disse anleggene er også en del færre, noe som kan forklare at
korrelasjonen ikke er like tydelig her.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
71
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Tot-P vs. SS for Biovac
25
y = 0,026x + 1,5007
R2 = 0,4137
Tot-P (mg/l)
20
15
10
5
0
0
100
200
300
400
500
600
SS (mg/l)
Tot-P vs. SS for Odin Maskin
14
y = 0,0262x + 0,8423
R2 = 0,799
12
Tot-P (mg/l)
10
8
6
4
2
0
0
50
100
150
200
250
300
350
400
SS (mg/l)
Tot-P vs. SS for Klargester
14
y = 0,028x + 0,9078
R2 = 0,466
12
Tot-P (mg/l)
10
8
6
4
2
0
0
50
100
150
200
250
300
350
SS (mg/l)
Figur 42. Sammenheng mellom SS og Tot-P/PO4-P i utløpsvann for anleggstypene Biovac,
Odin og Klargester.
Resultatene fra årets undersøkelse, sammenlignet med fjorårets resultater, indikerer
relativt sett både høyere innhold av SS og høyere andel partikulært fosfor i utløpsvannet. Dette kan, som nevnt ovenfor, skyldes økt slamproduksjon. Imidlertid vil
dette kun gi utslag i de tilfeller hvor sedimenteringskapasiteten ved de ulike anleggene overskrides. I denne forbindelse er det gjort en vurdering av avskillingseffektivitet,
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
72
samt hvilke faktorer som påvirker dette, for de forskjellige anleggstypene (unntatt
Wallax som hadde gjennomgående lave verdier).
Det understrekes at dette er avhengig av hvilken belastning det enkelte anlegg har,
samt for aktivslamanlegg hvilken slamkonsentrasjon anlegget opereres med. Dette er
data som ikke er innhentet i prosjektet, men vurderingene gir allikevel en pekepinn på
anleggenes muligheter for å takle økte slammengder og belastningsvariasjoner. Vurderingene nedenfor belyser også enkelte problemstillinger knyttet til prøvetaking.
Odin maskin:
Et Odin maskin anlegg dimensjonert for 5 pe har følgende dimensjoner og kapasiteter:
• Netto overflateareal (sedimentering) 0,55 m2
• Netto tankvolum (sedimentering) 0,5 m3
• Pumpekapasitet ca. 6 m3/t
Med en maksimal overflatebelastning på 0,8 m3/m2*h (SFT TA-525’s anbefaling for
ettersedimentering ved Qdim) har Odin anleggene en kapasitet som tilsier 0,44 m3/h.
Med et forventet vannforbruk på 150 l/pe*d, får man et daglig forbruk på 750 l/d for
et hus med 5 pe. Dvs. Odin anleggene kan ta unna hele døgnforbruket på mindre enn
2 timer, forutsatt av avløpsvannet er jevnt fordelt.
Nå blir imidlertid ikke vannet jevnt fordelt over døgnet, og til sedimenteringstrinnet
kommer det heller ikke i porsjoner av 0,44 m3/h. Avløpsvann fra slamavskilleren renner med selvfall til et pumpekammer plassert mellom sedimenteringsbassenget og
biotrinnet. Pumpen sørger for å løfte vannet til biotrinnet, og avløpsvannet renner
med selvfall fra biotrinnet til sedimenteringsbassenget og i utløp. Start/stopp av pumpen er styrt på nivå ved konduktive staver. Gangtid på pumpene er stilt inn slik at
pumpen pumper ca. 50 liter pr. gang, dvs. ca. 0,5 min gangtid.
Dette vil i praksis si at under hver pumpesekvens, og en viss tid etter pumpestoppen,
vil den reelle overflatebelastningen i sedimenteringstrinnet være langt høyere. Nå er
det en viss utjevnende effekt i biotrinnet, men dersom man ser bort fra dette er den
reelle overflatebelastningen i sedimenteringsbassenget under pumpesekvensen over
10 m3/m2*h. Mellom hver pumpesekvens vil det dermed være henstand, dvs. tilsvarende en batchvis reaktor. Dette fører til følgende problemstillinger i forhold til renseteknikk og prøvetaking:
• Dersom vannfasen i biotrinnet inneholder mye partikler (høy SS-konsentrasjon)
vil mye SS, pga. den høye vannhastigheten gå i utløp, dvs. slamflukt. Dette kan
forklare de relativt høye SS verdiene for Odin, og den klare korrelasjonen mellom SS og Tot-P denne anleggstypen har.
• Ved høy SS i utløpsvannet vil også mye slam sedimentere i utløpskummen.
Dette vanskeliggjør prøvetaking.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
73
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
SS / Tot-P konsentrasjon (mg/l)
• Prøvetaking i sedimenteringsbassenget vil gi ulikt resultat, avhengig av tiden
fra siden siste pumpesekvens. Dersom prøven tas umiddelbart etter pumpen har
gått, eller ved slutten av pumpesekvensen, vil man registrere høyere SS og TotP verdier, enn om prøven ble tatt rett før pumpen begynner å gå. Dette skyldes
ganske enkelt at i sistnevnte tilfelle vil slammet ha rukket å sedimentere, og
man får med seg mindre suspendert materiale i prøven. Dette er illustrert i figuren nedenfor, hvor man tydelig kan se at det vil være stor forskjell i resultat om
prøven er tatt 1 minutt (P1), eller 25 minutter (P2) etter siste pumpesekvens.
P1
P2
0
5
10
15
20
25
30
Tid (min)
Figur 43. Forventet utvikling av SS / Tot-P konsentrasjon i vannfasen i øvre del av
sedimenteringsbassenget i Odin anlegg, i tid fra siste pumpesekvens.
Ovennevnte betraktninger gjør at prøvetaking ved Odin anleggene, kan gi svært forskjellige resultater, uansett prøvetakingsmetode. Som nevnt ovenfor er det kun ved
pumping (og en periode etter dette pga. utjevning) at man i realiteten har utløp, slik at
ideelt sett burde prøver tas samtidig med pumping. Dette kan man gjøre ved at man
tvangskjører pumpen ved å holde et målebeger fylt med vann oppunder den konduktive staven som sørger for start av pumpen. Prøver burde deretter tas i utløpskummen
umiddelbart etter oppstart, midt i pumpesekvensen og umiddelbart etter at pumpen
har stoppet. Deretter burde prøvene blandes før analyser foretas.
Biovac / Zapf:
Anleggstypene Biovac og Zapf omtales i denne sammenhengen sammen da begge er
basert på samme renseprinsipp, SBR. En viktig forskjell er det dog, nemlig en vesentlig forskjell i reaksjonsvolum. Anlegg dimensjonert for 5 pe har følgende dimensjoner:
•
Volum reaktorkammer, Biovac: ~1,2 m3
•
Overflate reaktorkammer, Biovac: ~1,0 m2
•
Volum reaktorkammer, Zapf:
•
Overflate reaktorkammer, Zapf: ~2,2 m2
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
~3,3 m3
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
74
Reaktorvolumet i et SBR anlegg dimensjoneres etter belastning, syklustider og ønsket
slamkonsentrasjon (dvs. aktivslamkonsentrasjon). Hvilke parametere den enkelte leverandøren har benyttet for å bestemme reaktorvolumet er ikke tilgjengelig (en av
leverandørene har oppgitt at dette er forretningshemmelighet). Dette er imidlertid underordnet i denne vurderingen, bl.a. siden anleggene tilsynelatende begge er tilfredsstillende dimensjonert for reduksjon av organisk stoff, samt at fokus i denne konkrete
vurderingen er sedimenteringskapasitet.
Det er kjent at sedimenteringskapasitet bl.a. er en funksjon av areal. Dette gjelder
også for SBR anlegg, men i dette tilfellet kan ikke konvensjonelle formler basert på
slamoverflatebelastning benyttes da i disse tilfellene er Q lik 0 (l/s). Imidlertid er forskjellen på utforming av de to anleggene slående, hvor Zapf anleggene har ca. dobbelt
så stor overflate som Biovac. Under ellers like betingelser, dvs. lik sedimenteringstid
og samme slamegenskaper skulle man forvente en bedre avskillingsgrad i Zapf anleggene. Nå er det imidlertid slik at vi er avskåret fra å kommentere syklustider, noe
som også er avgjørende for avskillingen i et SBR anlegg.
I disse anleggene er det imidlertid også helt andre mekanismer som kan forklare dårlig sedimentering. Et ofte forekommende problem i aktivslamanlegg er såkalt
slamsvelling (eller ”bulking sludge” i internasjonal terminologi). Det er mange potensielle årsaker til dette problemet, og i litteraturen er det ofte rapportert motstridende
årsaker til problemet (Hossain, 2004 og Jenkins et. al. 1993). Dette skyldes trolig i
hovedsak at det er svært mange og ulike typer mikroorganismer som er ansvarlige for
fenomenet, samt at problemene er systemspesifikke dvs. en løsning som fungerer et
sted bør nødvendigvis ikke fungere like godt på et annet anlegg. Følgende forhold er
ofte rapportert som årsaker til slamsvelling:
•
•
•
•
•
•
Variasjoner i vannbelasting
Variasjoner i avløpsvannets karakteristikk (pH, temp., næring, etc.)
Lavt oksygeninnhold
Lav pH
Lavt innhold av næringssalter (N og P)
Septisitet (anaerobe forhold med høyt innhold av svovel)
I forbindelse med innhenting av prøver fra Biovac, hendte det flere ganger at man dro
slam inn med vakuumpumpen (jfr. kap. 3.4.1). Dette slammet ble tatt vare på i prøveflasken for å vurdere sedimenterbarheten, og ved enkelte anlegg viste slammet liten
til ingen evne til sedimentering. I tillegg var det tilfelle ved et Zapf anlegg, hvor slammet ikke hadde sedimentert merkbart selv i slutten av sedimenteringsfasen. Begge er
typiske tegn på at slamsvelling var et problem for flere av anleggene som inngikk i
undersøkelsen. Det understrekes at dette var tilfeldige observasjoner, og at mer inngående kartlegging er nødvendig for å vurdere omfanget av dette problemet.
Av årsakene som er nevnt ovenfor er variasjon i både vannmengde og avløpsvannets
sammensetning mulige årsaker til dette. Avløpskarakteristikk er jo direkte knyttet til
forbruksmønsteret inne i huset, og vil variere sterkt over døgnet og fra dag til dag, og
kan være en potensiell årsak til evt. slamsvelling.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
75
Lavt oksygeninnhold er ikke observert. Likeledes er det ikke rimelig å forvente lavt
innhold av næringssalter i anleggene. Disse driftsbetingelsene er derfor trolig ikke
årsak til slamsvelling i disse anleggene.
Ved samtlige Zapf anlegg lå pH rundt det nøytrale området (fra ca. 6 til ca. 8) og dette er trolig ikke årsaken til evt. slamsvelling i våre observasjoner. Det samme gjelder i
hovedsak også for Biovac, men her er det også observert anlegg med pH nærmere 4,
noe som kan forklare slamsvelling i de anleggene.
Septiske forhold kan også være et problem, da vann pumpes fra slamavskiller eller
utjevningstank til reaktorkammer. I begge anlegg er det ikke lufting av disse slik at
septiske forhold kan forekomme.
Et annet mulig årsaksforhold kan være at enkelte anlegg i undersøkelsen var svært
lavt belastet. Biovac har rapportert om at flere av sine anlegg var svært lavt belastet.
En mulig konsekvens av svært lav belastning er dannelse av såkalte ”pin-flocs”. Dette
er frittsvevende bakterier forbundet med høy slamalder (lav belastning), og som vil
kunne bli dominerende i lavt belastede anlegg. Slam fra anlegg hvor pin-floc bakterier er dominante har svært dårlige sedimenteringsegenskaper, og er dermed en potensiell årsak til høye SS og Tot-P verdier i utløpsvannet.
WehoMini:
WehoMini anleggene benytter seg av intermittent innpumping, slik som Odin anleggene gjør. Dvs. at de samme hydrauliske betingelser gjelder for denne anleggstypen,
med høy overflatebelastning under pumpesekvensen. Ved et anleggsbesøk medførte
dette tydelig slamflukt, se figur 44.
WehoMini anlegget er imidlertid bygget opp med et annet prinsipp for kjemisk felling, illustrert i figuren 45.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
76
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Figur 44. Slamflukt under pumpesekvens for et WehoMini anlegg.
Slamavskiller
Renseanlegg
Utløp
Innløpspumpe
Biofilm
Kjemikaliedosering
Returpumperør
Figur 45. Prinsippskisse av WehoMini anlegg med ulike funksjoner.
Det spesielle med WehoMinis løsning er måten kjemikalier tilsettes. Slam pumpes i
retur til slamavskilleren fra bunnen av hver av reaktorene i renseanlegget. Kjemikalier
tilsettes (under returpumping) til slamreturavgangen nærmest slamavskilleren, som
vist i figuren ovenfor. Avhengig av hvor god innblandingen er, vil derfor den kjemiske reaksjonen delvis skje i slamavskilleren. Problemet er imidlertid at doseringen
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
77
skjer med faste tidsintervaller, og ikke mengdeproporsjonalt i forhold til innkommende vannmengde til slamavskilleren.
Resultatet blir som indikert ovenfor en form for forfelling i slamavskilleren. Da man
ikke har kontroll på innkommende vannmengde vil det ikke være mulig å tallfeste
overflatebelastningen i slamavskilleren. Den totale avskillingseffektiviteten (definert
som koagulering, flokkulering og sedimentering) for WehoMini-anleggene avhenger
av flere forhold:
• Innkommende vannmengde til slamavskiller
• Innpumping fra slamavskiller til renseanlegg kombinert med effektiv overflate
• Returpumpingsmengde kombinert med effektiv overflate i slamavskilleren
Overflatebelastningen i renseanlegget som en funksjon av innpumping fra slamavskilleren og effektiv overflate i renseanlegget blir dermed ikke like viktig som for Odin
anleggene, men under uheldige omstendigheter vil man få slamflukt som vist i figuren ovenfor.
Man skal imidlertid være oppmerksom på at det slammet som evt. følger med under
en slik slamflukt er biologisk slam. Biologisk slam har en langt lavere fosforkonsentrasjon enn kjemisk slam, slik at slamflukt i et WehoMini anlegg mest sannsynlig ikke
har like negative konsekvenser mht. fosfor som de øvrige anleggene.
De sammensatte delprosessene som er avgjørende for effektiviteten av kjemikalidoseringen, og deres relative uavhengigheter, gjør imidlertid at man kan forvente at utgående fosfor konsentrasjon kan variere en del. Som for Odin anleggene, vil man derfor
kunne oppnå forskjellige resultater avhengig av når prøven(e) tas i forhold til sykluser
med innpumping og returpumping, i sammenheng med mengden innkommende vann.
Klargester:
Klargester benytter seg av ettersedimentering hvor kjemikaliene tilsettes ved utgangen fra andre biokammer (pos. 3 i figuren nedenfor). Innløpsvann fordrøyes i slamavskilleren (pos 1) og transporteres gjennom biotrinnene (pos 2 og 3) til ettersedimentering ved hjelp av doseringskopper. Dette fører til at vannstrømmen gjennom
anlegget er utjevnet og varierer ikke så drastisk som for de fleste andre anleggstypene. Doseringskoppenes fyllingsgrad påvirkes imidlertid av vannivået i slamavskilleren, hvilket gir noe variasjon.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
78
Figur 46. Klargester minirenseanlegg.
Leverandøren oppgir 0,15 m3/h i maks. kapasitet, noe som tilsvarer ca. 1,25 l/kopp,
for et enkelthusanlegg. Med et areal på ca. 0,5 m2 i ettersedimenteringen gir dette en
overflatebelastning på 0,3 m/h. Dette er en relativt lav overflatebelastning, noe som
burde gjøre denne anleggstypen godt rustet selv ved økning i slamproduksjonen. Dette betinger selvsagt at økt slamproduksjon følges opp av økt frekvens for slamtømming.
Et annet problem som potensielt kan være større for Klargester anleggene enn de øvrige er denitrifikasjon i ettersedimenteringstrinnet. I våre undersøkelser fant vi klare
tegn på at dette kan forekomme i disse anleggene, jfr. figur 8 og tabell 4 i kap. 3.2.3.
I forbindelse med slamavskilling vil denitrifikasjon kunne være et problem pga. flyteslam. Denitrifikasjon er en anoksisk prosess som omdanner nitrat til nitrogengass.
Dersom denitrifikasjonen finner sted i det sedimenterte slammet, vil nitrogengassen
danne små bobler som vil stige mot overflaten. På sin vei vil disse gassboblene dra
med seg slam, og man for ofte relativt store slamkaker som flyter på overflaten i ettersedimenteringstrinnet. Dette skjer over hele overflaten, og kan dermed også stige
rett opp i utløpsdykkerten. Slammet som trekkes med er kjemisk slam, som igjen vil
ha relativt høye fosforkonsentrasjoner.
På figuren nedenfor ser man et eksempel på flyteslam i ettersedimenteringen, sannsynligvis forårsaket av denitrifikasjon i sedimentert slam.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
79
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
Flyteslam
Figur 47. Flyteslam i ettersedimentering i et Klargester anlegg.
4.3.5 Frigjøring av fosfor fra slamavskiller
En mulig årsak til at flere av anleggene ikke oppnår rensekravene er utlekking av løste fosforforbindelser fra sedimentert slam i slamavskilleren. Dersom dette skjer vil
man ved normale doseringsmengder ikke dosere tilstrekkelig for å oppnå en komplett
utfelling av løst fosfor i etterfølgende prosesstrinn.
Sannsynligvis er dette en prosess som foregår i varierende grad. Det er kjent at prosessen foregår under anaerobe forhold, og det forventes at den er påvirket av hvor
lenge siden anlegget er tømt for slam.
Totalt 11 anlegg av typene Odin og Klargester er undersøkt nærmere. Ved samtlige
anlegg unntatt ett, var det ikke tegn til at løst fosfor hadde lekket ut fra sedimentene.
Det siste anlegget som viste tegn på dette hadde imidlertid meget høye konsentrasjoner. Faktisk var konsentrasjonene av løst fosfor for dette anlegget nesten 3 ganger så
høye som det man antar kommer med innløpsvannet, med konsentrasjoner på ca. 13
mg PO4-P/l.
Fosfor vil kunne omdannes fra bunden form (partikulært eller organisk) til ortofosfat i
det biologiske behandlingstrinnet, eller at det foregår en viss utlekking av fosfor fra
sedimentene. Undersøkelsene som er utført gir imidlertid ikke grunnlag for å konkludere hvilke mekanismer som forårsaker dette, og nærmere undersøkelser er påkrevd.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
80
4.3.6 Slamtømming
Rutiner for slamtømming og organisering av selve slamtømmingsordningen i de ulike
kommunene var gjenstand for diskusjon i pilotprosjektet. I de aller fleste kommuner
er dette en aktivitet som settes ut på anbud, slik at private firmaer står for selve slamtømmingen. Slamtømmeordningen har dermed 3 vitale parter, nemlig; kommunen,
slamtømmefirmaet og leverandørene.
Slamtømming er en vital del av anleggenes drift, og det er meget viktig at slamtømming skjer til rett tid. Dersom man venter for lenge mellom hver slamtømming, vil
slamlagerne fylles opp med økt risiko for at innholdet av SS og tot-P øker i utløpsvannet. Dette kan være en medvirkende årsak til noen av de forholdsvis høye totP verdiene i denne undersøkelsen. LfM rapporterer også at dette har vært tilfelle for
enkelte anlegg.
Dette problemet vil selvsagt forsterkes dersom økt slamproduksjon, som effekt av økt
kjemikaliedosering, også må følges opp av hyppigere slamtømming. Det er ikke denne rapportens hensikt å fordele ansvar i denne sammenhengen, men det påpekes imidlertid at det er viktig at de 3 nevnte partene kommuniserer og samarbeider, samt at
alle har en felles forståelse for at dette er en meget viktig driftsparameter. Vi kjenner
ikke til at noen av kommunene har blitt varslet om at anleggene skal endre slamtømmingsfrekvens, som et resultat av økt slamproduksjon. Ut i fra denne undersøkelsen
er det derfor ting som tyder på at det er et forbedringspotensiale i dette samarbeidet.
4.4
Nitrogen
Nitrifikasjonen i de ulike anleggene er diskutert i avsnitt 3.2.3. Det ser ut til å være
forskjeller mellom de ulike fabrikatene, men det kan ikke utelukkes at det er mer avhengig av belastningen på det biologiske trinnet. Klart synes imidlertid at nitrifikasjon
ofte gir kraftig senkning av pH i disse anleggene.
Det er ingen tilsynelatende effekt av vanntemperatur i datagrunnlaget. Dette skyldes trolig at temperaturintervallet i prøveperioden var ganske lite, da alle prøvene
ble tatt i en begrenset periode på høsten og vinteren.
Noen positive effekter av fastsittende biofilm ser man heller ikke av figur 9 i kap.
3.2.3. Odin maskin er den eneste av disse typene anlegg med gjennomgående liten
grad av nitrifikasjon, mens de andre anleggene varierer over hele skalaen. Dette er
selvsagt påvirket av den aktuelle belastningen, og en del av variasjonen kan skyldes når i syklusen man har tatt prøven. Dette gjelder særlig Wallax som har en
satsvis biologisk etterbehandling i 24 timer. Nitratinnholdet vil selvsagt øke under
hele denne perioden.
Den eneste variabel som ser ut til å ha en sammenheng med nitrifikasjon er faktisk
pH. Figur 10 og 11 antyder dette, tydeligst for Biovac og Wallax, men også for
Odin. Dette går klarere frem av multivariabelanalysen, der lav pH ligger på nesten
samme plass som høy nitritt/nitratverdi (og lav ammoniumverdi) i planprojeksjonen. Dette antyder ganske enkelt at nitrifikasjon senker pH, og ikke motsatt at en
lav pH er positivt for nitrifikasjon. Ved pH 5 er nitrifikasjon meget langsom.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
81
En lav andel nitrat er ikke ensbetydende med at ikke nitrifikasjon foregår. Det kan
også være slik at også denitrifikasjon foregår, både tilsiktet og utilsiktet. Det er
vanskelig å sammenligne summen av NH4-N og NO2/NO3-N i det behandlede
vannet fra de ulike anleggene, så lenge det ikke foreligger tall om den aktuelle nitrogenbelastningen. Om man tross alt gjør det, ser man en variasjon i middelverdi
fra ca. 40 mg/l for Klargester, WehoMini og Wallax, opp til ca. 100 mg/l for Zapf.
Dette kan som sagt være et resultat av ulik belastning, men spesielt for Wallax
kan man tenke seg en denitrifikasjon når nytt ubehandlet avløpsvann blandes med
behandlet vann i filteret med begrenset lufting. WehoMini anleggene har også en
viss tilbakeføring av behandlet vann med slam fra de biologiske trinn til slamavskilleren, og i det minste noen steder var det tydelig at deler av trinn 1 var
anoksisk. For Klargester-anleggene foregår det trolig denitrifikasjon i det sedimenterte slammet.
Selv om nitrifikasjon er fordelaktig ut i fra et miljøsynspunkt, kan det også bli krav
om denitrifikasjon (nitrogenfjerning) i enkelte områder. I noen anleggstyper kan man
delvis fremtvinge dette med rundpumping og en innledende anoksisk sone (enten i
slamavskiller eller i første biologiske trinn). En slik rundpumping skulle gjøre at pH
ikke sank så drastisk. I Biovac og Zapf kan man få en viss denitrifikasjon ved at ha en
lengre periode uten lufting etter innpumping av nytt vann. Det er også mulig at man
allerede har en viss denitrifikasjon i enkelte anlegg, men det kan man ikke tallfeste
pga. den ukjente belastningen.
Et alternativ til rundpumping og fordenitrifikasjon er at man i stedet legger til et avsluttende anoksisk steg, men det ville kreve en ekstern karbonkilde og blir vanskelig å
styre/regulere. En altfor lav pH ville også medføre problemer i en slik konfigurasjon.
4.5
Bakterier
Lavt innhold av indikatorbakteriene synes å ha sammenheng med nitrifikasjon og lav
pH. Det er også interessant å konstatere at bakterieinnholdet ikke har noen tilsynelatende sammenheng med SS i behandlet vann. De aktuelle bakteriene bygges altså
ikke inn i fnokkene. Det er imidlertid ikke sikkert at alle patogener og andre bakterier
som man ønsker å unngå spredning av oppfører seg på samme måte.
Vårt datagrunnlag viser en sammenheng mellom lav pH og lavt innhold av tarmbakterier. Det er ikke rimelig å tenke seg at nærvær av tarmbakterier skulle høyne
pH. Det er mer trolig at årsakssammenhengen er i den motsatte retningen, nemlig
at lav pH har en negativ innvirkning på bakteriene. Man kan sammenligne dette
med dannelse av melkesyre som er en effektiv konserveringsmetode.
Multivariatanalysen viste en klar sammenheng mellom høy pH og høyt bakterieinnhold. Samtidig var sammenhengen mellom lavt bakterieinnhold og høyt nitritt/nitratinnhold tydelig. Det er mulig at det også finnes en direkte årsakssammenheng slik at høy nitratkonsentrasjon skulle skade disse bakteriene, men det
kan man ikke avgjøre ut i fra datagrunnlaget.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
82
Datagrunnlaget i denne undersøkelsen antyder at Klargester og Wallax gir minst
utslipp av tarmbakterier. Forklaringen kan være det lave pH nivået man får i disse
anleggene. En annen mulig forklaring er at lav belastning delvis er gunstig for nitrifikasjon, som gir lav pH, og delvis er gunstig for reduksjon av termbakteriene i
konkurranse med de aktive bakteriene i renseanlegget.
En komplettering av anleggene for også å oppnå denitrifikasjon vil sannsynligvis redusere den hygieniserende effekten (dersom den er påvirket av pH), ettersom pH da
ikke ville bli tilsvarende lav.
4.6
Anleggstyper
Denne undersøkelsen har hatt som formål å stadfeste 7 forskjellige anleggstypers
ytelse sett i sammenheng med eksisterende og forventede krav. I tillegg har man forsøkt å avdekke eventuelle drifts- og prosessmessige utfordringer knyttet til oppnåelse
av myndighetskravene, for om mulig å kunne forbedre disse.
Det understrekes at undersøkelsen har ikke til hensikt å rangere anleggstypene, og det
er viktig å forstå at samtlige anleggstyper har vist at de er i stand til å oppnå ønskelige
renseresultater.
I undersøkelsen inngikk 2 stk våtmarksfilter. Begge anlegg viste svært god reduksjon
av fosfor med et snitt på 0,2 mg Tot-P/l. Det ene anlegget fungerte imidlertid ikke
like godt mht. reduksjon av organisk stoff, med et gjennomsnitt på 68 mg BOF5/l.
Dette anlegget hadde også markant høyere utløpskonsentrasjon av fosfor med et snitt
på 0,4 mg tot-P/l. Det som er interessant i denne sammenhengen er at det anlegget
som har best resultater både mht. fosfor og org. stoff er et anlegg som er svært lavt
belastet og kun vært i drift i 2 år. Anlegget med høyere utløpskonsentrasjoner er både
høyere belastet og vært i drift i ca. 5 år. Dette gir et bilde av at også denne typen anlegg er påvirket av belastningen. I tillegg kan anleggets alder ha enn viss innvirkning.
På lenger sikt må fosfor som bindes i filteret og evt. planter som vokser i/på filteret
fjernes for at ikke våtmarksfilteret skal mettes.
Multivariatanalysen (MVA) gir en god oversikt over hvordan den enkelte anleggstypen fungerer i forhold til de ulike parameterne. Sett med norske øyne er det ønskelig
med så lave utløpskonsentrasjoner for tot-P og BOF5 som mulig. Sammen med parameteren SS og KOF ligger også disse godt samlet i ”loading-plotten”. I figur 34 (kap.
3.9.2) vises spredningen for de ulike anleggene sammen med et målområde markert
med gul sirkel. Målområdet henspeiler seg til lave verdier av org. stoff (KOF og
BOF5), SS og Tot-P. MVA indikerer at Wallax treffer best mht. målområde, noe som
bekreftes av utløpskonsentrasjonene for parameterne Tot-P og BOF5.
Når det gjelder parameteren fosfor skiller minirenseanleggstypene Wallax og WehoMini seg ut med bedre resultater enn de øvrige. Wallax er et sekundærfellingsanlegg
(forsedimentering + etterfelling). WehoMini har også en form for forfelling i og med
at de tilsetter kjemikaliene på slamreturen. Dette antyder at man oppnår bedre fosforreduksjon ved bruk av forfelling enn ved etterfelling. Prinsipielt burde det ikke ha
noen betydning om kjemikalier tilsettes før eller etter biotrinnet. Trolig er det systemspesifikke betingelser som gjør dette utslaget, snarere enn hvor kjemikaliene tilsettes.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
83
Uansett, videre utvikling for enkelte leverandører kan være av interesse hvor forsøk
med tilsetting av fellingskjemikalie på forskjellige steder inngår.
Som det kommer frem av diskusjoner ovenfor er den gjennomsnittlige utløpskonsentrasjonen av PO4-P lavere i årets undersøkelse, sammenlignet med resultatene fra
forprosjektet. Dette tyder på at de grep leverandørene har gjort mht. doseringsmengde
og doseringspunkt overveiende må tolkes som grep i riktig retning. Det er imidlertid
variasjoner også her, og interessant nok har f.eks. WehoMini-anleggene i gjennomsnitt høyere, eller like høye konsentrasjoner av, PO4-P som anleggstyper som har i
snitt høyere tot-P konsentrasjon. Dette tyder på at avskillingseffektiviteten for denne
anleggstypen er effektiv. I tabellen nedenfor vises gjennomsnittlige konsentrasjoner
for tot-P og PO4-P for prøver hvor det er analysert for begge parametere samtidig
(dvs. ikke den totale datamengden).
Tabell 20. Utløpskonsentrasjoner av tot-P og PO4-P, og PO4-P som andel av tot-P i prøver
hvor det er samtidige resultater for begge parametere (kun COWI/IVL data).
Anleggstype
Biovac
Klargester
WehoMini
Odin
Wallax
Zapf
Tot-P
2,7
2,1
1,1
2,8
0,4
1,2
PO4-P
0,2
0,4
0,4
0,4
0,1
0,3
PO4-P andel av
Tot-P (%)*
14
28
40
19
54
26
*Gjennomsnittstall av PO4-P andel av Tot-P i alle enkeltserier hvor man hadde både tot-P og PO4-P, dvs. ikke
andel av gjennomsnittstallene i foregående kolonner.
Tallene ovenfor viser at selv om WehoMini har lavere tot-P ut av renseanlegget er
andelen PO4-P høyere, noe som indikerer at denne anleggstypen er mindre utsatt for
negative konsekvenser av en eventuell økt doseringsmengde. Dette kan igjen henspeiles til betraktningene ovenfor om forfelling.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
5
84
KONKLUSJONER
Basert på det arbeidet som er utført kan det trekkes følgende hovedkonklusjoner:
• Minirenseanlegg er funksjonsdyktige anlegg mht. reduksjon av både organisk
stoff og fosfor. Denne undersøkelsen viser at samtlige anleggstyper ved riktig
driftsoppføling er i stand til å møte myndighetenes krav for begge parametere.
• Årets resultater viser en klar forbedring i forhold til resultatene fra pilotprosjektet i 2006. Forbedringen må ses på som en effekt av pilotprosjektet, og er et
direkte resultat av tiltak utført av leverandørene.
• Det er fortsatt behov for økt kunnskap vedrørende bruk av minirenseanlegg i
spredt bebyggelse, og det anbefales at videre undersøkelser og utvikling gjennomføres.
En av hensiktene med dette arbeidet har vært å finne prosessmessige elementer som
forklarer de ulike anleggenes ytelse. I så måte er datagrunnlaget analysert og vurdert
med mange innfallsvinkler. Fra denne vurderingen er det truffet følgende delkonklusjoner:
1. Minirenseanleggene har gjennomgående god renseevne mhp. organisk stoff. .
Gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon og medianverdi for organisk stoff målt som
BOF5 var henholdsvis ca. 18 mg/l og 6,0 mg/l. Dette er ikke overraskende da anleggene i utgangspunktet er konstruert for nettopp dette.
2. Reduksjon av fosfor er forbedret siden forprosjektet, men fortsatt ikke fullt ut tilfredsstillende. Når man inkluderer resultater fra leverandørenes egen prøvetaking
hadde ca. 50 av 91 anlegg tilfredsstillende renseeffekt. Ca. 55 % av alle prøver hadde
utløpskonsentrasjoner lavere enn 1,0 mg tot-P/l. Gjennomsnittlig fosforkonsentrasjon
og medianverdi for samtlige prøver var henholdsvis 1,8 mg tot-P/l og 0,9 mg tot-P/l,
og avhengig av innløpskonsentrasjon er gjennomsnittlig renseeffekt ca. 82-88 %.
3. Utfelling av PO4-P er langt bedre enn tidligere, med en gjennomsnittlig utløpskonsentrasjon på 0,3 mg PO4-P/l. Dette er et direkte resultat av tiltak gjort av leverandørene, hvor doseringsmengder er økt, samt at enkelte leverandører har endret doseringspunkt.
4. Økt dosering medfører økt slamproduksjon, og dette gir utslag i økte SS konsentrasjoner for de anleggstypene som har begrensninger i avskillingskapasiteten. Dette antas å være den primære årsaken til enkelte relativt høye tot-P konsentrasjoner. I tillegg
vil økt slamproduksjon gi behov for økt frekvens for slamtømming, noe resultatene
antyder at ikke har skjedd.
5. Det er relativt store variasjoner mellom enkeltanlegg av samme type, og ved repeterende prøver på samme enkeltanlegg. Dette tyder på at anleggenes ytelse i stor grad
påvirkes av belastningsvariasjoner og øvrige driftsmessige forhold (manglende slamtømming, feil ved kjemikaliedosering etc), men kan også være påvirket av prøvetakingsmetode.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
85
6. Anlegg basert på forfelling synes å oppnå lavere utløpskonsentrasjoner mht. tot-P.
7. Denne undersøkelsen inkluderer ikke en vurdering av den reelle belastningen på
det enkelte anlegg. Fastsettelse av innløpskonsentrasjoner er derfor ønskelig i fremtidige vurderinger av disse renseanleggene.
8. På enkelte anlegg er det ikke tilrettelagt for prøvetaking. Det er derfor en utfordring
å ta representative utløpsprøver.
9. Anleggene opereres utenfor optimalt pH område, noe som skyldes en kombinasjon
av nitrifikasjon og høy dosering av fellingskjemikalier.
10. Multivariatanalyse er et effektivt verktøy for å vurdere resultater og synliggjøre
dem i et samlet bilde.
11. Undersøkelsen viser at lav pH synes å gi redusert bakterieinnhold i utløpet.
12. Manglende slamtømming kan være en potensiell årsak til høye SS og Tot-P konsentrasjoner i utløpsvannet.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
6
86
FORSLAG TIL VIDERE ARBEID
Denne undersøkelsen viser at det er behov for ytterligere FOU-virksomhet innenfor
fagfeltet. På dette feltet vil det være svært mye hente på at gjennomføres som et internasjonalt samarbeid. Følgende tiltak foreslås:
A. Utvikling av metoder for prøvetaking av inn- og utløp på spredt bebyggelse
anlegg
I forbindelse med utarbeidelse av denne rapporten og vurdering av datagrunnlaget, er
prøvetakingsmetode debattert inngående. Alle metoder for prøvetaking har sine usikkerheter, og det er ikke entydig faglig enighet om optimal prøvetakingsmetode for
disse anleggstypene. I forbindelse med innføring av nytt tilsyns- og kontrollregime,
ved innføring av ny lokal forskrift Morsa, bør det derfor igangsettes et forprosjekt
med mål om å få etablert validerte prøvetakingsmetoder for den enkelte anleggstypen.
I Danmark og Nederland har samarbeidet om utviklingen av en ny prøvetakings/målemetode for næringssalter (og andre parametere), basert på passive prøvetagere. Teknologien er i utgangspunktet utviklet for overvåkning av vassdrag og innsjøer. En evaluering/utvikling av denne typen prøvetakere, parallelt med validering av
mer konvensjonelle metoder, bør være en del av et slikt forprosjekt.
B. Utvikling av parametere for styring/overvåking av anlegg i spredt
bebyggelse
Ny teknologi for styring- og overvåking av små renseanlegg er i svært liten grad tatt i
bruk både nasjonalt og internasjonalt. Noe av årsaken er mangel på effektive styringsparametere. Enkelte land har allerede arbeid i gang på dette området. Potensialet
for utvikling av nye produkter på dette området er stort, også for nordiske IKTbedrifter. Bruk av surrogatparametere f.eks. turbiditet, kan være aktuelt å se nærmere
på. Arbeid på dette området, i form av et forprosjekt, burde settes i gang i løpet av
2008/09.
C. Etablering av et regionalt kunnskapssenter for spredt bebyggelse –
forprosjekt
Kunnskap om renseprosesser, praktisk bruk av anleggene, drift og vedlikehold hos
alle berørte parter er en absolutt forutsetning for å få spredt bebyggelsesløsninger til å
fungere i praksis. Enkelte land har løst dette ved å etablere regionale kunnskapssentre
som ivaretar kunnskaps- og informasjonsbehovet hos planleggere, anleggseiere, drift
– og servicepersonell og kommuner/fylker. USA har allerede etablert 20 slike sentre.
Sverige har pekt på behovet for en tilsvarende løsning og har foreslått et mulig samarbeid med Norge. Det foreslås at det opprettes et forprosjekt i 2008/09 som ser på
ulike organisasjonsformer, faglig innhold, lokalisering, internasjonalt samarbeid etc.
D. Etablere bedre kunnskap om belastninger
Det er nødvendig å etablere bedre kunnskap om de belastninger som tilføres renseanlegg i spredt bebyggelse. I denne sammenhengen vil det være aktuelt å utrede nærmere reelle innløpskonsentrasjoner for vitale parametere. Det er ikke mulig å ta repre-
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
87
sentative innløpsprøver på denne typen renseanlegg, og man er derfor avhengig av å
estimere innløpskonsentrasjoner basert på sjablonverdier for spesifikk belastning
(f.eks. gP/pe*d). Det stilles spørsmålstegn ved korrektheten de sjablonverdiene som
benyttes i dag, pga. endringer i forbruksmønster i hjemmene både mht. kosthold,
vannforbruk og andre husholdningsaktiviteter som skaper avløpsvann. Det anbefales
dermed at det iverksettes en mer inngående studie av avløpskarakteristikken (inkl.
vannforbruk) for denne typen renseanlegg.
E. Vurdering av omfang av og mekanismer for frigjøring av fosfor fra sedimentert slam i slamavskillere
Denne undersøkelsen tyder på reduksjon av fosfor fra renseanlegg i spredt bebyggelse
ikke er tilfredsstillende i om lag 50 % av anleggene. En av årsakene kan være frigjøring av fosfor fra blandet primær- og kjemisk slam i slamavskilleren. Studien har vist
at enhetsprosessene er avhengige av hverandre, og at det dermed er viktig å få kunnskap om hvordan en evt. utlekking av fosfor i slamavskilleren påvirker den overordnede ytelsen for anleggene. I denne forbindelse anbefales det å iverksette et forskningsprogram, for å finne ut både omfang av og mekanismer for dette.
F. Prosessoptimalisering / drift av anlegg
Denne studien indikerer at forfellingsanlegg oppnår bedre rensegrader mht. fosfor.
De enkelte anleggsleverandørene burde derfor gjennomføre utviklingsprosjekter hvor
alternative doseringspunkter utredes nærmere. Det anbefales at man går sammen om
et felles program, hvor erfaringsutveksling er et sentralt element. Et viktig element i
både dette tiltaket, og tiltak E, vil være slamtømmingsfrekvens. Vanskeligheter med å
klare kravene til utslipp av tot-P er tap av slam med høyt fosforinnhold. Forsøk med
utjevning av vannstrømmen for å minske belastningen på sedimenteringstrinnet kan
derfor også være aktuelt.
G. Oppfølging av ny lokal forskrift
Ny lokal forskrift vil bli vedtatt i Morsa kommunene i løpet av 2008. Hovedhensikten
med forskriften er å øke anleggsytelsen for det enkelte anlegg gjennom styrket regulering av bl.a. driftsoppfølging og tilsyn. I denne forbindelse anbefales det å etablere
systemer for oppfølging av forskriften mht. å kunne evaluere effekten av innføringen
av forskriften både mht. drift og anleggenes ytelse.
H. Komplettering til nitrogenfjerning
Det kan komme krav til nitrogenfjerning i særlig sensitive områder. Både flere av de
anleggene som er undersøkt i denne vurdering og andre løsninger kan relativt enkelt
modifiseres til nitrogenfjerning. Modifiseringen vil sannsynligvis utføres av anleggsleverandørene, men uttesting og oppfølging bør gjøres i et felles prosjekt.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
Funksjonskontroll av renseanlegg i spredt bebyggelse i Morsa vassdraget
88
LITTERATUR
Crites & Tchobanoglous, Small and Decentralized Wastewater Management Systems. McGraw-Hill, 1998.
De Boer & Kowalchuk, Nitrification in acid soils: micro-organisms and mechanisms. Soil Biol. Biochem., Vol. 33, No. 7-8, pp. 853-866, 2001.
Forskrift om begrensning av forurensning (forurensningsforskriften). FOR 2004-0601 nr 931, SFT, 2004.
Gannholm, C., Utvärdering av anaerob behandling av hushållsspillvatten och tekniker för efterbehandling. Eksamensarbeide ved Uppsala Universitet, 2005.
Gieseke et. al., Nitrification in a Biofilm at Low pH Values: Role of In Situ Microenvironments and Acid Tolerance. Appl. and Environ. Microbiol., Vol. 72, No.6, pp.
4283-4292, 2006.
Green & Tarre. High rate Nitrification at Low pH in Suspended- and AttachedBiomass Reactors. Appl. and Environ. Microbiol, Vol. 70, No.11, pp.6481-6487,
2004.
Hellström et. al., Bra små avlopp, Slutrapport, Utvärdering av 15 enskilda avloppsanläggningar. Stockholm Vatten, 2003.
Hossain, F., Activated Sludge Bulking: A Review of Causes and Control Strategies.
IE(I) Journal - EN, Vol. 85, Sept., 2004.
Jenkins et. al., Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and
Foaming, 2nd. Ed.. Lewis Publishers, 1993.
Johannessen et. al., Optimal organisering og funksjonskontroll av renseanlegg i
spredt bebyggelse. COWI rapport for Morsa, 2007.
Lokal forskrift om utslipp til Vansjø- og Hobølvassdraget (Morsa) fra mindre avløpsanlegg i NN kommune. Vannområdeutvalget Morsa, høringsutkast, 2008.
Retningslinjer for dimensjonering av avløpsanlegg, SFT, TA-525, 1983.
Tarre et. al., High nitrification rate at low pH in a fluidized bed reactor with chalk as
the biofilm carrier. Wat. Sci. Tech., Vol. 49, No. 11-12, pp. 99-105, 2004.
Tchobanoglous et.al., Wastewater Engineering, Treatment and Reuse – 4th ed.. Metcalf & Eddy, 2003
Ødegaard, H., Fjerning av næringsstoffer ved rensing av avløpsvann. TAPIR-forlag,
1992.
P:\1242\124277\Rapport\Final version\Rapport_final_version.DOC
VEDLEGG 1
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
32
Nr.
4
5
15
16
21
25
1
2
3
11
20
29
31
64
12
13
17
61
6
14
19
39
54
18
48
49
7
8
9
10
64
65
Anleggstype
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Kongsted
Kongsted
Kongsted
Kongsted
Odin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Wallax
Wallax
Wallax
Zapf
Zapf
Zapf
Zapf
Våtmark
Våtmark
SS
180
24
350
160
380
14
9,5
3,5
58
56
34
28
19
12
23
18
16
27
10
39
740
74
3,5
3,5
56
91
710
75
110
6
9
KOF
Besøk-1
Tot-P BOF PO4
215 0,334
55
1,27
180 0,28
2
0,641
190 3,14
580 40,5
65
2,2
30 0,28
30 0,14
80
1,6
70 2,48
65 0,92
80 1,46
45
0,14
75 15,1
90
1,2
30
0,7
75 0,78
60
0,5
70 0,42
105 5,83
730 35,4
165 1,86
30
56 0,038
100 1,46
65 0,39
420 19,4
60 1,54
85 0,66
30 0,01
95 0,43
6 0,026
24,6
2 1,96
2 0,073
2 0,047
2 0,36
9 0,25
2 0,042
6 0,34
2
0,012
2 13,1
24 0,32
2
0,6
3 0,12
5 0,039
7 0,038
8 4,89
140 0,221
32 0,038
2
0,06
2 0,01
16 0,027
10 0,31
25 0,033
6 0,314
38 0,015
2 0,005
65 0,05
Tot-N NO3
101,5
121,9
264,3
32,2
27,9
89,58
33,7
76,3
53,23
87,4
115,6
78,47
46,29
55,1
44,7
35,3
60,1
59,3
92,8
3,3
15,1
29,4
23,5
25,7
15
38,1
22,1
29,4
0,14
33,3
15,5
1
0,016
5,4
4,7
0,04
19,7
22,2
6,7
25,4
18,5
52,3
83,6
NH4
2,57
2,92
19,7
43,1
91,3
3,2
26,2
12,5
3,41
57
6,3
3,4
15,5
0,11
74,3
0,87
30,6
91,8
86,8
27,4
92,6
27,4
11,4
16,9
46,8
29,6
160,4
0,47
74,3
SS
KOF
120 135
70
80 120
250 360
41
75
830 1200
72 120
35
40
4,8
30
17 105
2,8
40
250 185
89 150
10
45
20
95
45 130
2,5
50
21
45
15
55
100 100
24
55
160 280
1360 1090
2,7
35
2,4
30
6,4
30
48
65
37 185
48
75
22
90
5
30
14
95
Besøk-2
Besøk-3
Besøk-4
Besøk-5(a)
Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3 NH4 SS
KOF
Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3 NH4
SS
KOF
Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3 NH4 SS
KOF Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3
4,16
11 0,13
36 5,56
148
125 3,58
2 0,136
31,4
1,02
22
50
1,04
2 0,41
27,7 2,31
17
45 0,53
3 0,11
2,22
0,059
52,3
22 10300
7600 21,89 284
0,8
5,9
45,4 564
400
24 0,061
50,3 12,2
28
50 1,09
8 0,003
2,18
0,021 74,66
5,4 61,4
130
135
3,2
19 0,062
5,4
57,4
55
45
1,32
6 0,02
2,6 58,1
21,2
53 0,85
57,1 15,7
260
270 17,7
23 0,102
53,9
17,8
82
150
7,38
12 1,74
59,5 14,6
0,78
4 0,04
52 47,4
360
310 8,31
11 0,014
67,3
590
11,9
18 0,042
37,3
51,27 200 28,37
86,9 89,6
260
430 35,49
23,2
100
86,6 4360
4290
157 460 13,7
22,8 107,9
2,04
3
0,9
3,9 26,1
1,07
2 0,074
11,1 23,3
0,28
2 0,22
32,5
30
2,48
2 0,97
42,9 13,8
18
55 1,42
2 0,572
37,3
10,9
20
60 0,753
2 0,53
32,4
5,3
0,45
2 0,33
27,3
6,1
6,5
6 0,067
26,2 13,3
69
80 1,27
4 0,12
24,4
12,3 326
11,3
31 0,132
11 5,75
4,17
9 1,11
54,9 5,81
30
130 2,22
17 0,78
29,3
21,3
16
90 0,694
9 0,145
18,3
0,39
2 0,003
34,7 2,02
13,18
6 12,4
20,8 0,16
475
665 22,2 134 13,3
0,02
39,2
4
80
2 12,2
24,7
1,7
1,33
40 0,46
0,21 90,4
36
130 1,37
47 0,403
0,06
93,5
33
1,24
45 0,374
90,3
0,54
2
0,4 37,29 32,1 0,62
12
55 1,27
8 0,89
40,1
11,2
10
40
0,91
5 0,68
42,5 10,9
0,96
7 0,18
6 45,6
58
95
2,2
19 0,099
3,7
43,7
28
70 0,973
9 0,107
1,5 36,2
0,28
3 0,032
0,81 84,2
3,38
17 0,032
0,18
61
300
100 7,23
19 0,012
0,09
61,3 106
105
5,02
11 0,105
0,83 60,7
8
70 0,21
14 0,005
0,68
7 0,098
14,4 23,6
22
50 1,04
2 0,408
27,7
4,66
51 0,119
0,03 89,6
150
90 3,53
49 0,022
0,01
94 128
3,86
33 0,15
98,1
26 200 0,099
3,3 62,2
380
410 11,8
81 0,63
0,1
60,4 212
100
7,24
56 0,11
0,07
61
0,83
2 0,61 59,54 41,8 8,22
4,4
30 0,66
2 6,13
34,6
8,2
7
30
0,7
2 0,49
45 12,6
0,033
2 0,034
29,1 20,5
0,6
55 0,05
2 0,015
32,8
17,1
6
30 0,152
2 0,122
1,11
0,095
3 0,059
0,25 48,6
8
45 0,17
3 0,041
0,13
52
1,5
30 0,047
2 0,034
0,85 38,6
2 190 0,51
23,2 32,2
0,64
5 0,004
17,6 161,2
2,3
9 1,29
32,6 6,75
0,91
11 0,005
99,3 98,4
0,02
2 0,004
0,39
72 0,13
107,7 128,2 4,834 20,83 1,627 84,53 26,98 36,51 120,5 162,8 4,919 30,83
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
Nr.
22
23
24
27
28
56
57
58
59
32
33
34
35
50
51
60
62
63
30
36
37
38
40
41
42
55
46
43
44
Anleggstype
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Biovac
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Klargester
Kongsted
Kongsted
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Odin Maskin
Wallax
Zapf
Zapf
Besøk-1
Tot-P BOF PO4
0,57
2
2,2
11
2,47
22
9,1
6,04
2,1
16 0,32
0,73
18
23,2
0,43
2
0,89
5
0,92
3
0,81
2
0,46
2
0,33
2
5,05
10 0,058
0,46
2
0,68
2
1,05
10
2,59
45
0,4
9
0,22
3
0,8
4
0,469
5
3,97 155
0,7
3
0,91
4 0,28
0,079
2
5,6 200
3,74
18
2,654 21,42 0,219
Data som ikke er tatt med i vurderinger / diskusjoner
Alle tall er i mg/l
SS
KOF
61
2,5
130
1,55 57,16 28,16 39,84 651,05
Besøk-2
Tot-P BOF PO4
2,45
4
1,91
10
1,71
7
35
1,39
1,3
3,2
17,8
0,6
0,79
0,44
43 0,23
13 0,084
12
14 0,44
22
6
3
2
1,5
13 0,088
145,3 200 0,14
0,7
2
0,44
2
0,65
18
0,48
37
1,2 130
0,31
4
1,41
12
0,9
13
0,5
10 0,09
1,11
5
260 0,552
3 0,47
0,28
3
5,96 190
0,17
2
8,446 28,89 0,22
NO3
0,01
NH4
SS
543
7,33 38,32 2,387
Besøk-3(a)
Tot-P BOF PO4
KOF
NO3
345,8 371,33 12,443 38,47
NH4
SS
KOF
1,64
Besøk-3(b)
BOF PO4
Tot-P
58
90
0,96
7
0,01
54
90
0,98
22
70
1,2
10
0,41
23
65
1,4
61
0,002
SS
13
21
3
Besøk-5(b)
KOF Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3
40
0,5
2 0,11
55 0,99
8 0,015
65
0,21
0,47
1,69
0,023
74
135
2,3
31
1,2
48
135
2,1
32
1,2
31
75
1,2
14
0,09
26
70
1
10
0,08
NH4
22,98
NO3
NH4
SS
KOF
Besøk-4(a)
Tot-P BOF PO4
NO3
NH4
SS
KOF
Besøk-4(b)
Tot-P BOF PO4
15
65
0,85
6
0,26
32
65
1,28
7
0,39
NO3
SS
58
30
22 0,005
14 0,004
10
74
0,49
46,8
24,71
NH4
NH4
Besøk-5(c)
KOF Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3
90 1,36
6 0,083
65 1,28
11 0,019
NH4
SS
47
62
Besøk-6(a)
KOF Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3
80 1,37
6 0,057
90 3,65
21 0,19
NH4
SS
22
64
Besøk-6(b)
KOF Tot-P BOF PO4 Tot-N NO3
55 0,79
6 0,26
140 1,54
2 0,45
NH4
VEDLEGG 2
Resultater Leverandørenes egne prøver
Leverandør
Wallax-Øverland
Wallax-Sagbråten
Wallax-Østby
Wallax-Ryan
Biovac-Solberg
Biovac-Sollund
Biovac-Hoft
Biovac-Anstensrud
Biovac-1
Biovac-2
Biovac-5
Biovac-6
Biovac-7
SS
KOF
0,75
0,11
0,1
0,79
2,8
2
0,49
0,07
3,6
7
2
2
4
61
40
4
3
6
Zapf-12146
Zapf-12187
Zapf-12237
Zapf-12278
13,2
1,1
5,8
1,5
99
2
180
6
Odin-Aastorp
Odin-Kjærnsbekk
Odin-Knappervik
Odin-Havold
Odin-Brokhaug
0,19
0,89
0,37
0,16
0,23
2
33
6
2
34
0,161
0,035
0,045
0,133
0,012
3,78
0,17
0,13
0,14
0,32
0,97
2
2
2
2
2
2
3,5
0,031
0,065
0,006
0,11
0,26
0,052
0,5
0,53
6,7
0,63
12,2
3
6
3
8
2
Klargester-Mariussen
Klargester-Haug
Klargester-Ustvedt
Klargester-Ystmark
Klargester-Bjoner
Klargester-Kristiansen
Kongsted-Helland
Kongsted-Stenberg
Kongsted-Olstad
Kongsted-Killerud
Kongsted-Kathrud
Kongsted-Gabrielsen
32
3
6
30
88
64
15
4,5
58
Besøk-1 (mg/l)
Tot-P BOF
PO4
Tot-N
0,05
7 0,007
0,91
2
0,39
0,54
2
0,17
0,36
240
0,05
2,7
6,2
4
6
8
14
100
45
50
60
55
70
39,9
19,9
74,5
70,3
31,6
46
NO3
32,5
12,4
73,6
16
30,4
32,9
NH4
4,6
5,5
3,8
20,2
1,1
11,7
SS
Besøk-2 (mg/l)
Tot-P BOF
PO4
Tot-N
0,057
2 0,011
1,34
2
0,84
1,4
2
1,01
0,29
89 0,003
KOF
13
18
8
7
8
13
60
30
45
35
30
65
0,37
1
0,49
0,38
0,46
5
56
34
2
28
0,11
0,014
0,12
0,072
0,13
1,95
0,66
0,2
0,063
0,32
0,52
2
2
2
2
2
4
1,9
0,098
0,1
0,002
0,21
0,002
38,5
21
66,2
28
42
56
NO3
32,8
19,9
69,2
7,7
38,7
26,2
NH4
2
2,2
3,5
18,9
1,1
27,5
Fly UP