Potential fÃ¶r biologisk fosforavskiljning vid Torekovs ... - Svenskt Vatten

Potential för biologisk fosforavskiljning 

vid Torekovs avloppsreningsverk 

Lisa Magnusson & Frida Skult 

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik 

Institutionen för kemiteknik, LTH 

Examensarbete 2012


Institutionen för Kemiteknik 

Lunds Universitet 

Water and Environmental Engineering 

Department of Chemical Engineering 

Lund University, Sweden 

Potential för biologisk fosforavskiljning 

vid Torekovs avloppsreningsverk 

av 

Lisa Magnusson 

Frida Skult 

Examensarbete nummer: 2012-03 


Institutionen för Kemiteknik 

Lunds Universitet 

Handledare: Karin Jönsson, Universitetslektor 

Marinette Hagman, Specialist Utveckling & Benchmarking NSVA 

Biträdande Handledare: Tobias Hey, Industridoktorand VA SYD 

Examinator: Jes la Cour Jansen, Professor 

Bild på framsidan: Torekovs avloppsreningsverk. Foto av Lisa Magnusson 2011-10-25. 

Postadress Besöksadress Telefon 

P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85 

SE-221 00 Lund, Sweden +46 46-222 00 00 

Hemsida 

Fax 

www.vateknik.lth.se +46 46-222 45 26

Förord 

Denna rapport är ett resultat av vårt examensarbete utfört under hösten 2011/våren 2012. 

Arbetet representerar det avslutande kapitlet av våra studier på civilingenjörsprogrammet 

Ekosystemteknik på Lunds Tekniska Högskola. Examensarbetet utfördes i samarbete mellan 

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik på institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska 

Högskola och Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp (NSVA). 

Först och främst vill vi rikta ett stort tack till våra handledare och ovärderliga kunskapskällor 

Karin Jönsson (VA-teknik) och Marinette Hagman (NSVA) som med nyfikenhet och 

kreativitet skapat ett intressant och lärorikt examensarbete. Vi vill också rikta ett stort tack till 

vår examinator Jes la Cour Jansen och biträdande handledare Tobias Hey som introducerat 

och hjälpt oss med modelleringsprogrammet EFOR. Tack också till Gertrud Persson på VAlaboratoriet 

och övrig personal på institutionen som bidragit med hjälp och trevlig stämning i 

vårt arbete. 

På Öresundsverket i Helsingborg vill vi tacka Beata Matulaniec och Julia Emanuelsson på 

laboratoriet som alltid ställt upp för att på alla sätt underlätta vårt arbete. Tack även till Sofia 

Jezek för hjälp med frågor och funderingar och all övrig personal som på olika sätt hjälpt oss 

med allt ifrån hämtning av slam, lån av bil och kopiering av papper. 

Vi vill dessutom tacka Ulf Oscarsson, Jan Glaving, Anders Mårtensson och övriga 

medarbetare på Torekovs avloppsreningsverk för att ni tålmodigt svarat på alla våra möjliga 

och omöjliga frågor. 

Lund, februari 2012 

Lisa Magnusson & Frida Skult 

I

Sammanfattning 

Biologisk fosforavskiljning, även kallat bio-P, har både ekonomiska och miljömässiga 

fördelar i jämförelse med kemisk fosforavskiljning. För att kunna etablera bio-P krävs att 

bioslammet utsätts för alternerande anaeroba och aeroba miljöer, där bio-P-bakterierna (PAO) 

släpper fosfat i den anaeroba miljön för att sedan ta upp ett överskott av fosfat i den aeroba 

miljön. En förutsättning för att något P-släpp ska ske i den anaeroba miljön är att det finns en 

tillräcklig mängd lättnedbrytbart kol (VFA). 

Torekovs avloppsreningsverk är byggt för bio-P-drift men drivs idag med kemisk 

efterfällning. I denna studie har därför möjligheterna att övergå till bio-P undersökts. Arbetet 

inleddes med en utvärdering av verket där data från tidigare år undersöktes samt egna 

mätningar utfördes, både på plats på verket och i laboratorium. Därefter gjordes modelleringar 

i EFOR för att utvärdera möjligheterna att införa bio-P. 

Efter att mätdata från tidigare år sammanställts konstaterades det att inkommande 

föroreningskoncentrationer var ovanligt låga. En närmare undersökning visade på eventuella 

problem med inläckage i avloppsvattenledningarna som leder till Torekovs 

avloppsreningsverk. 

Laboratorieförsök (P-släppsförsök) visade på väldigt låg bio-P-potential i bioslammet 

troligtvis beroende på låga halter PAO samt att det inkommande vattnet inte innehåller 

tillräckliga mängder VFA. Ett sätt att öka mängden VFA är att antingen införa 

primärslamhydrolys eller returslamhydrolys. Då det på Torekovs avloppsreningsverk inte 

finns någon primärsedimentation gjordes endast hydrolysförsök på returslammet i 

laboratorium. Resultatet visade att det går att använda returslamhydrolys för att skapa en 

lämplig kolkälla dels för biologisk fosforavskiljning och dels för biologisk kväveavskiljning. 

Simuleringar i EFOR visar att det är svårt att med endast enklare metoder etablera bio-P i 

kombination med en tillräckligt bra kväveavskiljning. Bevaras den kemiska 

fosforavskiljningen går det dock att med enklare metoder förbättra kväveavskiljningen. Detta 

uppnås i EFOR genom att öka den interna recirkulationen samt att öka etanoldoseringen under 

sommarmånaderna. Kombinerar man detta med att skapa hydrolys och P-släpp i 

slambehandlingsbassängerna går det att etablera bio-P. Dock krävs då något större 

förändringar för att kompensera den minskade aeroba slamåldern, förslagsvis genom att öka 

volymen av de luftade bassängerna i biosteget alternativt flytta positionen av 

internrecirkulation för att kunna lufta de idag anoxa bassängerna. Ett årsmedelvärde på 

utflödeskoncentrationen av totalfosfor på 0,4 mg/l uppnås i modellerna, vilket är över 

gränsvärdet på 0,3 mg/l, men under det förhöjda gränsvärdet på 0,5 mg/l som Öresundsverket 

fick justerat till efter införandet av biologisk fosforavskiljning. Att undersöka möjligheterna 

till en liknande lösning för Torekovs avloppsreningsverk kunde därför vara av intresse, då det 

skulle kunna innebära att kemisk fällning inte längre är nödvändig. 

III

Abstract 

Enhanced biological phosphorus removal, also known as bio-P, has both financial and 

environmental advantages compared to chemical removal through precipitation. To establish 

bio-P the biosludge must be exposed to alternating anaerobic and aerobic environments, 

where the bio-P bacteria (PAO) release phosphate during the anaerobic phase and take up an 

excessive amount of phosphate during the aerobic phase. A requirement for the phosphate 

release in the anaerobic environment is that there is a sufficient amount of easily 

biodegradable substrate (VFA) available. 

Torekov wastewater treatment plant (WWTP) is built with a bio-P configuration but is today 

operated with chemical phosphorus removal. In this study the possibility to instead operate 

the plant with bio-P was investigated. The study begun with an examination of data from 

previous years together with measurements both at the plant and in laboratory. Thereafter 

simulations were made to investigate the possibility to introduce bio-P at Torekov WWTP. 

Once the data from previous years had been summarized it was observed that the incoming 

concentrations of pollutants were unusually low. A closer examination of the data revealed 

possible problems with leakage into the pipe system leading to the wastewater treatment 

plant. 

Laboratory experiments (P-release tests) showed very low bio-P potential in the biosludge 

probably because of low amounts of PAO and that the incoming water does not contain 

sufficient amounts of VFA. One way of increasing the amount of VFA is to introduce primary 

sludge hydrolysis or return sludge hydrolysis. At Torekov WWTP there is no primary 

sedimentation which is why a laboratory hydrolysis test was made only with return sludge. 

The results showed that it is possible to use return sludge hydrolysis to create a carbon source 

that is suitable both for biological phosphorus removal and for biological nitrogen removal. 

Simulations in EFOR show that it is difficult to combine bio-P with a sufficient nitrogen 

removal through minor alterations. It is however possible to improve the nitrogen removal 

through only minor alterations if the chemical phosphorus removal is kept. This is 

accomplished in EFOR by increasing the internal recirculation and increasing the ethanol 

dosage during the summer. If this is combined with creating hydrolysis and P-release in the 

sludge treatment tanks, establishment of bio-P is possible. It is however necessary to do some 

more extensive changes to be able to compensate for the reduced aerobic sludge age. Two 

alternatives were found; increasing the volume of the aerated tanks in the biostage or moving 

the location of the internal recirculation to be able to aerate the tanks that today are used for 

denitrifikation. A yearly mean for the effluent concentration of phosphorus of 0.4 mg/l was 

then reached. This is above todays limit of 0.3 mg/l but below the limit of 0.5 mg/l that 

Öresundsverket WWTP got as a limit when they introduced bio-P. Investigating the 

possibility for a similar solution for Torekov WWTP might be of interest, no chemical 

phosphorus removal would then be necessary. 

V

Förkortningar 

ASM-1 aktivslammodell 1 (activated sludge model no 1) 

ASM-2d aktivslammodell 2d (activated sludge model no 2d) 

BOD 

COD 

COD f 

DPAO 

DSVI 

GAO 

HAc 

HPr 

PAO 

pe 

PHA 

PHB 

PHV 

Poly-P 

SBR 

SRT 

SS 

VFA 

VSS 

biokemisk syreförbrukning (biological oxygen demand) 

kemisk syreförbrukning (chemical oxygen demand) 

löst COD (filtrerat prov) 

denitrifierande poly-P-ackumulerande organismer (denitrifying poly-P 

accumulating organisms) 

utspädd slamvolymindex (diluted sludge volume index) 

glykogenackumulerande organismer (glykogen accumulating organisms) 

acetat 

propionat 

poly-P-ackumulerande organismer (poly-P accumulating organisms) 

personekvivalenter (population equivalents) 

poly-β-hydroxyalkanoater (poly-β-hydroxyalkanoates) 

poly-β-hydroxybutyrat 

poly-β-hydroxyvalerat 

polyfosfat 

sequencing batch reactor 

slamålder (sludge retention time) 

suspenderad substans (suspended solids) 

flyktiga fettsyror (volatile fatty acid) 

glödförlust (volatile suspended solids) 

VII

VIII

Innehållsförteckning 

1 Inledning ............................................................................................................................ 1 

1.1 Bakgrund 1 

1.1.1 Fosforavskiljning i svenska avloppsreningsverk 1 

1.1.2 Återanvändning av fosfor 2 

1.1.3 Fosfor i avloppsvattnet 3 

1.1.4 Varför bio-P 4 

1.2 Syfte med studien 6 

1.3 Litteratursökning 6 

2 Bio-P-drift ......................................................................................................................... 7 

2.1 Biokemin i ett bio-P-system 7 

2.1.1 Anaerob bassäng 7 

2.1.2 Aerob bassäng 8 

2.1.3 Den övergripande processen 9 

2.2 Kväveavskiljning 10 

2.2.1 Nitrifikation 10 

2.2.2 Denitrifikation 10 

2.2.3 Aktivslamanläggningar med kväveavskiljning 10 

2.2.4 Kväveavskiljning i kombination med biologisk fosforavskiljning 11 

2.3 Förutsättningar för bio-P 11 

2.3.1 VFA 12 

2.3.2 Anaeroba / aeroba förhållanden 12 

2.3.3 pH 12 

2.3.4 Temperatur 13 

2.3.5 Konkurrens med GAO 13 

2.3.6 Motjoner 14 

2.3.7 Kemisk fällning som komplement 14 

2.3.8 Sekundärt fosforsläpp 14 

2.4 Optimering 15 

2.5 Processer för bio-P-drift 15 

2.5.1 A/O 15 

2.5.2 A 2 /O 16 

2.5.3 UCT 16 

2.5.4 PhoStrip 17 

2.5.5 SBR 17 

IX

2.6 Hydrolys 18 

2.6.1 Längre uppehållstid i den anaeroba bassängen 19 

2.6.2 Primärslamhydrolys 19 

2.6.3 Returslamhydrolys 20 

2.6.4 Optimering av hydrolysprocessen 21 

2.6.5 Hydrolysförsök 22 

3 Bio-P i Sverige ................................................................................................................ 23 

3.1 Öresundsverket 23 

3.2 Käppalaverket 23 

3.3 Sjöstadsverket 24 

3.4 Duvbackens reningsverk 24 

4 Torekovs avloppsreningsverk ....................................................................................... 25 

4.1 Biosteget och slamstabiliseringen 27 

5 Material och Metod ........................................................................................................ 31 

5.1 Analys av mätdata för åren 2008-2010 31 

5.1.1 Utvärdering av eventuellt inläckage 31 

5.1.2 Utvärdering av kemikalieförbrukning 31 

5.2 Mätningar gjorda på verket 31 

5.2.1 Slamålderanalys 31 

5.3 Hydrolysförsök 32 

5.3.1 Beräkning av hydrolyskonstanten 33 

5.4 P-släppsförsök 33 

5.4.1 Försök med acetat som kolkälla 34 

5.4.2 Försök med inkommande vatten 35 

5.4.3 Försök med hydrolysat 35 

5.5 Denitrifikationsförsök 35 

5.5.1 Acetat som kolkälla 36 

5.5.2 Hydrolysat som kolkälla 36 

6 Resultat och diskussion .................................................................................................. 37 

6.1 Analys av mätdata 37 

6.1.1 Inläckage 37 

6.1.2 Kemikalieförbrukning 40 

6.2 Mätningar på verket 41 

6.2.1 Syrehalt 41 

6.2.2 Fosfor- kväve- och COD-halter 42 

6.2.3 SS och VSS 43 

X

6.2.4 Slamålder 44 

6.2.5 VFA-mätning 44 

6.3 Hydrolysförsök 46 

6.3.1 Hydrolyskonstanten 53 

6.4 P-släppsförsök 54 

6.4.1 Med acetat som kolkälla 54 

6.4.2 Med inkommande vatten 55 

6.4.3 Med hydrolysat 55 

6.5 Denitrifikationsförsök 56 

7 Modellering med hjälp av EFOR .................................................................................. 59 

7.1 Indata 59 

7.1.1 Inflödeskoncentrationer 59 

7.1.2 Temperaturprofil 59 

7.1.3 Årsindelning (faser) 59 

7.2 Referensscenario 59 

7.2.1 Styrningar 60 

7.2.2 Resultat från referensscenariot 61 

7.3 Förslag på förändringar i driften 63 

7.3.1 Förbättrad kväveavskiljning 63 

7.3.2 Biologisk fosforavskiljning 65 

7.3.3 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 67 

7.3.4 Ändrad position för den interna recirkulationen 69 

7.4 Längre tidsperiod (2008-2010) 71 

7.4.1 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 71 

7.4.2 Ändrad position för den interna recirkulationen 72 

8 Slutsatser ......................................................................................................................... 75 

8.1 Utvärdering av verket som det ser ut idag 75 

8.2 Modellering i EFOR 76 

9 Framtida studier ............................................................................................................. 77 

10 Referenser........................................................................................................................ 79 

XI

XII

Inledning 

1 Inledning 

1.1 Bakgrund 

Övergödningen i svenska inlandssjöar och framförallt i Östersjön har länge varit ett stort 

problem. I Östersjön har den gett upphov till bland annat stora problem med giftig 

algblomning, kraftigt minskad bottenvegetation och på vissa ställen helt döda bottenbassänger 

(HELCOM, 2010). Övergödning orsakas av höga halter av fosfor och kväve som möjliggör 

en ökad produktion av fotosyntetiska organismer såsom prokaryota cyanobakterier och 

eukaryota alger. Fosfor anses vara det mest kritiska näringsämnet för cyanobakterierna 

eftersom dessa bakterier kan fylla sitt kvävebehov genom att binda kväve från atmosfären 

(Seviour et al., 2003). En ökad produktion av fytoplankton ökar vattnets turbiditet och mindre 

ljus når botten vilket gör det svårare för bottenlevande växter att överleva. Minskad växtlighet 

på botten innebär att mindre syre produceras vilket leder till syrebrist när den ökade mängd 

organiskt material som sedimenteras på botten ska brytas ned. Denna syrebrist påverkar alla 

syrekonsumerande organismer som lever nära botten och kan bli så allvarlig att stora 

populationer kvävs till döds (HELCOM, 2010). 

1.1.1 Fosforavskiljning i svenska avloppsreningsverk 

Fosforutsläppet från svenska avloppsreningsverk var som störst i slutet på 1960-talet, se Figur 

1.1, något som kan förklaras av att praktiskt taget alla hushåll i tätorterna med WC var 

kopplade till ett avloppsreningsverk men att ingen fosforavskiljning tillämpades (Holmqvist 

& Bengtsson, 2009). Allvarliga miljöproblem på grund av alla utsläpp gjorde att Miljöskyddslagen 

togs fram och togs i kraft 1969. Därefter gjorde staten stora investeringar inom 

avloppsreningstekniken i Sverige och flera avloppsreningsverk införde kemisk rening av 

fosfor. Detta resulterade i en halvering av fosforutsläppen redan år 1975. Allt fler 

avloppsreningsverk införde kemisk rening och idag är cirka 95 % av alla hushåll i tätorterna 

kopplade till ett avloppsreningsverk med kombinerad biologisk och kemisk rening 

(Naturvårdsverket, 2008). 

Figur 1.1. Diagrammet visar hur utsläppet av fosfor från avloppsreningsverk har förändrats 

sedan 1940 (Naturvårdsverket, 2008). 

Avloppsvattendirektivet (91/271/EEC) kräver idag att alla avloppsreningsverk inom EU större 

än 10 000 pe och som släpper ut sitt vatten i potentiellt känsliga vattendrag måste rena vattnet 

från fosfor. Utifrån detta direktiv gjordes i Sverige bedömningen att alla vattendrag i inlandet 

samt alla kustområden är väldigt känsliga för fosforutsläpp och att utsläpp skulle kunna leda 

1

Inledning 

till övergödning (Naturvårdsverket 2008). Utflödena från kommunala avloppsreningsverk i 

Sverige utgör tillsammans den största punktkällan för fosfor och ungefär 20 % av det totala 

utsläppet av antropogent fosfor, se Figur 1.2. 

För att minska problemen med övergödning orsakad av fosforutsläpp från avloppsreningsverk 

är fosforkravet för utgående vatten på de flesta avloppsreningsverk i Sverige 0,3-0,5 mg/l 

(Tykesson, 2005), vilket kan jämföras med det gränsvärde som är angivet i 

avloppsvattendirektivet på 1-2 mg/l (91/271/EEC). Man har även begränsat mängden fosfater 

i tvätt- och maskindiskmedel som säljs i Sverige för enskilt bruk till 0,2 respektive 0,5 

viktsprocent (Kemikalieinspektionen, 2010). 

Enskilda 

avlopp 

12% 

Dagvatten 

från tätorter 

5% 

Skogsbruk 

1% 

Industri 

17% 

Jordbruk 

45% 

Kommunala 

reningsverk 

20% 

Figur 1.2. Diagram som visar källfördelningen av utsläpp av antropogent fosfor under år 

2006. Totalt under året släpptes 2 080 ton antropogent fosfor ut från avloppsreningsverk 


1.1.2 Återanvändning av fosfor 

Kretsloppstänkandet är en viktig del i strävan efter ett hållbart samhälle och detta gäller även 

näringsämnen. Jordbruket idag är inte självförsörjande när det gäller växtnäring utan förlitar 

sig till stor del på handelsgödsel i form av råfosfat. Detta innebär i sin tur en stadig ökning av 

fosfor i naturen och ett ökat problem med övergödning. Skulle den fosfor som finns i 

avloppsslammet istället kunna återanvändas innebär det både en ekonomisk och framförallt en 

miljömässig förbättring (Naturvårdsverket 2008). Återanvändning av fosfor innebär också att 

mängden slam minskar och på ställen där slamhanteringen är väldigt kostsam bidrar detta till 

den ekonomiska nyttan med återanvändning. Studier visar att ett avloppsreningsverk med en 

BOD:P kvot på 18 skulle kunna minska slammängden med cirka 17 % om ett system infördes 

där fosfor utvinns i ett sidoflöde (Woods et al., 1999), exempelvis PhoStrip som finns 

beskrivet i kapitel 2.4.4. 

Det finns även en annan väldigt viktig anledning att återanvända fosfor i vattenreningsprocessen 

och det är att den fosfor som bryts i gruvor för att användas som gödningsmedel 

inom jordbruket håller på att ta slut. Studier visar att inom 50-100 år kommer den globala 

fosfatreserven att vara förbrukad (Cordell et al., 2009). Fosfatbrytningen antas nå sitt 

maximum runt år 2030 då både kvantiteten och kvaliteten på fosfaten kommer att sjunka och 

kostnaderna öka. Detta samtidigt som fosfatbehovet beräknas öka med 50-100 % fram till år 

2050 (Cordell et al., 2009). I en studie där man studerade metoder för att undvika den kris 

2

Inledning 

som skulle kunna uppstå när fosfattillgången minskar betonades vikten av att återanvända den 

fosfor som finns i avfallsströmmarna i samhället idag (Cordell et al., 2011). 

För att närmare undersöka möjligheterna för återanvändning av fosfor i Sverige gav 

regeringen våren 2001 Naturvårdsverket uppdraget att utreda frågorna om miljö- och 

hälsoskyddskrav för återförande av fosfor från avloppsslam. Naturvårdsverket kom då bland 

annat fram med målet att minst 60 % av den fosfor som finns i avloppsvattnet ska återföras 

till produktiv mark år 2015 och att minst hälften av den fosforn bör användas på åkermark 


Att återföra fosfor från avloppsslam är dock inte helt problemfritt. Slammet kan innehålla 

miljöfrämmande ämnen som inte bör hamna på åkermark. Naturvårdsverket har därför ställt 

kravet att metaller eller naturfrämmande ämnen på åkermark inte får öka till en nivå som 

skulle kunna påverka människors hälsa eller ekosystemet negativt. Vidare får ämnen som 

skulle kunna ha en allvarlig negativ påverkan på miljön eller människors hälsa inte 

förekomma i slammet (Naturvårdsverket, 2002). I Sverige finns den så kallade REVAQcertifieringen, 

framtagen av Svenskt vatten, som ett sätt att kvalitetssäkra slam från 

avloppsreningsverk. Ett avloppsreningsverk som är REVAQ-certifierat producerar ett slam 

som är säkert att använda på åkermark samtidigt som fortlöpande arbete sker för att förbättra 

kvaliteten på det till verket inkommande avloppsvattnet (Svenskt vatten, 2011). 

1.1.3 Fosfor i avloppsvattnet 

Fosfor finns i form av ortofosfat (PO 4 -P), polyfosfat (poly-P) eller organiskt bundet fosfor i 

det till avloppsreningsverket inkommande avloppsvattnet. Cirka 10 % av fosforn är partikulär 

och kan avlägsnas i en försedimenteringsbassäng (Metcalf & Eddy, 1991). I den biologiska 

reningen i ett avloppsreningsverk, designat för att avlägsna BOD och kväve, avlägsnas i 

normala fall ytterligare 10-30 % av fosforn då bakterier utnyttjar fosfor för cellsyntes och 

energitransport (Metcalf & Eddy, 1991). Dessutom kan det ske viss fällning med hjälp av 

metallsalter som finns i avloppsvattnet (Tykesson, 2005). Resterande fosfor måste avlägsnas 

på annat sätt för att möta utsläppskraven. 

Kemisk rening 

Vid kemisk fällning tillsätts ett metallsalt, vanligtvis järn- eller aluminiumsalt, för att bilda 

större partiklar med den lösta fosforn i avloppsvattnet (Henze et al., 1997). Fosforpartiklarna 

avlägsnas sedan i en sedimentationsbassäng. Fällningen kan ske före, efter eller simultant med 

biosteget. 

Utökad biologisk rening 

Vid utökad biologisk rening av fosfor, även kallad bio-P, tas löst fosfor i avloppsvattnet upp 

av speciella fosforackumulerande bakterier för att användas som energireserv (Henze et al., 

1997). För att detta ska ske krävs att bakterierna utsätts för alternerande anaeroba och aeroba 

förhållanden. Fosforn lämnar därmed avloppsreningsverket via slammet. 

Hybridrening 

Ibland räcker det inte att använda sig av enbart bio-P för att avlägsna tillräcklig mängd fosfor 

för att möta utsläppskraven, varför det kan vara nödvändigt att kombinera bio-P med kemisk 

fällning. Detta kallas då hybridrening. 

3

Inledning 

Övriga metoder 

Kemisk fällning och biologisk rening är de vanligaste metoderna för rening av fosfor, men 

man kan också använda sig av mekaniska metoder som filtrering, ultrafiltrering eller omvänd 

osmos (Metcalf & Eddy, 1991). 

1.1.4 Varför bio-P 

Utav ovanstående metoder är kemisk fällning med järn- eller aluminiumsalter den i Sverige 

idag vanligaste metoden för fosforavskiljning (Borglund & Jönsson, 2003). Det finns dock 

vissa nackdelar med denna metod. Det största problemet är den ekonomiska och miljömässiga 

belastning som det innebär att tillsätta kemikalier till reningsprocessen, dels själva 

produktionen och inhandlingen av kemikalierna men också den inverkan kemikalierna kan ha 

på miljön efter att de lämnat avloppsreningsverket (Tykesson, 2005). Ett annat problem är den 

betydande mängd slam som produceras. I en studie gjord av Paul et al. (2001) analyserades 

fosforavskiljningen i 35 olika avloppsreningsverk i Frankrike med fokus på slamproduktion 

och kostnad per kg P inflöde . Samtliga verk hade en fosforavskiljningsgrad på minst 80 % och 

använde sig av antingen kemisk rening, bio-P-drift eller hybridrening för att rena 

avloppsvattnet från fosfor. Den extra mängd slam som produceras på grund av 

fosforavskiljning var vid bio-P-drift 40-70 % lägre än den extra mängd som produceras vid 

kemisk rening. Kostnaderna som utvärderades i studien begränsades till kostnader för 

slambehandling och kemikalier. Slutsatsen blev att bio-P-drift är betydligt billigare i drift 

jämfört med kemisk rening, huvudsakligen beroende på kemikaliekostnaden. Kostnaden för 

bio-P-drift var som bäst 1/7 av kostnaden för kemisk rening (Paul et al., 2001). 

Inte enbart mängden slam påverkas av vilken typ av fosforavskiljning som används utan även 

slammets förmåga att sedimentera. Detta är en viktig faktor när det gäller fosforavskiljning då 

slammet är väldigt fosforrikt varpå konsekvensen om sedimenteringen inte fungerar 

tillräckligt bra är att fosforhalten i utflödet blir för hög. I en studie av fosforavskiljningen på 

Öresundsverket i Helsingborg konstaterades att det utspädda slamvolymindexet (DSVI) var 

både lägre och mer stabilt vid bio-P-drift jämfört med simultanfällning, se Figur 1.3. I samma 

studie visade det sig även att risken för slamflykt vid ökade flöden var mindre vid bio-P-drift 

än vid kemisk rening (Jönsson et al., 1996). En annan slamegenskap som tycks bero på 

reningsprocessen är avvattningen. Kemslam har visat sig vara svårare att avvattna än 

biologiskt slam, vilket skulle kunna innebära en ekonomisk fördel för bio-P-drift (Lees et al., 

2001). 

Figur 1.3. Diagram för DSVI under 1993 och 1994 på Öresundsverket för en linje med bio-Pdrift 

och en referenslinje med simultanfällning (Jönsson et al., 1996). 

4

Inledning 

Ytterligare ett incitament för övergång från kemisk till biologisk fosforavskiljning är 

möjligheten till återvinning av fosfor ur det biologiska slammet, något som troligtvis kommer 

att bli väldigt viktigt för att uppnå ett hållbart samhälle. I en rapport av Jansen et al. (2009) 

konstateras att höga halter av fällningskemikalier i slammet försvårar möjligheterna till 

fosforåtervinning. 

Det finns naturligtvis även nackdelar med bio-P. Ett av de större problemen är att processen är 

betydligt mer känslig vilket gör den mer instabil än den kemiska reningen, mycket beroende 

på bristande kunskap och erfarenhet (Tykesson, 2005). Ett annat problem med bio-P är att det 

kan uppstå fosforsläpp under den anaeroba slambehandlingen. Om fosforn inte binds till 

slammet under slambehandlingen finns risk att stora mängder fosfor förs tillbaka till 

avloppsreningsverket med rejektvattnet. 

Bio-P-drift används oftast i avloppsreningsverk med aktivslamsystem och är svårt att 

kombinera med system med biobäddar. Detta beror dels på att för att kunna ackumulera de 

fosforupptagande bakterierna måste de utsättas för alternerande anaeroba och aeroba 

förhållanden vilket är svårt i ett system där bakterierna växer i en fast biobädd (Bei & 

Tengrui, 2008). 

I och med de strikta fosforkraven krävs oftast kemisk fällning som ett komplement till den 

biologiska reningen (Tykesson, 2005). Sker fällningen före eller simultant med den biologiska 

reningen kan fosforbrist för bakterierna uppstå varpå bio-P-processen hämmas (Seviour et al., 

2003). 

Det finns alltså både för- och nackdelar med bio-P-drift men intresset för biologisk 

fosforavskiljning i Sverige är mycket stort vilket ändå tyder på att många anser att fördelarna 

överväger nackdelarna (Jansen et al., 2009). Tabell 1.1 sammanfattar de för- och nackdelar 

med bio-P som finns idag. 

Tabell 1.1. Fördelar och nackdelar med bio-P-drift. 

Fördelar 

Mindre slamproduktion innebär lägre 

kostnader för slambehandling. 

Ingen tillsats av metallsalter innebär både 

ekonomisk och miljömässig förbättring. 

Mindre risk för ökade 

utflödeskoncentrationer vid varierande 

flöden. 

Enklare avvattning av slammet. 

Bättre förutsättningar för återvinning av 

fosfor. 

Nackdelar 

Lite kunskap och erfarenhet finns. 

Recirkulation av fosfor från slambehandlingen 

om fosforn inte binds till 

slammet. 

Väldigt svårt att implementera i ett biobäddssystem. 

Kompletterande kemisk fosforavskiljning 

oftast nödvändig som säkerhetsåtgärd. 

5

Inledning 

1.2 Syfte med studien 

Syftet med denna studie var att göra en utvärdering av Torekovs avloppsreningsverk med 

fokus på biologisk fosforavskiljning. Avloppsreningsverket är byggt med bio-P-konfiguration 

men idag sker fosforavskiljningen med hjälp av kemisk fällning. Möjligheten att övergå till 

bio-P-drift undersöktes samt vilka åtgärder som eventuellt skulle krävas. Syftet var också att i 

viss mån optimera driften på verket främst med hjälp av modellering. De frågeställningar som 

låg som grund till arbetet är: 

Sker det någon biologisk fosforavskiljning idag 

Går det att driva Torekovs avloppsreningsverk med bio-P-drift 

Om det går att driva med bio-P, vilka förändringar krävs 

Om det inte går att driva anläggningen med bio-P, hur optimeras driften 

1.3 Litteratursökning 

Litteratursökningen till bakgrunden och teoridelen genomfördes i databasen LibHub på 

relevanta nyckelord. Utöver artiklar funna i databasen har mycket information hämtats från 

Eva Tykessons avhandling Enhanced biological phosphorus removal och böckerna 

Wastewater Treatment av Henze et al., 1997 och Wastewater Engineering av Metcalf & 

Eddy, 1991. 

6

Bio-P-drift 

2 Bio-P-drift 

Bio-P upptäcktes av en slump för mer än 50 år sedan i ett försök med risplantor i den aeroba 

bassängen i en aktivslamanläggning. Man upptäckte att plantorna led av fosforbrist trots en 

hög fosforhalt i inflödet (Srinath et al., 1959). Principen för bio-P-driften går enkelt förklarat 

ut på att man ”stressar” bakterierna i den biologiska reningsfasen att ta upp mer fosfor än vad 

som krävs för den normala celltillväxten (Metcalf & Eddy, 1991). Detta kan man åstadkomma 

genom att utsätta dem för en anaerob miljö följd av en aerob eller anox miljö (Tykesson, 

2005). Nedan följer en beskrivning av biokemin bakom bio-P-processen, vikten av en 

kombinerad kväveavskiljning samt olika förutsättningar för en fungerande bio-P-drift. 

2.1 Biokemin i ett bio-P-system 

Bakterierna som tar upp fosfor kallas PAO (poly-P-ackumulerande organismer). Vissa av 

bakterierna har man kunnat identifiera, medan andra fortfarande är okända (Tykesson, 2005). 

I den anaeroba bassängen tar PAO upp flyktiga fettsyror (VFA) och lagrar det som PHA 

(poly-β-hydroxyalkanoater) (Seviour et al., 2003). Den kemiska kompositionen av PHA beror 

på vilken typ av VFA som tagits upp. Vid exempelvis upptag av acetat bildas poly-βhydroxybutyrat 

(PHB) och vid upptag av propionat bildas poly-β-hydroxyvalerat (PHV) 

(Seviour et al., 2003). I ett avloppsreningsverks biomassa kan man vanligtvis hitta en 

blandning av olika PHA. 

Flera empiriska modeller har gjorts för att försöka förklara de kemiska processer som sker i 

PAO under bio-P-drift. Modellerna baseras på försök med en okänd sammansättning mikroorganismer 

där acetat använts som kolkälla. Resultaten reflekterar alltså beteendet hos en 

grupp okända mikroorganismer och är därför omöjlig att använda på en enskild population, 

men man antar ändå i modellerna att alla PAO har samma metaboliska förhållanden (Seviour 

et al., 2003). Alla modeller kan dock konstatera att vid en lyckad bio-P-drift skaffar sig PAO 

en konkurrensfördel över andra bakteriepopulationer genom sin förmåga att syntetisera PHA 

under anaeroba förhållanden (Seviour et al., 2003). 

2.1.1 Anaerob bassäng 

I den anaeroba bassängen syntetiserar PAO PHA. För att kunna genomföra denna process 

använder PAO poly-P, som finns lagrat i cellen, som energikälla. Poly-P bryts då ned och 

ortofosfat frigörs till den omgivande bulkvätskan (Seviour et al., 2003). Det finns två olika 

teorier om varifrån processen får sin reducerande kraft; från citronsyracykeln, den så kallade 

Comeau/Wenzel-modellen, eller genom nedbrytning av glykogen, den så kallade Minomodellen 

(Tykesson, 2005). Mino-modellen har fått större genomslagskraft, men det har 

också kommit teorier om att även citronsyracykeln bidrar när nedbrytningen av glykogen inte 

räcker till (Seviour et al., 2003). Nedbrytning av glykogen bidrar också med mer energi till 

syntetiseringen av PHA, utöver energin från polyfosfatnedbrytningen (Tykesson, 2005). Det 

finns en teori om att tillgången på glykogen och inte mängden poly-P i cellerna kan vara den 

begränsande faktorn, för hur mycket VFA som cellerna kan tillgodogöra sig (Seviour et al., 

2003). Figur 2.1 illustrerar de biokemiska processer som sker i PAO under anaeroba 

förhållanden, enligt Mino-modellen. 

7

Bio-P-drift 

glykogen 

Poly-P 

PHA 

energi 

kol 

PO 4 

3- 

VFA 

Figur 2.1. Processer i PAO under anaeroba förhållanden, enligt Mino-modellen (Tykesson, 

2005). 

2.1.2 Aerob bassäng 

I den aeroba bassängen använder sig PAO av sitt lager av PHA som kol- och energikälla för 

tillväxt och för att åter syntetisera poly-P av ortofosfat från den omgivande bulkvätskan 

(Tykesson, 2005). PAO som har syntetiserat PHA i den anaeroba bassängen skaffar sig 

därmed en konkurrensfördel vid brist på extern kolkälla i det inkommande avloppsvattnet 

(Seviour et al., 2003). I den aeroba bassängen syntetiserar PAO-cellerna dessutom nytt 

glykogen, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). Är tillgången till PHA i cellen begränsad i 

den aeroba bassängen kan PAO istället oxidera glykogen för att skapa energi. Studier visar 

dock att det då inte sker något fosfatupptag (Brdjanovic et al., 1998). Utan fosfatupptag 

återbildas inget poly-P vilket i sin tur leder till att mindre PHA bildas och mindre fosfat tas 

upp i nästa cykel. Figur 2.2 nedan illustrerar de biokemiska processer som sker i PAO under 

aeroba förhållanden, enligt Mino-modellen. 

glykogen 

Poly-P 

energi 

kol 

& 

PHA 

O 2 / NO 3 

- 

CO 2 

PO 4 

3- 

Figur 2.2. Processer i PAO under aeroba förhållanden, enligt Mino-modellen (Tykesson, 

2005). 

8

Bio-P-drift 

Anox bassäng 

Även i en anox bassäng sker en liknande process som i en aerob bassäng. Detta innebär att 

vissa PAO kan använda sig av båda syre och nitrat som elektronacceptor (Tykesson, 2005). 

PAO som använder sig av nitrat kallas denitrifierande PAO (DPAO) eftersom de samtidigt 

reducerar nitrat (Monclús et al., 2010). Att gynna DPAO har tre stora fördelar; dels att 

behovet av kolkälla minskar då DPAO använder PHA både för att ta upp fosfor och för att 

reducera nitrat till kvävgas, dels att mindre syre krävs i den aeroba bassängen då mindre 

fosforupptag sker där och dels att mindre mängd slam bildas då färre organismer utför fosforoch 

kväveavskiljningen (Kuba et al., 1997). I studien gjord av Monclús et al. (2010) vid en 

pilotanläggning för bio-P fann man att DPAO stod för 18 % respektive 33 % av den totala 

denitrifikationen, efter drift under 75 respektive 100 dagar. 

2.1.3 Den övergripande processen 

Effekten av att utsätta PAO för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden blir ett 

nettoupptag av fosfor då mer fosfor tas upp av PAO än vad som släpps (Brdjanovic et al., 

1998), se Figur 2.3. Fosforavskiljningen sker i och med att fosfor förs ut ur systemet via 

överskottsslammet (Aspegren, 1995). 

Figur 2.3. Koncentrationen av olika ämnen i bulkvätska respektive PAO-celler vid anaeroba 

respektive aeroba förhållanden. Publicerad med vänlig tillåtelse av Dr. Adam Muszynski, 

Division of Biology, Faculty of Environmental Engineering, Warsaw University of 

Technology, Polen. 

9

Bio-P-drift 

2.2 Kväveavskiljning 

Precis som fosfor kan kväve renas biologiskt och för att få ett väl fungerande 

avloppsreningsverk med såväl biologisk kväve- som fosforavskiljning är det viktigt att se till 

att processerna fungerar bra tillsammans. 

Kväve finns i inkommande avloppsvatten i form av organiskt kväve, ammonium, nitrat och 

nitrit (Metcalf & Eddy, 1991). Kväveavskiljningen på ett avloppsreningsverk består dels av 

att bakterier tillgodogör sig kväve för cellsyntes, samt av omvandling av ammonium till 

kvävgas genom de två processerna nitrifikation och denitrifikation (Metcalf & Eddy, 1991). 

2.2.1 Nitrifikation 

Den första processen kallas nitrifikation och där oxideras ammonium till nitrat. Processen sker 

i två delsteg, först oxideras ammonium till nitrit av Nitrosomonas och sedan oxideras nitrit 

vidare till nitrat av Nitrobacter (Henze et al., 1997). De nitrifierande bakterierna är autotrofer 

och använder sig därmed av koldioxid som kolkälla (Henze et al., 1997). 

NH 4 + + 2/3 O 2 NO 2 - + H 2 O + H + 

NO 2 - + 1/2 O 2 NO 3 

- 

Det är det första steget, oxidering av ammonium, som är det begränsande steget för processen. 

Det innebär att halten nitrit vanligtvis är mycket låg, utom vid icke stationära förhållanden 

som vid exempelvis uppstart, varierande belastning och utspolning (Henze et al., 1997). 

Enligt Metcalf & Eddy (1991) behövs en syrekoncentration på minst 1 mg/l för att undvika att 

syre blir den begränsande faktorn i processen. Droste (1997) hävdar istället att det behövs 

minst en syrekoncentration på 0,5 mg/l för att nitrifikationen ska fungera, men att 

koncentrationer under 2,5 mg/l kan innebära att syrehalten begränsar processen. 

2.2.2 Denitrifikation 

Processen där nitrat omvandlas till kvävgas kallas denitrifikation och sker under anoxa 

förhållanden, där nitrat används som elektronacceptor. Många av de denitrifierande 

bakterierna använder sig av syre som elektronacceptor då det finns tillgängligt och det är 

därför viktigt att det inte finns något syre i den bassäng som används för denitrifikation 

(Henze et al., 1997). De denitrifierande bakterierna är heterotrofer och använder sig av 

organiskt material som kolkälla. Denitrifikationen sker stegvis enligt formeln nedan (Henze et 

al., 1997). 

NO 3 - NO 2 - NO (g) N 2 O (g) N 2(g) 

De sista tre produkterna är i gasform (g) och kan därför lämna avloppsreningsverket till 

atmosfären. 

2.2.3 Aktivslamanläggningar med kväveavskiljning 

Det finns två alternativ till biologisk kväveavskiljning i en aktivslamanläggning; efterdenitrifikation 

och fördenitrifikation. 

Efterdenitrifikation 

Vid efterdenitrifikation designas anläggningen enligt Figur 2.4, där denitrifikationsbassängen 

(anox) följer efter nitrifikationsbassängen (aerob). Ett problem som kan uppstå i efter- 

10

Bio-P-drift 

denitrifikationsanläggningar är att den lättillgängliga kolkällan hinner förbrukas i den aeroba 

bassängen genom den koloxidering som också sker där, vilket leder till brist på kolkälla för de 

denitrifierande bakterierna. Ett sätt att lösa detta problem är att tillsätta en kolkälla, extern 

(exempelvis metanol, etanol eller acetat) eller intern (exempelvis inkommande vatten eller 

hydrolysat), i direkt anslutning till denitrifikationsbassängen (Henze et al., 1997). 

kolkälla 

inflöde 

aerob bassäng 

anox bassäng 

sedimentation 

utflöde 

returslam 

överskottsslam 

Figur 2.4. Flödesschema för efterdenitrifikation med tillsats av kolkälla (Henze et al., 1997). 

Fördenitrifikation 

Vid fördenitrifikation är som namnet antyder denitrifikationsbassängen placerad före 

nitrifikationsbassängen, se Figur 2.5. Här kan den lättillgängliga kolkällan i inkommande 

vatten direkt användas för denitrifikationen. Efter nitrifikationsbassängen är det nödvändigt 

med en intern recirkulation för att nitratet som bildats vid nitrifikationen ska kunna 

denitrifieras i den första denitrifierande bassängen (Henze et al., 1997). 

internrecirkulation 

inflöde 

anox bassäng 


sedimentation 

utflöde 

returslam 


Figur 2.5. Flödesschema för fördenitrifikation (Henze et al., 1997). 

2.2.4 Kväveavskiljning i kombination med biologisk fosforavskiljning 

För att kunna kombinera biologisk kväve- och fosforavskiljning krävs därför att anaeroba, 

anoxa såväl som aeroba förhållanden finns på avloppsreningsverket. Ett problem som kan 

uppstå är brist på kolkälla då både de denitrifierande bakterierna såväl som PAO är beroende 

av lättillgängligt organiskt material. 

2.3 Förutsättningar för bio-P 

När bio-P fungerar optimalt är det ett bra och billigt alternativ till kemisk fällning, men under 

vissa förhållanden kan systemet stöta på problem och fungerar då sämre (Lopez-Vazquez et 

al., 2009). Förutsättningarna för en väl fungerande bio-P-process diskuteras nedan. 

11

Bio-P-drift 

2.3.1 VFA 

Eftersom VFA är kolkällan som PAO tillgodogör sig i den anaeroba bassängen vid bio-P-drift 

är tillgången på VFA i det inkommande avloppsvattnet avgörande för en fungerande drift. 

Normalt ligger halten VFA runt 2-10 % av det totala COD-innehållet i primärsedimenterat 

avloppsvatten, och då vanligtvis i form av acetat (Henze et al., 1995). Men ytterligare 

10-20 % (Henze et al., 1995) av COD-innehållet är lättfermenterande material och kan 

omvandlas till VFA i den anaeroba bassängen av fermenterande bakterier. Den totala mängd 

VFA som finns i det inkommande vattnet och den mängd som kan omvandlas till VFA utgör 

den så kallade VFA-potentialen (Lie & Welander, 1997). VFA-potentialen mäts i ett enkelt 

laboratorieförsök där det under anaeroba förhållanden sker spontan fermentering av det 

obehandlade avloppsvattnet tills det att inget mer fermenterbart material finns kvar. Därefter 

analyseras halten VFA som bildats (Lie & Welander, 1997). Tidiga studier visade att det 

krävs minst 20 mg COD VFA för att kunna avlägsna 1 mg fosfor (Abu-ghararah & Randall, 

1991). I en senare utvärdering av bio-P-driften på Öresundsverket visade det sig dock räcka 

med 14 mg COD VFA per mg fosfor (Jönsson et al., 1996). 

Om halten VFA i det inkommande vattnet är låg kan den ökas genom framtvingad hydrolys 

och fermentering (Tykesson, 2005). Hydrolys kan göras antingen av slammet från 

försedimenteringsbassängen eller av returslammet. Mer om hydrolys finns att läsa i kapitel 

2.6. 

2.3.2 Anaeroba / aeroba förhållanden 

Att bibehålla de anaeroba och aeroba förhållandena är viktigt för att PAO ska skaffa sig 

fördelar gentemot andra organismer (Henze et al., 1997). Om syre eller nitrat finns tillgängligt 

i den anaeroba bassängen minskas mängden VFA tillgängligt för PAO eftersom 

denitrifierarna och koloxiderarna då kan förbruka VFA. Samtidigt hämmas produktionen av 

VFA via fermentering, då endast fermentering i strikt anaerob miljö möjliggör produktion av 

VFA utan vidare nedbrytning (Jönsson et al., 1996). Nitrat eller syre i den anaeroba 

bassängen leder dessutom till att PAO tar upp fosfor istället för att släppa vilket totalt sett 

leder till ett mindre fosforupptag (Tykesson, 2005). 

Överluftning 

Överluftning kan uppstå vid bristande kontroll av luftningen i den aeroba bassängen under 

perioder med låg COD-halt i inflödet (Brdjanovic et al., 1998). Resultatet av överluftning har 

visat sig vara att glykogen oxideras istället för att bildas vilket leder till en brist på glykogen i 

den anaeroba bassängen. Eftersom glykogen behövs för att bilda PHA innebär detta att 

mindre PHA bildas i cellen, vilket i sin tur leder till att mindre fosfor kan tas upp i den aeroba 

bassängen (Stephens & Stensel, 1998). För att kunna komma till rätta med detta problem 

föreslås en mer flexibel och kontrollerad luftning i den aeroba bassängen, särskilt i perioder 

med låg COD-halt i inflödet. Genom att minska luftningen kontrolleras även nitrifieringen 

och därmed nitrat- och syrehalten i internrecirkulationen och returslammet (Brdjanovic et al., 

1998). 

2.3.3 pH 

Ett högre pH i den anaeroba bassängen gynnar fosforsläppet, vid försök mellan pH 5,5 till 8,5 

påvisades ett stigande fosforsläpp (Tykesson, 2005). Ett för högt pH-värde i den anoxa 

bassängen är dock inte alltid önskvärt då det påverkar denitrifikationen negativt som fungerar 

optimalt vid pH 6,5 – 7,5 (Metcalf & Eddy, 1991). Nitrifikationen å andra sidan gynnas av ett 

högre pH (Tykesson, 2005). Att styra pH i ett avloppsreningsverk är dock inte en rimlig 

12

Bio-P-drift 

åtgärd. Den mängden syra eller bas som skulle krävas är allt för stor och skulle innebära 

väldigt stora kostnader. 

2.3.4 Temperatur 

Temperaturberoendet är en väldigt komplex fråga eftersom många olika bakterier och 

processer i ett avloppsreningsverk med kombinerad kväve- och fosforavskiljning påverkas av 

temperaturen, exempelvis nitrifikationen och VFA-produktionen (Tykesson, 2005). 

Nitrifikationen som sker i den aeroba bassängen är känslig för låga temperaturer, vilket leder 

till att mindre ammonium oxideras och därmed bildas mindre nitrat. Detta är negativt för 

kväveavskiljningen, men kan verka positivt för fosforavskiljningen då mängden nitrat som 

kan återföras till den anaeroba bassängen minimeras (Tykesson, 2005). 

I bio-P-processen är de anaeroba processerna känsligare för temperaturförändringar än de 

aeroba (Tykesson, 2005). Liksom med pH är det dock generellt inte rimligt att styra 

temperaturen i bassängerna men det kan vara viktigt att känna till de lokala förutsättningarna 

vid dimensionering av ett avloppsreningsverk. 

2.3.5 Konkurrens med GAO 

Det är inte bara PAO som kan ta upp VFA vid anaeroba förhållanden, utan även så kallade 

glykogenackumulerande organismer (GAO). Då GAO inte tar upp något fosfor anses de vara 

konkurrenter till PAO (Tykesson, 2005), studier som gjorts har kunnat koppla samman 

driftproblem med bio-P med närvaro av GAO (Lopez-Vazquez et al., 2009). 

I en studie gjord av Lopez-Vazquez et al. (2009) undersöktes förhållandet mellan PAO och 

GAO vid olika pH, temperatur och sammansättning av kolkälla. Resultatet av studien går att 

finna i Figur 2.6. 

Figur 2.6. Resultatet från studien av Lopez-Vazquez et al. (2009). Figuren visar fördelningen 

av PAO och GAO (Competibacter och Alphaproteobacteria), vid olika temperaturer, pH samt 

sammansättning av kolkälla. Som kolkälla användes acetat (HAc) och propionat (HPr). De 

svarta respektive vita fälten indikerar dominans (minst 60 % av den totala bakteriepopulationen) 

och de grå fälten indikerar att där inte fanns någon dominant bakterie utan de 

två med högst fraktion ansågs samexistera. 

Vid lägre temperaturer har PAO större dominanskraft vilket därmed är positivt för bio-Pdriften. 

Med tanke på Sveriges avloppsvattens generellt låga medeltemperatur är risken för 

PAO att utkonkurreras på grund av för hög temperatur osannolik. Sammansättningen på VFA 

13

Bio-P-drift 

i inkommande avloppsvatten består av en blandning av acetat och propionat vilket också 

gynnar PAO. Detta innebär att enligt studien av Lopez-Vazquez et al. (2009) så bör inte pH 

påverka PAOs konkurrenskraft gentemot GAO i svenska avloppsreningsverk. 

Det finns dock andra studier som säger att konkurrensen mellan PAO och GAO påverkas av 

varierande pH. Enligt en studie av Filipe et al. (2001) kan GAO ta upp acetat snabbare än 

PAO vid pH lägre än 7,25. Även i den aeroba fasen är det fördelaktigt med högre pH då 

PAOs fosforupptag och nedbrytning av PHA kraftigt försämras av lägre pH (Tykesson, 2005). 

Dock är det så att om fosforavskiljningen ska kombineras med kvävereduktion så bör pH inte 

vara för högt, se kapitel 2.3.3. Samma motsättning finns vad gäller temperatur där en lägre 

temperatur ger långsammare hastighet för de biokemiska reaktionerna och gynnar PAO i 

konkurrensen med GAO men hämmar kvävereduktionen (Erdal et al., 2003). 

Flera studier har visat att förhållandet mellan COD och fosfor i inflödet påverkar 

konkurrensen mellan PAO och GAO. En hög COD:P kvot (>50 mg COD/mg P) leder oftast 

till en dominans av GAO medan en låg COD:P kvot (10-20 mg COD/mg P) gynnar PAO 

(Oehmen et al., 2007). Samtidigt är det viktigt att det finns en tillräcklig mängd VFA för att 

uppnå en fungerande fosforavskiljning. 

2.3.6 Motjoner 

Fosforsläppet och fosforupptaget sker simultant med släpp och upptag av en ekvivalent 

mängd motjoner. Motjonerna är positiva kalium- och magnesiumjoner som släpps/tas upp för 

att utjämna elektronegativiteten mot de negativa ortofosfatjonerna (Schönborn et al., 2001; 

Tykesson, 2005). Det har visat sig att brist på kalium och magnesium är negativt för 

bio-P-processen varför det är viktigt att mäta och kontrollera även dessa (Tykesson, 2005). 

Tykesson (2005) uppmätte för Öresundsverket 0,28 - 0,33 mol K/mol P respektive 0,27 - 0,32 

mol Mg/mol P med acetat som kolkälla. 

Poly-P-formationerna i PAO har visat sig innehålla magnesium och kalium så väl som 

kalcium (Schönborn et al., 2001). Det har diskuterats i olika studier huruvida kalciumjoner 

fungerar som motjoner och påverkar bio-P-driften. Vissa hävdar att de är oviktiga medan 

andra hävdar att kalcium spelar en betydande roll och bör tas i beaktande om en anläggning 

inte fungerar tillfredsställande (Tykesson, 2005). 

2.3.7 Kemisk fällning som komplement 

För att nå strikta krav på fosforutsläpp krävs oftast kemisk rening som ett komplement till 

bio-P. Studier visar dock att både järnsalt och aluminiumsalt kan hindra den biologiska 

fosforavskiljningen genom att minska mängden fosfor tillgänglig för PAO och på så sätt 

gynna GAO (Tykesson et al., 2003; Liu et al., 2011). Det finns två olika metoder att separera 

den biologiska och kemiska processen; förfällning och efterfällning. Nackdelen med 

förfällning är dock att det är betydligt svårare att beräkna hur mycket kemikalier som bör 

tillsättas (Tykesson, 2005). Om det inte är tekniskt möjligt att separera processerna bör 

tillsatsen ske periodvis för att undvika ackumulering av fällningskemikalier i slammet och 

minska doserad kemikaliemängd (Liu et al., 2011). 

2.3.8 Sekundärt fosforsläpp 

Sekundärt fosforsläpp innebär att PAO släpper fosfor utan att ta upp något VFA. Om PAO 

inte tar upp något VFA kan de heller inte ta upp någon fosfor i den aeroba bassängen (Magro 

et al., 2005). Detta kan uppstå om uppehållstiden i den anaeroba bassängen är för lång och vid 

anaerob slambehandling. 

14

Bio-P-drift 

Uppehållstid i den anaeroba bassängen 

En studie gjordes i USA där det planerades att införa bio-P-drift på ett avloppsreningsverk 

med begränsad anaerob volym. Undersökningar gjordes där den hydrauliska uppehållstiden i 

den anaeroba bassängen minskades från 1,5 till 1,08 timmar med resultatet att bio-Pprocessen 

fungerade bättre. Detta förklarades av den omfattande nedbrytning av organiskt 

material till VFA som skett redan innan avloppsvattnet nått den anaeroba bassängen (Magro 

et al., 2005). Är det inkommande vattnet redan fermenterat och därmed VFA-rikt så tar PAO 

upp denna kolkälla relativt snabbt varpå de under den resterande uppehållstiden ägnar sig åt 

sekundärt fosforsläpp. Det finns även andra studier som visar att en längre uppehållstid i den 

anaeroba bassängen leder till sämre fosforavskiljning på grund av sekundärt fosforsläpp 

(Stephens & Stensel, 1998). Om det inkommande vattnet däremot innehåller låga halter VFA 

kan en längre uppehållstid i den anaeroba bassängen krävas för att tillräcklig fermentering ska 

kunna ske (Magro et al., 2005). 

Slambehandling 

Under bio-P-processen har fosfor gått från att vara löst i vattnet till att vara bundet i slammet 

och det är viktigt att se till att fosforn lämnar biosteget via överskottsslammet. Sekundärt 

fosforsläpp kan uppkomma i exempelvis slambehandling i rötkammare. Det finns då risk för 

att fosfor återförs till inflödet på avloppsreningsverket genom rötkammarens rejektvatten. Upp 

till 2/3 av fosforn bundet till det biologiska slammet kan komma att recirkuleras och det är 

därför viktigt att man vid implementering av en bio-P-anläggning också utvärderar 

slambehandlingen (Aspegren, 1995). Vid hybridrening löses det här problemet oftast i och 

med att slammet innehåller metallsalter som kan binda den fosfor som eventuellt släpps i 

slambehandlingen. På Öresundsverket där man övergått till enbart biologisk fosforavskiljning 

har det visat sig att fosforn binds i form av struvit och kalciumfosfat och att endast 25 % av 

fosforn recirkuleras tillbaka in i verket. Det kan uppstå problem i recirkulationsledningarna på 

grund av denna fällning men det kan räcka att spola ledningarna ett par gånger per år för att 

undvika dessa problem (Jönsson et al., 2007). 

2.4 Optimering 

Då bio-P-drift oftast kombineras med kvävereduktion är det vissa aspekter som man bör titta 

lite extra på för att få en så optimal bio-P-drift som möjligt: 

Undvika nitrat och syre i inloppet och i recirkulationen till den anaeroba bassängen. 

Undvika sekundärt fosforsläpp i den anaeroba bassängen genom att inte ha för långa 

uppehållstider. 

Säkerställa tillräcklig mängd VFA i den anaeroba bassängen. 

Minimera recirkulation av fosfor från slambehandlingen. 

2.5 Processer för bio-P-drift 

Det finns olika system att använda sig av när man designar en bio-P-anläggning. Nedan följer 

några olika exempel. 

2.5.1 A/O 

A/O är den enklaste processen med endast två bassänger; en anaerob följd av en aerob. 

Resultatet blir koloxidering och fosforavskiljning. Returslam från sedimenteringen efter den 

aeroba bassängen återförs till inflödet till den anaeroba bassängen. Nitrifikation kan erhållas 

vid tillräcklig uppehållstid i den aeroba bassängen men skulle kunna påverka 

fosforavskiljningen negativt då höga halter nitrat i sedimentationsbassängen kan leda till nitrat 

15

Bio-P-drift 

i returslammet (Metcalf & Eddy, 1991). Någon denitrifikation sker inte då det inte finns 

någon anox bassäng. Flödesschemat för A/O-processen illustreras i Figur 2.7. 

inflöde 

anaerob 

bassäng 

aerob 

bassäng 

Sedimentation 

utflöde 

returslam 


Figur 2.7. Flödesschema för A/O-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 

2.5.2 A 2 /O 

Till skillnad från A/O-processen har A 2 /O även en anox bassäng för fördenitrifikation, se 

Figur 2.8. Nitrat tillförs den anoxa bassängen via internrecirkulationen från den aeroba 

bassängen (Metcalf & Eddy, 1991). I och med att där även sker denitrifikation minskar 

mängden nitrat som följer med returslammet till den anaeroba bassängen. 


inflöde 

anaerob 

bassäng 

anox 

bassäng 


sedimentation 

utflöde 

returslam 


Figur 2.8. Flödesschema för A 2 /O-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 

2.5.3 UCT 

UCT-processen (University of Cape Town) påminner om A 2 /O-processen med skillnaderna 

att returslammet återförs till den anoxa bassängen istället för till den anaeroba samt att det 

förutom internrecirkulationen från den aeroba bassängen till den anoxa bassängen också finns 

ett återflöde från den anoxa bassängen till den anaeroba, se Figur 2.9. Genom att tillföra 

returslammet till den anoxa bassängen istället för till den anaeroba minimeras risken att 

tillföra nitrat och syre till den anaeroba bassängen (Metcalf & Eddy, 1991). 

Återflödet från den anoxa till den anaeroba bassängen möjliggör cirkulation av PAO mellan 

anaeroba och aeroba förhållanden, något som krävs för att uppnå optimal bio-P (Henze et al., 

1997). Det är viktigt att denitrifikationen i den anoxa bassängen är fullständig för att undvika 

återrecirkulation av nitrat till den anaeroba bassängen. Pluggflöde istället för en 

totalomblandad anox bassäng kan därmed vara en fördel (Kuba et al., 1997). 

16

Bio-P-drift 

återflöde 


inflöde 

anaerob 

bassäng 

anox 

bassäng 


sedimentation 

utflöde 

returslam 


Figur 2.9. Flödesschema för UCT-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 

2.5.4 PhoStrip 

PhoStrip är en process där man behandlar en del av returslammet från den biologiska 

reningsprocessen i ett sidoflöde. Slammet utsätts för en anaerob miljö i en så kallad ”stripper” 

där PAO släpper ut fosfor till den omgivande bulkvätskan (Metcalf & Eddy, 1991). Den 

fosforrika supernatanten separeras från slammet och behandlas med kalk för att fälla ut 

fosforn i en sedimentationsbassäng (Metcalf & Eddy, 1991). Slammet från strippern och 

supernatanten efter sedimenteringen återförs sedan till det resterande returslammet. Ett 

flödesschema över PhoStrip-processen finns i Figur 2.10 nedan. 

inflöde 

aktivslambehandling 

sedimentation 

utflöde 

direkt returslam 


fosforstrippat returslam 

supernatantretur 

anaerob 

stripper 

Kemisk fällning & 

sedimentation 

fosforrik supernatant 

kalk 

kemiskt överskottsslam 

Figur 2.10. Flödesschema för PhoStrip-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 

2.5.5 SBR 

SBR (Sequencing Batch Reactor) är en process som kan var lämplig vid mindre flöden till 

avloppsreningsverket. I en SBR utförs de olika stegen i den biologiska reningen i en och 

samma tank istället för i separata. Processen avslutas med sedimentering och tömning av 

vätske- respektive slamfasen. För att uppnå koloxidation, kvävereduktion samt 

fosforavskiljning används ofta den sekvens som visas i Figur 2.11. I den anaeroba fasen sker 

17

Bio-P-drift 

fosforsläpp, i den aeroba koloxidation, nitrifikation och fosforupptag och i den anoxa 

denitrifikation. Under den aeroba fasen förbrukas all lättillgänglig kolkälla, vilket medför att 

kolhalten är mycket låg när processen går in i den anoxa fasen. Det är därför nödvändigt att 

tillsätta en extern kolkälla i den anoxa fasen för att gynna denitrifikationen (Metcalf & Eddy, 

1991). 

kolkälla 

inflöde 

utflöde 

påfyllning 

Figur 2.11. Flödesschema för SBR med fosforavskiljning (Metcalf & Eddy, 1991). 

2.6 Hydrolys 

anaerob fas 

aerob fas 

ORGANISKT MATERIAL 

Proteiner 

Kolhydrater 

Fetter 

anox fas 

sedimentering 

tömning 

Anaerob nedbrytning av organiskt material sker enligt fyra delprocesser; hydrolys, 

syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning, se Figur 2.12. 

HYDROLYS 

LÖSLIGA ORG. FÖRENINGAR 

Aminosyror 

Sockerarter 

Fettsyror 

SYRABILDNING 

ALKOHOLER & 

FLYKTIGA FETTSYROR (VFA) 

ÄTTIKSYRABILDNING 

Vätgas 

Koldioxid 

METANBILDNING 

Metan 

Koldioxid 

Ättiksyra 

Figur 2.12. Anaerob nedbrytning av organiskt material (Norlander, 2008). 

18

Bio-P-drift 

Slutprodukterna, metan och koldioxid, kallas också biogas och är den önskvärda produkten 

vid anaerob nedbrytning i en rötkammare. Efter de två första processerna, hydrolys och 

syrabildning, bildas bland annat VFA. Dessa processer kan uppstå spontant under anaeroba 

förhållanden vid ett avloppsreningsverk, men kan också framtvingas för att höja VFA-halten i 

inflödet till den anaeroba bassängen vid bio-P-drift. För att förhindra att nedbrytningen går 

vidare med metanbildning krävs att uppehållstiden hålls kortare än i en rötkammare. Den 

första delprocessen av dessa två, hydrolysen, är den hastighetsbegränsande processen vid 

VFA-bildning och har därför blivit processen man har fokuserat på. Därför kallas nu 

vanligtvis hydrolysen och syrabildningen tillsammans för enbart hydrolys inom VA-teknikbranschen 

(Norlander, 2008). För enkelhetens skull kommer även denna rapport 

fortsättningsvis att använda hydrolys som samlingsnamnet för de VFA-producerande 

processerna. 

Det finns olika alternativ för var i processen hydrolys kan ske och vilken metod som är bäst 

lämpad beror på de lokala förhållandena på verket (Tykesson, 2005). Det är främst tre olika 

metoder för hydrolys som används för VFA-produktion för bio-P: längre uppehållstid i den 

anaeroba bassängen, primärslamhydrolys och returslamhydrolys. 

2.6.1 Längre uppehållstid i den anaeroba bassängen 

Ett alternativ är att genom en längre uppehållstid i den anaeroba fasen i en 

aktivslambehandling möjliggöra hydrolys och VFA-produktion, som då sker simultant med 

fosforsläppet (Tykesson, 2005). Detta gäller dock endast fall med låga VFA-halter i det 

inkommande vattnet, i annat fall kan det leda till sekundärt fosforsläpp, se kapitel 2.3.8. 

2.6.2 Primärslamhydrolys 

Ett annat alternativ är att använda försedimenteringsbassängen för hydrolys. Istället för att 

pumpa ut slammet direkt när det nått slamfickan byggs ett slamtäcke upp där slammet börjar 

brytas ned. Delar av slammet cirkuleras sedan tillbaka upp till ytan av sedimentationsbassängen 

så att de VFA som producerats och som nu är vattenlösliga kan ”tvättas” ur och gå 

vidare till det anaeroba biosteget (Tykesson, 2005). Vid Öresundsverket i Helsingborg 

introducerades denna metod 1993 när det upptäcktes att halten VFA var för låg, och har 

fungerat bra för att höja VFA-halten i den anaeroba bassängen (Tykesson et al., 2005). I Figur 

2.13 illustreras den metod för primärslamhydrolys som används på Öresundsverket (Jönsson 

et al., 1996). 

19

Bio-P-drift 

Figur 2.13. Exempel på design av primärslamhydrolys (Jönsson et al., 1996). 

För att primärslamhydrolys ska fungera tillfredsställande krävs att bassängen är tillräckligt 

djup för att förhindra slamflykt från bassängen vidare till den anaeroba bassängen. 

Anledningarna till risken för slamflykt är den ökade slamnivån i och med att det krävs en 

förhöjd slamålder för att skapa hydrolys samt den ökade partikelbelastning som 

slamrecirkulationen innebär (Christensson et al., 1998). För att få en bättre hydrolys och en 

mer kontrollerad VFA-produktion vore det bättre att utföra hydrolysen i en separat bassäng, 

där man också kan kontrollera pH, temperatur och slamålder för att uppnå optimala 

förhållanden (Christensson et al., 1998). Huruvida det är lönsamt att bygga en separat bassäng 

är dock en kostnadsfråga. 

2.6.3 Returslamhydrolys 

Ett tredje alternativ är hydrolys av returslam där man låter allt eller en del av returslammet 

passera en anaerob tank innan det förs tillbaka till biosteget (Tykesson, 2005), se Figur 2.14. 

En stor fördel med denna metod är det faktum att man kan ta till vara på all producerad VFA 

då hela slammängden förs tillbaka in i processen till skillnad från primärslamhydrolys där 

hydrolysatet separeras i försedimentationsbassängen och delar av den producerade VFA följer 

med primärslammet till slambehandlingen (Jönsson & Jansen, 2006). Dessutom har det visat 

sig effektivare att använda sig av returslamhydrolys än primärslamhydrolys med tanke på 

mängden VFA som kan produceras (Jönsson & Jansen, 2006). En nackdel som dock bör 

nämnas är det faktum att en extra bassäng avsedd för hydrolys måste finnas vilket kan 

innebära extra drifts- och investeringskostnader. 

20

Bio-P-drift 

a) 

Aktivslambehandling 

Hydrolys 

b) 

Aktivslambehandling 

Hydrolys 

Figur 2.14. Två olika alternativ för returslamhydrolys där allt (a) respektive delar av (b) 

returslammet hydrolyseras i en separat tank (Jönsson & Jansen, 2006). 

Om samma mängd VFA önskas produceras kan man ha en kortare uppehållstid om man väljer 

att hydrolysera hela returslamsflödet till skillnad från en sidoströmshydrolys där endast en del 

av flödet hydrolyseras (Jönsson & Jansen, 2006). Det kan innebära fördelar med en kortare 

uppehållstid då risken för metanproduktion minskar. 

En fördel med sidoströmshydrolys är att det har visat sig att den anaeroba bassängen för 

hydrolys kan ersätta den anaeroba bassängen i biosteget för fosforsläpp (Tykesson, 2005). Det 

har visat sig fungera bra på flera fullskaleanläggningar och innebär då att de denitrifierande 

bakterierna slipper konkurrera med PAO om den inkommande kolkällan. Behålls den 

anaeroba bassängen i biosteget bör man se till att den totala anaeroba slamåldern inte blir för 

lång för att därmed undvika sekundärt fosforsläpp. 

2.6.4 Optimering av hydrolysprocessen 

Hur mycket VFA som kan produceras genom hydrolys beror på slammängden som 

produceras i verket, vilket i sin tur beror på inflödet av COD (Jönsson & Jansen, 2006). 

Använder man sig av returslamhydrolys kan en större mängd VFA bildas om verket inte 

använder sig av någon försedimentering, då det slam som annars skulle avlägsnats i 

försedimenteringsbassängen istället kommer att sedimenteras i den sekundära sedimentationsbassängen 

och bli en del av returslammet (Jönsson & Jansen, 2006). 

Ett sätt att effektivisera hydrolysen har visat sig vara att tillsätta sulfatreducerande bakterier, 

vilka genom att bryta upp partiklar av organiskt material gör det mer lättåtkomligt för de 

hydrolytiska enzymerna (Norlander, 2008). Förutom dessa metoder för att effektivisera 

hydrolysen har det även i labbskala visat sig att processen gynnas av högre temperaturer 

(Norlander, 2008). Vidare är slamåldern en viktig parameter som måste vara tillräckligt lång 

för att möjliggöra så stor VFA-produktion som möjligt samtidigt som man vill undvika att 

nedbrytningsprocessen går vidare till metanproduktion. Även om det inte går att styra 

temperaturen kan det vara bra att vara medveten om att hydrolyshastigheten är kraftigt 

temperaturberoende. I ett fullskaleförsök visade det sig att hydrolyshastigheten sjunker snabbt 

vid temperaturer under 20 ˚C (Christensson, 1998). 

21

Bio-P-drift 

2.6.5 Hydrolysförsök 

Ett sätt att utvärdera resultatet av ett eventuellt införande av hydrolys på ett avloppsreningsverk 

är att göra hydrolysförsök i laboratorium. Försöket görs på den typ av slam som är tänkt 

att användas för hydrolys, primärslam eller returslam. Under anaeroba förhållanden mäts 

sedan löst COD, VFA, ammonium och fosfat under reaktionstiden som oftast varar i cirka 10 

dagar. Löst COD mäts då det anses vara en indikation på producerat organiskt material men 

även VFA mäts för att kunna avgöra VFA-potentialen i det organiska materialet. Ammonium 

mäts för att utvärdera C/N förhållandet i det producerade hydrolysatet för att säkerställa 

kolbehovet för denitrifikation på 4-5 mg COD/mg N (Henze et al., 1997). Fosforkoncentrationen 

mäts för att kunna utvärdera eventuell närvaro av PAO då de kan ta upp 

eventuell producerad VFA samtidigt som de släpper fosfor då försöket utförs under anaeroba 

förhållanden (Jönsson & Jansen, 2006). 

22

Bio-P i Sverige 

3 Bio-P i Sverige 

Kemisk fosforavskiljning har länge varit standarden på kommunala avloppsreningsverk i 

Sverige. Sedan introduktionen av kväveavskiljning har dock behovet av att tillsätta 

metallsalter för kemisk fällning av fosfor minskat, vilket skulle kunna förklaras av oavsiktlig 

biologisk fosforavskiljning. Det tycks alltså finnas en potential för bio-P-drift i Sverige 

(Tykesson, 2005). 

Idag är totalt 28 avloppsreningsverk i Sverige med i nätverket för bio-P som är ett nätverk för 

alla som jobbar med biologisk fosforrening eller planerar att starta upp en bio-P-process. 

Syftet med nätverket är att främja erfarenhetsutbyte via seminarier, gruppdiskussioner, kurser 

etc. (Nätverket för bio-P, 2012). Fyra avloppsreningsverk i Sverige som använder sig av bio-P 

presenteras nedan. 

3.1 Öresundsverket 

Öresundsverket ligger i Helsingborg och har en total belastning på ungefär 144 000 pe 

(Tykesson et al., 2005). 1990-1991 byggdes verket om för att vara det första verket i Sverige 

byggt för kombinerad biologisk kväve- och fosforavskiljning. Den biologiska reningen består 

av fyra separata linjer byggda enligt UCT-modellen och sedan sommaren 2006 tillsätts inga 

kemikalier för att rena vattnet (Jönsson et al., 2007). Motiveringen att övergå till bio-P-drift 

har främst varit bättre slamegenskaper, mindre slamproduktion, mindre konsumtion av 

kemikalier och en miljövänligare drift. Det senare har även inneburit att myndigheterna 

tillåter att utsläppskravet för fosfor mäts som årsmedelvärde istället för som 

månadsmedelvärden samt att gränsvärdet höjts från 0,3 mg/l till 0,5 mg/l (NSVA, 2010b). 

Från det att verket byggdes om i början på 90-talet tog det cirka 3 år för processen att 

stabiliseras och därefter har optimeringsåtgärder lett till en effektiv och väl fungerande bio-Pdrift 

(Tykesson et al., 2005). De främsta förbättringarna har skett i och med införandet av 

primärslamhydrolys samt en mer kontrollerad luftning. 

3.2 Käppalaverket 

Käppalaverket som ligger på Lidingö har idag en belastning på ungefär 520 000 pe och består 

av en äldre och en nyare del. I den äldre delen har man sedan 2004 använt sig av bio-P-drift 

med goda resultat (Käppala, 2011). Man använder sig av UCT-processen med kompletterande 

kemisk rening i form av tillsatt järnsalt i det avslutande sandfiltret. Under en försöksperiod 

upptäcktes bland annat problem med nitrat i returflödet in i den anaeroba bassängen. Detta har 

man löst genom att införa redoxmätningar för att styra nitratpumparna och på så sätt undvika 

att mer nitrat recirkuleras till den anoxa bassängen än vad som kan denitrifieras. Ett annat 

problem som uppstått på Käppalaverket är en hög halt av fosfor i rejektvattnet. Detta 

kontrolleras av det järnsalt som finns i slammet från den nya delen av verket då allt slam 

blandas i rötkammaren (Borglund & Jönsson, 2003). 

Försök med bio-P gjordes även i den nya delen av verket men med betydligt sämre resultat. 

Exakt varför det inte fungerade vet man inte men en förklaring kan vara att de olika delarna 

har olika dimensioner. De nya bassängerna är djupare vilket leder till ett lägre pH då mer 

koldioxid löses i vattnet vilket är ogynnsamt för PAO. De olika bassängerna har också olika 

hydraulik vilket skulle kunna påverka processen (Borglund & Jönsson, 2003). 

23

Bio-P i Sverige 

På Käppalaverket gjordes även ett försök att införa bio-P-drift utan att först avsluta tillsatsen 

av järnsalt i försedimenteringen. Avsikten var att testa hypotesen att detta skulle gynna GAO 

istället för PAO. Detta visade sig vara riktigt då stora svårigheter att få en stabil bio-P-process 

uppstod som en konsekvens av större populationer GAO än PAO (Tykesson, 2005). Det går 

inte att börja tillsätta VFA innan man stängt av tillsatsen av fällningskemikaler då den låga 

fosforhalten begränsar PAO varpå GAO istället gynnas av den tillsatta mängden VFA. För att 

få en gynnsam bio-P-drift kan man därför konstatera att man bör införa VFA till den anaeroba 

bassängen samtidigt som man stänger av tillsatsen av fällningskemikalier (Tykesson, 2005). 

3.3 Sjöstadsverket 

Sjöstadsverket ligger i anslutning till Henriksdals avloppsreningsverk i Stockholm och är 

byggt för forskning och utveckling. Verket invigdes 2003 och drivs sedan 2008 av ett 

konsortium bildat av Kungliga Tekniska Högskolan och IVL Svenska Miljöinstitutet. 

Forskningsanläggningen tar emot vatten från cirka 600-1000 pe och består idag av fem olika 

linjer där man har testat flera olika reningsmetoder, bland annat UCT-processen. Det 

avloppsvatten som kommer in till Sjöstadsverket består av endast spillvatten, inget dagvatten, 

och det är därmed rikt på fosfor. Detta innebär att det krävs stora mängder VFA för att en 

bio-P-process ska kunna reducera fosforhalten tillräckligt. Preliminära undersökningar av det 

inkommande vattnet tydde på ett behov av 130-200 mg/l COD VFA men att VFA-potentialen 

som högst låg på endast 130 mg/l vilket är på gränsen för att få ett bra resultat (Dagerskog, 

2002). Senare studier har dock visat att det bör gå att med hjälp av primärslamhydrolys få upp 

VFA-halten i den anaeroba bassängen så att bio-P processen kan ge en tillräcklig 

fosforreduktion (Sjöstrand, 2007). Under försöksperioden hade man även vissa problem med 

nitrat i recirkulationsflödet in i den anaeroba bassängen. Detta berodde troligtvis på antingen 

ett för stort nitratflöde in i den anoxa bassängen eller en för kort uppehållstid i den anoxa 

bassängen. 

3.4 Duvbackens reningsverk 

Duvbackens reningsverk ligger i Gävle och togs i drift 1967. Verket är dimensionerat för 

100 000 pe och 2010 togs vatten emot från totalt cirka 88 500 pe (Gästrike vatten, 2011). 

Verket har inget krav på kväveavskiljning men utsläppskravet på BOD 7 och fosfor är 8 

respektive 0,4 mg/l. 2003 byggdes Duvbackens reningsverk om för att införa biologisk 

fosforavskiljning. Tidigare hade man använt sig av både förfällning och efterfällning men vid 

ombyggnationen togs förfällningen bort. Efterfällning behöll man som en komplettering till 

bio-P men målet var att minimera kemikalieanvändningen. De mellansedimentationsbassänger 

som användes innan ombyggnationen används idag för att samla upp bräddat vatten 

och ibland även industrivatten för att skydda bio-P-processen. Detta vatten leds sedan tillbaka 

in i början av reningsprocessen med ett lägre flöde (Örnmark, 2007). 

Efter införandet av bio-P hade man problem med tidvis för höga fosforhalter i utflödet från 

biosteget och tillsats av fällningskemikalie var nödvändig. De förhöjda halterna uppstod 

sporadiskt utan någon märkbar kontinuitet. Dock upptäcktes ett samband med lägre syrehalter 

i den aeroba delen av biosteget. I en studie gjord av Örnmark (2007) konstaterades att orsaken 

till de sänkta syrehalterna och därefter förhöjda fosforhalter är en extern tillförsel av 

syreförbrukande material, mest troligt från betydande industrier i området. Bio-P-processen 

ansågs generellt fungera väldigt bra men att processen är känslig för störningar. I studien 

konstaterades även att primärslamhydrolys skulle kunna förbättra processen. 

24

Torekovs avloppsreningsverk 

4 Torekovs avloppsreningsverk 

Torekovs avloppsreningsverk är beläget vid kusten i södra delen av tätorten Torekov i 

nordvästra Skåne. Verket togs i bruk på 1960-talet men har blivit ombyggt i omgångar, senast 

2001. Avloppsreningsverket renar främst kommunalt avloppsvatten men det finns även några 

mindre industrier kopplade till Torekovs avloppsreningsverk. Avloppsreningsverket är 

dimensionerat för 14 000 pe (NSVA, 2010a). En karta med Torekov markerad och en flygbild 

över Torekovs avloppsreningsverk finns i Figur 4.1 och Figur 4.2. 

Figur 4.1. Karta över södra Sverige med Torekov markerad med en nål. 

Figur 4.2. Flygbild över Torekovs avloppsreningsverk. 

25


Avloppsreningsverket i Torekov är byggt för rening av avloppsvatten med hjälp av mekanisk, 

biologisk och kemisk rening, ett processchema finns i Figur 4.3. I ett första steg renas vattnet 

mekaniskt genom att först silas genom två parallellt uppställda rotosiler med en spaltvidd på 

3 mm och sedan renas i ett sandfång där sand och grus avlägsnas genom sedimentering 

(NSVA, 2009). Sandfångsbassängen är luftad för att undvika att organiskt material 

sedimenterar. Sand och grus som avlägsnats tvättas och används för att fylla ut mark, till 

exempel vid utgrävningar på grund av förorenad mark. Tvättvattnet återförs sedan in i 

reningsprocessen. Någon försedimenteringsbassäng finns inte då man ville försäkra sig om att 

tillräckligt mycket organiskt material finns tillgängligt i biosteget. 

Figur 4.3. Processchema för Torekovs avloppsreningsverk (NSVA, 2012). Förstorad version 

finns i Bilaga A. 

Den biologiska reningen sker med hjälp av aktivslam och fördenitrifikation. Verket är även 

byggt för bio-P-drift med en anaerob bassäng som första steg i den biologiska reningen, enligt 

A 2 /O-modellen. Fosforavskiljningen sker dock idag med kemisk efterfällning. För att 

optimera driften tillsätts etanol som extern kolkälla i den anaeroba bassängen. 

Torekov är en populär turistort på sommaren och man har därför problem med stora skillnader 

i föroreningsbelastning under olika säsonger. Det kan vara dubbelt så höga koncentrationer i 

inflöde under sommaren jämfört med under vintern, vilket innebär stora variationer i 

syrebehovet. Det finns idag ett problem med regleringen av luftningen i de aeroba 

bassängerna då det endast finns två system; ett med hög kapacitet och ett med låg kapacitet, 

vilket gör det svårt att uppnå optimal luftning. Under vinterhalvåret är luftningen oftast för 

intensiv varpå syrehalten blir för hög och under sommaren är den otillräcklig varpå syrehalten 

blir för låg och fler bassänger måste luftas vilket påverkar denitrifikationen negativt. 

Efter de luftade bassängerna sker en mellansedimentering där det biologiska slammet tas ut. 

Därefter följer en flockuleringsbassäng där polyaluminiumklorid tillförs för fällning av fosfor 

som i en sista sedimenteringstank tas ut som kemiskt slam. Det renade vattnet leds slutligen ut 

i Skälderviken som är en vik i Kattegatt. 

26


Bioslammet och kemslammet leds till fyra slambehandlingsbassänger för vidare nedbrytning 

och stabilisering. Största delen av slammet leds tillbaka till den anaeroba bassängen i form av 

returslam, medan en del tas ut som överskottsslam. Överskottsslammet avvattnas innan det 

omhändertas och används för tillverkning av anläggningsjord. 

Torekovs avloppsreningsverks utsläppsvillkor och dimensionerade belastning finns 

sammanfattade i Tabell 4.1 och Tabell 4.2. 

Tabell 4.1. Utsläppsvillkor för Torekovs avloppsreningsverk (NSVA, 2010a). 

Riktvärde 

Gränsvärde 

BOD 7 10 mg/l, kvartalsmedel 10 mg/l, årsmedel 

N-tot. 12 mg/l, årsmedel endast riktvärde 

P-tot. 0,3 mg/l, kvartalsmedel 0,3 mg/l, årsmedel 

Tabell 4.2. Torekovs avloppsreningsverks dimensionerade belastning (NSVA, 2010a). 

Dimensionerad belastning 

Flöde, medeldygn 5400 m 3 /d 

Maxflöde in i biosteget 212,4 m 3 /h 

BOD 7 , årsmedel 

800 kg/d 

N-tot., årsmedel 

160 kg/d 

P-tot., årsmedel 

42 kg/d 

4.1 Biosteget och slamstabiliseringen 

Den biologiska reningen och slamstabiliseringen sker i nio olika bassänger, se Figur 4.4. De 

olika bassängernas funktioner förklaras mer i detalj nedan. En sammanställning av de olika 

bassängernas volymer finns i Tabell 4.3 och Tabell 4.4. 

27


flytslam 

till kemisk fällning 

mellansed. 

b.5 

b.4 


b.7 

bottenslam 

b.6 

b.2 

b.3 

etanol 

b.8 

kemslam 

b.9 

flytslam 

returslam 

b.1 

sandfång 

rejektvatten 

från centrifug 

Figur 4.4. Bild över de olika bassängerna i den biologiska reningen på Torekovs avloppsreningsverk 

samt illustration av tänkta förhållande (b.=bassäng, rutigt =anaerob, randigt 

=anox, prickigt =aerob). 

Tabell 4.3. Sammanställning av de olika bassängernas dimensioner i biosteget på Torekovs 

avloppsreningsverk (uppmätta av personal på verket). 

bassäng Förhållande Volym (m 3 ) Längd (m) Bredd (m) Djup (m) 

1 Omrörd 99 12,5 2,65 3,0 

2 Omrörd 87 11 2,65 3,0 

3 Omrörd/Luftad 109 13,7 2,65 3,0 

4 Luftad 276 34,7 2,65 3,0 

5 Luftad 276 34,7 2,65 3,0 

Biosteget 920 

28


Tabell 4.4. Sammanställning av de olika bassängernas dimensioner i slambehandlingen på 

Torekovs avloppsreningsverk (uppmätta av personal på verket). 

bassäng Förhållande Volym (m 3 ) Längd (m) Bredd (m) Djup (m) 

6 Luftad 69 11 1,8 3,5 

7 Omrörd 13,5 2,7 2 2,5 

8 Omrörd 13,5 2,7 2 2,5 

9 Luftad 69 11 1,8 3,5 

Slambehandling 165 

Bassäng 1 är tänkt att användas som en strikt anaerob bassäng för att möjliggöra en biologisk 

fosforavskiljning. Bassängen är omrörd med hjälp av omrörare som är fästa på botten av 

bassängen. Etanol tillförs som en extern kolkälla och returslam från slamstabiliseringen 

tillförs i början av bassängen. Även rejektvatten från slamcentrifugen återförs till denna 

bassäng. 

Bassäng 2 och vanligtvis även bassäng 3 är till för denitrifikation och ska då vara anoxa. 

Bassängerna är omrörda och nitratrikt slam tillförs bassäng 2 från bassäng 4. 

Bassäng 4, 5 och vid behov även bassäng 3 är luftade bassänger för nitrifikation, oxidering 

av organiskt material och fosforupptag. Bassäng 4 och 5 är parallella men sammankopplade i 

slutet av bassängerna där det nitratrika slammet tas ut för recirkulation in i bassäng 2. 

Bassäng 6-9 är bassänger för slambehandling där returslammet ytterligare renas från kväve 

och biologiskt material i alternerande anoxa och aeroba bassänger. Bassäng 6 är luftad och 

omrörd och tillförs slam från mellansedimenteringen. Bassäng 7 är endast omrörd och från 

denna bassäng tas överskottsslam ut för vidare behandling. I bassäng 8, som också är endast 

omrörd, tillförs kemslammet från sista sedimenteringen. Bassäng 9 är luftad men mindre 

luftad än bassäng 6. Här tillförs flytslam från mellansedimenteringen och returslam tas ut för 

att återföras till biosteget. 

Överskottsslammet går vidare till en gravitationsförtjockare som ökar slammets 

torrsubstanshalt (TS). Avslutningsvis avvattnas slammet med hjälp av en centrifug. En 

polymer tillsätts även i sista steget för att få en bättre avvattning. Klarfasen från förtjockaren 

förs in i den bassäng där fällningskemikalie tillsätts, det vill säga efter biosteget, det 

rejektvatten som bildas i centrifugen återförs till första steget i den biologiska reningen och 

det avvattnade slammet omhändertas av Nordvästra Skånes Renhållning AB (NSR) och 

används för tillverkning av anläggningsjord (NSVA, 2010a). 

29


30

5 Material och Metod 

Material och Metod 

Utvärderingen av bio-P-potentialen på Torekovs avloppsreningsverk gjordes med hjälp av 

insamlad mätdata från tidigare år, egna mätningar på verket, laborationsförsök och 

modellering med EFOR. Beskrivning av analysmetoderna finns i Bilaga B. Metod och resultat 

från modelleringen redovisas i Kapitel 7. 

5.1 Analys av mätdata för åren 2008-2010 

Tidigare års mätdata från Torekovs avloppsreningsverk undersöktes i ett första steg för att 

utvärdera situationen på verket idag. Mätvärden från Torekovs avloppsreningsverks 

inkommande och utgående vatten som analyserats av Alcontrol Laboratories samlades in och 

sammanställdes för åren 2008 till 2010. Detta gjordes även för avloppsreningsverken 

Öresundsverket i Helsingborg och Nyvångsverket i Åstorp för år 2010 för jämförelse. Dessa 

verk valdes då Öresundsverket har en fungerande bio-P-drift och Nyvångsverket har liknande 

dimensionering som Torekovs avloppsreningsverk. Övriga data som analyserats är mängden 

tillsatt fällningskemikalie. All datahantering gjordes med hjälp av Microsoft Excel 2010. 

5.1.1 Utvärdering av eventuellt inläckage 

För att undersöka eventuellt inläckage till avloppsledningarna gjordes en jämförelse mellan 

inkommande koncentrationer av BOD 7 , totalfosfor och totalkväve på Torekovs 

avloppsreningsverk, Öresundsverket och Nyvångsverket. Grafer gjordes i Excel från 

mätvärden som samlats in från respektive avloppsreningsverk. En beräkning gjordes också för 

att jämföra antalet pe kopplade till Torekovs avloppsreningsverk utifrån parametrarna; BOD 7 , 

totalfosfor och flöde. 

5.1.2 Utvärdering av kemikalieförbrukning 

Då misstanke fanns om ovanligt stort inläckage till avloppsledningarna och med tanke på att 

tillsatsen av fällningskemikalier styrs på inflöde gjordes en beräkning av mängden tillsatt 

aluminium (mol Al/mol P) för att utvärdera eventuell överdosering. Alla beräkningar gjordes i 

Excel och går att hitta i Bilaga C. Då det inte fanns några exakta siffror på hur stor mängd 

fällningskemikalier som tillsats har ett antagande gjorts att den mängd fällningskemikalier 

som köpts in en månad har använts upp till nästa inköpstillfälle, det vill säga att det finns 

ungefär lika mycket kemikalier kvar vid varje inköpstillfälle. 

5.2 Mätningar gjorda på verket 

De mätningar som gjordes på plats på verket var; syrehalt, VFA-titrering, fosfat, totalfosfor, 

ammonium och totalkväve. Prover för SS och VSS togs med till VA-laboratoriet på 

Kemicentrum i Lund för analys. En beskrivning av alla analysmetoder finns i Bilaga B. 

5.2.1 Slamålderanalys 

Utifrån SS- och VSS-halterna som uppmätts och med hjälp av givna volymer och flöden på 

avloppsreningsverket beräknades slamåldern biosteget (aktivslambehandlingen och 

slambehandlingsbassängerna). Beräkningen gjordes med hjälp av Ekvation 1. 

bassäng bassäng 

SRT (Ekvation 1) 

SS 

SS 

utflöde 

Q 

utflöde 

V 

SS 

ös 

Q 

ös 

31


5.3 Hydrolysförsök 

Tre olika två liter stora glasbehållare fylldes upp med vardera 1800 ml slam från det näst sista 

steget i slambehandlingen (bassäng 8) på Torekovs avloppsreningsverk. Bassäng 8 valdes då 

idén var att använda bassäng 9 för hydrolys. Behållarna placerades i vattenbad på 15 ˚C och 

omrörare installerades och justerades till minsta möjliga omrörning. Lock sattes på och 

kvävgas tillsattes via slang ovanför vätskefasen. Alla eventuella hål i locken tejpades igen för 

att säkerställa anaerob miljö i reaktorerna. I Figur 5.1 ses uppställningen av hydrolysförsöket. 

Figur 5.1. Uppställning av hydrolysförsök (12-22 november 2011). 

Direkt efter starten av hydrolysförsöket togs 10-15 ml prov ut för filtrering och senare analys 

av löst COD, ammonium, fosfat och VFA. Sex timmar senare togs prov återigen ut för 

filtrering och analys av ovan nämnda parametrar. Därefter gjordes samma analyser en gång 

dagligen vid samma tidpunkt som försöket startade. Vid starten av försöket, samt efter tre, 

fyra och tio dygn togs även prover ut för bestämning av SS och VSS. 

Reaktor 1 stoppades efter tre dygn och slammet centrifugerades för att hydrolysatet 

(vätskefasen) skulle kunna avlägsnas, se Figur 5.2. Hydrolysatet användes sedan till ett 

P-släppsförsök med luftat bioslam från Öresundsverket, se kapitel 5.4. Reaktor 2 stoppades 

efter fyra dygn och hydrolysat avlägsnades på samma sätt som från reaktor 1 och användes till 

denitrifikationsförsök med luftat bioslam från Öresundsverket, se kapitel 5.5. Reaktor 3 

stoppades efter tio dagar. 

32


Figur 5.2. Uttag av hydrolysat efter centrifugering. 

Vid försökets slut upptäcktes att stora mängder vätska avdunstat från reaktor 3, troligtvis 

beroende på en för stor mängd tillsatt kvävgas. Beslut togs att göra om hydrolysförsöket, men 

med endast en reaktor. Försöken med P-släpp och denitrifikation var redan genomförda och 

då dessa är tidskrävande och kostsamma bestämdes att dessa försök inte skulle göras om. 

I hydrolysförsök nummer två kontrollerades vätskenivån i reaktorn dagligen med hjälp av en 

markering och vid behov fylldes reaktorn på med destillerat vatten. Reaktorn fylldes på innan 

provet tagits ut och efter att prov tagits ut flyttades markeringen. Kvävgasflödet minskades 

också i jämförelse med hydrolysförsök 1. Under hydrolysförsök 2 gjordes samma analyser 

som vid hydrolysförsök 1. Dock togs inte prover ut dagligen, dels på grund av tidsbrist och 

dels på grund av ekonomiska skäl. 

5.3.1 Beräkning av hydrolyskonstanten 

En beräkning av den hydrolyskonstant som används i modelleringen med EFOR gjordes 

utifrån resultatet från hydrolysförsök 2 och med hjälp av artikeln Activated Sludge Model No. 

2d, ASM2d skriven av Henze et al. (1999) som är den modell som ligger till grund för EFOR. 

En mer utförlig beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga C. 

5.4 P-släppsförsök 

Ett P-släppsförsök utförs för att undersöka slammets eller olika kolkällors (till exempel det 

inkommande vattnets) potential för biologisk fosforavskiljning. I försöket simuleras den 

anaeroba bassängen på avloppsreningsverket och den förhoppningsvis stigande halten fosfat 

och/eller kalium (motjon) till följd av fosforsläpp i vattenfasen mäts. I denna studie utfördes 

tre olika P-släppsförsök, vid två olika tillfällen. Vid försöken användes luftat bioslam 

tillsammans med en av tre olika kolkällor; acetat, inkommande vatten och hydrolysat från 

hydrolysförsök 1. Vid varje försök gjordes även ett referensförsök med Öresundsverket som 

är en väl fungerande bio-P-anläggning och därmed en lämplig referens i utvärderingen av 

Torekovs avloppsreningsverk. Uppställningen av de två första P-släppsförsöken ses i Figur 

5.3. 

33


Figur 5.3. Uppställningen av de första två P-släppsförsöken (26 oktober 2011). 

5.4.1 Försök med acetat som kolkälla 

1800 ml bioslam från en aerob bassäng på Torekovs avloppsreningsverk (bassäng 4) 

respektive Öresundsverket överfördes till varsin två liter stor bägare. Bägarna ställdes i ett 

vattenbad med magnetrörare och temperaturen ställdes på 15 ˚C, för att efterlikna 

förhållandena på verket. För att uppnå maximalt fosforupptag innan själva P-släppsförsöket 

syresattes reaktorerna under cirka en timme. Syrehalten, temperatur och pH mättes före och 

efter luftningen. Dessutom togs prover ut för att mäta SS samt VSS i början och slutet av 

försöket. När luftningen avslutats täcktes bägarna över med lock och alla lufthål täpptes igen 

med plast och tejp för att säkerställa anaeroba förhållanden under försöket. Därefter tillsattes 

27 ml stamlösning natriumacetat med en koncentration på 20 000 mg COD/l vilket 

resulterade i en koncentration på 300 mg COD/l i reaktorerna. Efter en minut togs första 

provet ut och filtrerades, se Figur 5.4. Därefter togs prov ut var 15 minut i totalt 180 minuter. 

Vid provtagningen efter den första kvarten mättes dessutom syrehalten igen för att försäkra 

sig om att anaeroba förhållanden förelåg i bägarna. 

Figur 5.4. Filtrering av prover. 

34


Proverna som filtrerats analyserades senare med Dr. Lange kyvettest för att mäta fosfatrespektive 

kaliumhalten. Kaliumhalten mättes då misstanke fanns att slammet från Torekov 

innehöll aluminiumjoner som kan fälla ut den släppta fosforn. 

5.4.2 Försök med inkommande vatten 

Försök gjordes också för att undersöka kvalitén på Torekovs inkommande vatten som 

kolkälla. Eftersom driften på Öresundsverket fungerar tillfredsställande och slammet där 

uppenbarligen fungerar bra användes slam från Öresundsverket både vid försöket med 

Torekovs inkommande vatten samt vid referensen med Öresundsverkets inkommande vatten. 

Med inkommande vatten menas här vatten som tagits från inflödet till aktivslamanläggningen. 

Detta innebär att vattnet från Torekov genomgått mekanisk rening och att vattnet från 

Öresundsverket förutom mekanisk rening även genomgått primärslamhydrolys. 

Vid förberedelse av proven skakades bioslam från Öresundsverket väl innan 1800 ml hälldes 

upp. Därefter tilläts slammet sedimentera tills slamnivån nått 900 ml. Vätskefasen på 900 ml 

avlägsnades varpå omrörning och luftning av resterande slammängd startades. Efter 

luftningen, när man i det föregående försöket tillsatte acetatlösning, tillsattes nu istället 

900 ml inkommande vatten som tagits från inflödet till den anaeroba bassängen på 

avloppsreningsverken. Därefter fortlöpte försöket på samma sätt som vid försök med acetat 

som beskrevs tidigare. 

5.4.3 Försök med hydrolysat 

Vid ett av hydrolysförsöken (kapitel 5.3) stoppades försöket efter 3 dagar och hydrolysat togs 

ut för att undersöka dess potential som kolkälla i ett P-släppsförsök. Försöket utfördes på 

liknande sätt som med inkommande vatten, det vill säga bioslammet från Öresundsverket fick 

sedimentera och 900 ml av den klara vätskefasen avlägsnades varefter 900 ml hydrolysat 

tillsattes efter luftning av slammet. Som referens gjordes ett försök med bioslam från 

Öresundsverket och acetat som kolkälla. 

5.5 Denitrifikationsförsök 

Denitrifikationsförsök går ut på att mäta hur snabbt nitrat och nitrit omvandlas till kvävgas 

och kan användas för att utvärdera en kolkällas eller ett avloppsvattens denitrifikationspotential 

och för att undersöka denitrifikationsaktiviteten hos ett slam. I denna studie gjordes 

tre parallella denitrifikationsförsök; ett med luftat bioslam från Öresundsverket med acetat 

som kolkälla, ett med luftat bioslam från Torekov med acetat som kolkälla och ett med luftat 

bioslam från Öresundsverket med hydrolysat från hydrolysförsök 1 som kolkälla. Det första 

försöket gjordes som referens till försöket med slam från Torekov och försöket med 

hydrolysat gjordes för att utvärdera kvalitén på hydrolysatet. Utvärderingen av hydrolysatet 

gjordes med slam från Öresundsverket då denitrifikationen på detta verk fungerar bra 

samtidigt som det var mer osäkert hur denitrifikationsaktiviteten var i bioslammet från 

Torekov. Metoden för försöken med acetat som kolkälla är identiska men metoden för 

försöket med hydrolysat som kolkälla skiljer sig något från de andra två. Uppsättningen av 

försöket går att se i Figur 5.5. 

35


Figur 5.5. Uppställningen av försöket med denitrifikation. 

5.5.1 Acetat som kolkälla 

Till dessa försök användes 1800 ml omrört och luftat bioslam. Försöken utfördes i bägare 

med lock under konstant omrörning i 180 minuter. Under försökens gång kontrollerades 

temperaturen till 15 ˚C med hjälp av ett vattenbad. Innan försöken startades luftades slammet i 

cirka en timme för att omvandla all eventuell ammonium till nitrat. Därefter tillsattes kvävgas 

som en ridå ovan vätskeytan för att säkerställa anox miljö. Vid försökens start tillsattes 18 ml 

näringslösning och 4,5 ml nitratlösning, en beskrivning av tillsatta lösningar finns i Bilaga F. 

31 minuter efter försökens start tillsattes kolkällan, i detta fall 18 ml acetatlösning. Under 

försöksförloppen togs cirka 10 ml prov ut var 15 minut. Proven filtrerades och 

koncentrationerna NO 3 -N och NO 2 -N mättes med hjälp av Dr Lange kyvettest. Vid start och 

slut av försöken togs även prov ut för bestämning av SS och VSS. 

5.5.2 Hydrolysat som kolkälla 

Vid ett av hydrolysförsöken (kapitel 5.3) stoppades försöket efter 4 dagar och hydrolysat togs 

ut för att undersöka dess potential som kolkälla i ett denitrifikationsförsök. Innan försöket 

bestämdes att mängden hydrolysat som skulle tillsättas skulle vara lika stor som mängden 

slam. För att inte minska på SS koncentrationen fick, på samma sätt i som i P-släppsförsöket, 

1800 ml slam sedimentera tills det att 900 ml vätska kunde tas ut. Det sedimenterade slammet 

luftades sedan i cirka en timme innan försöket startades och näringslösningarna tillsattes. 

Efter 31 minuter tillsattes 900 ml hydrolysat. Prov för SS och VSS togs ut direkt efter det att 

hydrolysatet tillsats samt i slutet av försöket. I övrigt utfördes försöket på samma sätt som 

försöken med acetat som kolkälla. 

36

mg P-tot / l 

Resultat och diskussion 

6 Resultat och diskussion 

Resultat från analyser av mätdata, provtagningar och laborationsförsök presenteras nedan. 

6.1 Analys av mätdata 

Vid en första anblick på inkommande koncentrationer uppstod en misstanke om ovanligt stort 

inläckage av grundvatten eller havsvatten till avloppsledningarna då föroreningshalterna 

ansågs vara ovanligt låga. Detta skulle i sådana fall även kunna påverka tillsatsen av 

fällningskemikalier då dessa doseras utifrån inflödet till verket. 

6.1.1 Inläckage 

För att undersöka eventuellt inläckage jämfördes först inflödeskoncentrationerna på Torekovs 

avloppsreningsverk med två andra avloppsreningsverk. Därefter gjordes även en beräkning av 

antal personekvivalenter som motsvaras av koncentrationer och inflöden till verket. 

Jämförelse med två andra avloppsreningsverk 

Till att börja med gjordes en jämförelse mellan inkommande koncentrationer på Torekovs 

avloppsreningsverk och inkommande koncentrationer på Öresundsverket och Nyvångsverket. 

Öresundsverket valdes som jämförande verk då det har en fungerande bio-P-drift och 

Nyvångsverket då det har en liknande dimensionering som Torekov. Båda verken ligger 

dessutom geografiskt tämligen nära Torekov. Indata för år 2010 samlades in och resultatet ses 

i Figur 6.1, Figur 6.2 och Figur 6.3. 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1 6 11 16 21 26 31 36 41 46 51 

vecka 

Öresundsverket Nyvångsverket Torekov 

Figur 6.1. Jämförelse mellan inkommande fosforkoncentrationer på avloppsreningsverken 

Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. 

37

mg N-tot / l 

mg BOD 7 / l 


400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 


Figur 6.2. Jämförelse mellan inkommande BOD 7 -halter på avloppsreningsverken Torekov, 

Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. Värdet från Nyvångsverket i juli (3 mg/l) har 

tagits bort då det var kraftigt avvikande från de andra. 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 


Figur 6.3. Jämförelse mellan inkommande koncentrationer av totalkväve på 

avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. Värdet från 

Torekov i juli (96 mg/l) har tagits bort då det var kraftigt avvikande från de andra. 

Enligt figurerna ovan ligger de inkommande koncentrationerna på Torekovs 

avloppsreningsverk en bra bit under de på Öresundsverket och Nyvångsverket, särskilt vad 

gäller fosfor och BOD 7 . Detta skulle kunna bero på inläckage. 

38

pe 


Beräkning av personekvivalenter (pe) 

För att ytterligare undersöka huruvida inläckage kan vara en rimlig orsak till de låga 

inflödeskoncentrationerna gjordes beräkningar av hur många pe som inkommande mängden 

fosfor, BOD 7 och flöde motsvarar. Till beräkningarna användes schablonvärden för 

kommunalt avloppsvatten (Tabell 6.1). Resultatet för 2010 är sammanfattat i Figur 6.4. 

Tabell 6.1. Schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med fosfor, BOD 7 och flöde per 

personekvivalent (pe) (Gillberg et al., 2003). 

Fosfor (g P/ (pe×dygn)) 2,0 

BOD 7 (g BOD 7 / (pe×dygn)) 70 

Flöde (l/ (pe×dygn)) 200 

35000 

30000 

25000 

20000 

15000 

10000 

5000 

0 

pe (flöde) pe (P-tot) pe (BOD7) 

Figur 6.4. Pe beräknat utifrån mängden fosfor, halten BOD 7 och flödet 2010. 

I Figur 6.4 syns det tydligt att det beräknade antalet pe blir betydligt högre när man beräknar 

utifrån flöde jämfört med när man utgår från totalfosfor eller BOD 7 som är den vanligaste 

parametern att använda vid beräkning av pe. Detta är ett tydligt tecken på inläckage. Jämför 

man med siffror på antal fasta boende i området år 2005 så visar det sig att närmast 

verkligheten kommer man om man räknar på totalfosfor, 6750 personer enligt Statistiska 

centralbyrån (2011) och 5682 pe beräknat utifrån totalfosfor (sammanställning finns i 

Bilaga C). Förklaringen till varför antalet pe blir lägre när man räknar utifrån BOD 7 jämfört 

med totalfosfor kan vara att organiskt material bryts ned i ledningarna innan vattnet når 

avloppsreningsverket, något som diskuterades i konsultrapporten av ERAN miljökonsult AB 

(Ander, 2009). Man kan även i Figur 6.4 se en ökning av antalet pe i området kring Torekov 

på sommaren. Detta förklaras enkelt med att området är en populär sommarsemesterort. 

Sammanställning av resultat angående inläckage 

Efter jämförelse med inkommande koncentrationer till två andra avloppsreningsverk samt 

beräkning av antal pe utifrån olika parametrar kan det konstateras att det förmodligen sker ett 

ovanligt stort inläckage till avloppsledningsnätet kopplat till Torekovs avloppsreningsverk. 

39


Det vore därför lämpligt att göra en grundlig undersökning av avloppsledningsnätet för att 

kunna genomföra eventuella åtgärder. 

6.1.2 Kemikalieförbrukning 

För att utvärdera tillsatsen av fällningskemikaler på Torekovs avloppsreningsverk beräknades 

hur många mol aluminium som tillsattes per mol fosfor i inflödet. Mängden tillsatt kemikalie 

utgick från inköpsmängd och tillfälle. Mängden borttagen fosfor antas vara skillnaden mellan 

totalfosfor i inflöde och totalfosfor i utflöde. En mer ingående beskrivning av beräkningarna 

finns i Bilaga C. Resultatet för åren 2008 till 2010 är sammanställt i Tabell 6.2. 

Tabell 6.2. Molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier 

och borttagen fosfor. 

Datum 

mol Al / 

mol Al / 

mol Al / 

Datum 

Datum 

mol P borttagen 



jan-08 jan-09 2,9 jan-10 2,9 

feb-08 2,1 feb-09 2,8 feb-10 2,7 

mar-08 1,2 mar-09 2,3 mar-10 3,3 

apr-08 1,4 apr-09 2,1 apr-10 2,7 

maj-08 1,7 maj-09 1,3 jun-10 2,5 

jun-08 1,5 jun-09 2,0 jun-10 0,9 

jul-08 8,7 jul-09 1,7 jul-10 1,7 

aug-08 1,3 aug-09 2,3 aug-10 4,1 

sep-08 2,6 sep-09 1,5 sep-10 4,7 

okt-08 2,0 okt-09 1,9 okt-10 1,6 

nov-08 3,1 nov-09 2,2 nov-10 1,8 

dec-08 5,7 dec-09 2,9 dec-10 1,9 

årsmedel 2,8 årsmedel 2,1 årsmedel 2,5 

Det bör nämnas att antagandet att lika mycket kemikalier finns kvar vid varje inköpstillfälle 

kanske inte alltid stämmer. Det höga värdet i juli 2008 kan till exempel förklaras av att 

mycket kemikalier köptes in under en kort tidsperiod. Detta innebär att det är mer osäkert att 

analysera månadsvärdena varpå fokus lades på årsmedelvärdena. 

Den normalt rekommenderade kvoten mol aluminium per mol fosfor är 1,5 och jämförs 

årsmedel med detta värde så tillsätts för mycket kemikalier på Torekovs avloppsreningsverk, 

se Tabell 6.2. Då det inkommande vattnet innehåller låga halter fosfor krävs dock troligtvis en 

högre kvot än den rekommenderade på 1,5. De uppmätta fosforkoncentrationerna i utflödet, se 

Tabell 6.3, är långt under gränsvärdet vilket ändå tyder på att det tillsätts onödigt mycket 

fällningskemikalier på Torekovs avloppsreningsverk. 

40


6.2 Mätningar på verket 

6.2.1 Syrehalt 

Som en del i utvärderingen av Torekovs avloppsreningsverk mättes syrehalterna i biostegets 

och slambehandlingens bassänger på verket. Det gjordes enstaka mätningar i olika delar av 

bassängerna och de mest relevanta resultaten är sammanställda i Figur 6.5. En komplett tabell 

med alla resultat finns i Bilaga C. 

till kemisk fällning 

mellansed. 

6,2 

mg/l 

b.5 

5,0 

mg/l 

6,2 

mg/l 

b.4 

3,5 

mg/l 

0,9 

mg/l 

b.7 

b.8 

6,8 

mg/l 

b.6 

b.9 

3,4 

mg/l 

1,2 

mg/l 

0,54 

mg/l 

b.1 

b.2 

2,2 

mg/l 

0,2 

mg/l 

7,7 

mg/l 

b.3 

sandfång 

Figur 6.5. Uppmätta syrehalter i biostegets och slambehandlingens bassänger (25 oktober 

2011). 

Mätningen av syrehalter som gjordes i slutet på oktober och som redovisas i Figur 6.5, visar 

på de problem med överluftning som sker i bassäng 4 och 5 under vinterhalvåret. Detta leder i 

sin tur till att syrehalten i den första anoxa bassängen (b.2) blir för hög, då mycket syre följer 

med den interna recirkulationen, vilket påverkar denitrifikationen negativt. Att syrehalten i 

den första slambassängen ligger på 6,8 mg/l tyder på överluftning även där. Bassäng 7 blir 

därmed inte anox utan har en tämligen hög syrehalt på 3,5 mg/l. En lösning på problemet med 

överluftningen i de aeroba bassängerna vore att införa en mer kontrollerad och flexibel 

styrning av luftningen. 

Den höga syrehalten i början på den anaeroba bassängen (b.1) beror troligtvis dels på den 

höga syrehalten i sandfånget, dels på den höga syrehalten i returslammet (slutet på b.9) och 

dels på det fall som finns i inloppet till bassängen se Figur 6.6. Eventuellt bör man titta på 

möjligheten att minska luftningen i sandfånget och installera en ramp i inloppet. 

41


Figur 6.6. Inloppet till den anaeroba bassängen (b.1). 

6.2.2 Fosfor- kväve- och COD-halter 

Vid tre tillfällen under studien gjordes mätningar av fosfor och kväve på Torekovs 

avloppsreningsverk (Bilaga C) och resultaten från dessa mätningar är sammanställda i Tabell 

6.3. 

Tabell 6.3. Uppmätta medelkoncentrationer på Torekovs avloppsreningsverk (25 oktober, 2 

november och 8 december 2011). 

PO 4 -P P-tot. NO 3 -N NH 4 -N 

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 

Inkommande 1,0 1,9 5,3 11 

Slutet sandfång 0,95 x x x 

Början anaerob (b.1) x x 5,3 3,3 

Slutet anaerob (b.1) 0,27 x x x 

Början aerob (b.4) x x 1,2 x 

Början aerob (b.5) x x 1,5 x 

Slutet aerob (b.4) x x 3,2 x 

Slutet aerob (b.5) x x 3,0 x 

Slutet mellansed. 0,18 0,25 x x 

Utgående < 0,05 < 0,05 7,2 0,73 

Rejektvatten x x 0,32 0,11 

Returslam x x 5,3 0,44 

Tabell 6.4. Typiska koncentrationer i inkommande avloppsvatten enligt Henze et al., (1997). 

PO 4 -P P-tot. NO 3 -N NH 4 -N 

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 

Normalt inkommande avloppsvatten 7 10 0,5 30 

Väldigt utspätt inkommande avloppsvatten 3 4 0,5 12 

42


Jämförs de inkommande koncentrationerna i Tabell 6.3 med de typiska koncentrationerna i 

Tabell 6.4, med antagandet att det inkommande vattnet är väldigt utspätt, kan man se att 

fosforkoncentrationerna är väldigt låga och att nitrathalten är väldigt hög. Förklaring till 

varför nitrathalten är så hög skulle kunna vara höga nitratkoncentrationer i grundvattnet eller 

nitrifikation i ledningsnätet. 

Redan i mellansedimenteringen ligger koncentrationen totalfosfor under gränsvärdet på 

0,3 mg/l. I och med den låga koncentrationen i inkommande vatten försvinner en stor del av 

fosforn i den vanliga cellsyntesprocessen. Resten försvinner förmodligen med den mängd 

fällningskemikalier som följer med returslammet. Att förklaringen skulle vara bio-P är inte 

troligt då laboratorieförsök visar på att det inte finns några PAO i Torekovs bioslam, se 

kapitel 6.4 om P-släppsförsök. Koncentrationerna i utflödet från verket är väldigt låga. Med 

hänsyn till gränsvärdet på 0,3 mg/l och det faktum att koncentrationen sjunkit kraftigt redan 

efter biosteget tyder detta på att det tillsätts onödigt mycket fällningskemikalier. 

Att ammoniumhalten sjunker så drastiskt från inflödet till bassäng 1 beror på utspädning med 

returslammet som innehåller väldigt låga halter ammonium. Nitrathalten däremot är 

oförändrad då returslammet innehåller samma koncentration som det inkommande vattnet. Att 

nitrathalten i bassäng 1 är så hög innebär att bassängen inte är anaerob vilket i sin tur innebär 

att något P-släpp inte kan uppstå. 

Nitrathalten i de aeroba bassängerna mättes både i början och i slutet av bassängerna, dels för 

att mäta skillnaden i koncentration, men också för att undersöka om koncentrationerna i de två 

bassängerna skiljer sig mycket från varandra, då de endast är sammankopplade i slutet. 

Resultatet visar på väldigt lika koncentrationsvärden, vilket innebär att det inte sker någon 

snedbelastning. 

6.2.3 SS och VSS 

Prover för SS och VSS togs från olika bassänger på Torekovs avloppsreningsverk och 

analyserades på VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. Resultatet från analysen presenteras 

i Tabell 6.5. Att prover för SS och VSS togs ut i både bassäng 4 och 5 som har exakt samma 

funktion var återigen för att undersöka om någon snedbelastning sker. Det kan alltid 

förekomma lokala skillnader i SS och VSS i en och samma bassäng och då bassäng 4 och 5 är 

långa (34,7 meter) togs prover ut både i början och i slutet i båda bassängerna. Det upptäcktes 

dock att halterna inte varierade mycket varpå ett medelvärde beräknades för varje bassäng. 

Tabell 6.5. SS och VSS mätt i olika bassänger på Torekovs avloppsreningsverk (20 oktober 

2011). 

Bassäng SS VSS VSS/SS 

(mg/l) (mg/l) (%) 

4 3270 2650 81 

5 3110 2590 83 

6 (slamb. 1) 6780 5230 77 

7 (slamb. 2) 6920 5420 78 

8 (slamb. 3) 4860 3830 79 

9 (slamb. 4) 6210 4830 78 

43


Som ses i Tabell 6.5 ligger både SS- och VSS-halten väldigt nära varandra i bassäng 4 och 

bassäng 5 vilket bekräftar att ingen snedbelastning sker. Slambehandlingsbassängerna 

innehåller relativt liknande SS- och VSS-halter, undantaget bassäng 8 som har en lägre 

koncentration. Anledningen till detta kan vara att kemslam tillsätts i denna bassäng och att 

kemslammet har en betydligt lägre SS-halt och en speciellt lägre VSS-halt. Kemslammet 

tillsätts inte konstant utan kommer i omgångar. Om provet för analysen togs samtidigt som 

eller strax efter kemslam tillsattes skulle provet av misstag kunna vara till största del kemslam 

istället för bioslam. Att halterna sedan stiger igen till bassäng 9 kan bero på att kemslammet 

då har blandat sig med bioslammet. Dessutom bör det åter igen nämnas att SS- och VSShalter 

kan variera kraftigt även i samma bassäng, varför det är svårt att analysera 

koncentrationsvariationer baserat på enstaka provtagningar. 

6.2.4 Slamålder 

Resultatet från beräkningarna av slamålder (Bilaga C) presenteras i Tabell 6.6. 

Tabell 6.6. Slamålder på Torekovs avloppsreningsverk, baserat på SS-halter uppmätta den 20 

oktober 2011. 

Slamålder 

(dagar) 

aerob (b.4, b.5, b.6, b.9) 7,8 

anaerob (b.1) 0,93 

anox (b.2, b.3, b.7, b.8) 2,3 

total slamålder 11 

Beräkning av slamåldern utifrån rekommendationer i den tyska standarden ATV-DVWK-A 

131E (2000), ger en nödvändig aerob slamålder på 8,2 dagar vid 12 ˚C, som var den 

temperatur som uppmättes den 20 oktober 2011. Den aeroba slamåldern som beräknades till 

7,8 dagar, se Tabell 6.6, ligger därmed precis på gränsen för vad som rekommenderas. Detta 

innebär att om en eller flera bassänger i slambehandlingen ska användas för hydrolys genom 

att luftningen stängs av, är det nödvändigt att kompensera för den minskade aeroba slamålder 

som detta innebär. 

Den totala slamåldern ligger även den på gränsen till vad som rekommenderas. Utifrån den 

tyska standarden bör den vara 12 dagar vid 12 ˚C, vilket är något högre än vad den faktiska 

slamåldern är. Det bör dock nämnas att beräkningarna bygger på SS-koncentrationer som är 

uppmätta vid ett enda tillfälle under hösten vilket inte är en korrekt approximation för hela 

året. 

6.2.5 VFA-mätning 

I Tabell 6.7 presenteras resultatet från VFA-mätningarna med hjälp av 5-stegstitrering utförda 

på Torekovs avloppsreningsverk. En detaljerad beskrivning av uträkningarna finns i Bilaga C. 

Tabell 6.7. Resultat från VFA-titrering i fem olika punkter på Torekovs avloppsreningsverk 

(20 oktober 2011). 

bassäng 9 

inkommande efter sandfång rejektvatten bassäng 6 

(returslam) 

COD VFA (mg/l) 6,8 0,2 17 10 11 

44


I sandfånget förbrukas större delen av de VFA som kommer med inkommande vatten, 

troligtvis genom att de oxideras eller avdunstar då de är lättflyktiga. Då en tillräcklig mängd 

VFA i den anaeroba bassängen är en förutsättning för bio-P vore det därför eventuellt lönsamt 

att undersöka möjligheten att minska på VFA-förlusten genom att minska på luftningen i 

sandfånget. 

VFA-behov för bio-P 

Med hjälp av de olika inflödena till den anaeroba bassängen samt produktion av VFA genom 

hydrolys i den anaeroba bassängen (baserat på hydrolyshastigheten beräknad från 

hydrolysförsök 2, Kapitel 6.3) beräknades VFA-potentialen i den anaeroba bassängen till 

3,9 mg COD VFA /l, se Tabell 6.8. 

Tabell 6.8. VFA-behov i b.1. En mer detaljerad beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga 

C. 

Mängd VFA in i b.1 (g COD VFA ) (från returslam och inflöde) 361 

produktion VFA i b.1 (g COD VFA ) (från hydrolys) 26 

VFA-potential i b.1 (g COD VFA ) 387 

VFA-potential i b.1 (mg COD VFA /l) 3,9 

VFA-behov b.1 (g COD VFA ) 1790 

VFA-behov b.1 (mg COD VFA /l) 18 

VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (g COD VFA ) 1410 

VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (mg COD VFA /l) 14 

Det skulle dock behövas totalt cirka 18 mg COD VFA / l för att få en fungerande bio-P-drift, 

baserat på VFA-potentialen på 14 mg COD VFA / mg P borttagen (Jönsson et al., 1996) och en 

borttagen mängd fosfor på 1,9 mg/l. För att få en fungerande bio-P drift är det därmed 

nödvändigt att öka VFA-halten i den anaeroba bassängen avsevärt. Detta skulle kunna göras 

genom att exempelvis införa returslamhydrolys. Returslamhydrolys vore passande på 

Torekovs avloppsreningsverk då där inte finns någon primärsedimentation vilket innebär att 

allt det partikulära organiska materialet i det inkommande vattnet följer med in i biosteget och 

blir därmed en del av returslammet och även en del av det material som är grunden för VFAproduktionen 

i returslamhydrolysen. 

45

mg COD f / g VSS 

mg COD VFA / g VSS 


6.3 Hydrolysförsök 

Resultatet från hydrolysförsök 1 och 2 är redovisat i Figur 6.7 till Figur 6.10. Resultaten är 

presenterade i figurer som visar mg COD VFA / g initialt VSS. 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 

Försök 1: R1 Försök 1: R2 Försök 1: R3 Försök 2 

Figur 6.7. VFA-koncentrationen i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 

november 2011) och hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). R=reaktor 

800 

700 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 


Figur 6.8. Koncentrationen av löst COD i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 


46

mg NH 4 -N / g VSS 

mg PO 4 -P / g VSS 


9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 


Figur 6.9. Fosfatkoncentrationen i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 


25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 


Figur 6.10. Ammoniumkoncentrationen i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 


Koncentrationerna VFA, COD f , fosfat och ammonium stiger under hela försökstiden under de 

två olika försöken. Jämför man resultatet från det första hydrolysförsöket med det andra så ser 

man dock att koncentrationerna stiger betydligt mer under det första hydrolysförsöket jämfört 

med under det andra. Koncentrationsökningen bör visa ett linjärt beteende (Jönsson & Jansen, 

2006; Juncà, 2010) vilket det gör i det andra hydrolysförsöket men inte i det första. 

Vid slutet av det första hydrolysförsöket upptäcktes i reaktor 3 att mängden vätska var väldigt 

låg och misstanke om avdunstning uppstod. För att kontrollera om det skett någon 

avdunstning gjordes en överslagsräkning av hur mycket vätska som tagits ut och eventuellt 

avdunstat under försöket. Resultatet presenteras i Tabell 6.9. 

47

mg COD VFA / g VSS 


Tabell 6.9. Beräkning av avdunstad volym i reaktor 3 efter 10 dagar i hydrolysförsök 1 (12-22 

november 2011). 

volym reaktor vid start 1800 ml 

uttag prov 

-290 ml 

volym dag 10 -450 ml 

Avdunstad volym 1060 ml 

Tabell 6.9 visar att en stor mängd vätska avdunstat under försöket. En förklaring kan vara att 

kvävgasflödet var för stort varpå luften i reaktorn alltid är torr vilket i sin tur ökar 

avdunstningen. 

För att kunna titta närmare på hydrolysförsök 2 redovisas endast resultaten från detta försök i 

Figur 6.11 till Figur 6.14. 

70 

60 

50 

y = 0,27x + 1,1 

R² = 0,9915 

40 

30 

20 

10 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 

Figur 6.11. VFA-koncentrationen under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). 

48

mg PO4-P / g VSS 

mg COD f / g VSS 


180 

160 

140 

y = 0,65x + 15 

R² = 0,9948 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 

Figur 6.12. Koncentrationen löst COD under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). 

2,5 

2 

1,5 

1 

y = 0,0098x + 0,085 

R² = 0,9972 

0,5 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 

Figur 6.13. Fosfatkoncentrationen under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5 dec 2011). 

49

mg NH 4 -N / g VSS 


12 

10 

8 

y = 0,045x - 0,31 

R² = 0,9947 

6 

4 

2 

0 

0 24 48 72 96 120 144 168 192 216 240 

timmar 

Figur 6.14. Ammoniumkoncentrationen under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5 dec 2011). 

Sammanställningen av resultatet från hydrolysförsök 2 i Figur 6.11 till Figur 6.14 visar att 

ingen av koncentrationsökningarna visar någon tydligen utplaning efter 10 dagar. Detta skulle 

kunna bero på att hydrolyshastigheten är låg. Eftersom försöket är gjort vid 15 ˚C är detta 

troligt då tidigare försök visat att hydrolyshastigheten sjunker snabbt vid temperaturer under 

20 ˚C. 

Ökningen av ammonium och fosfat bör vara nära relaterad till ökningen av COD, det vill säga 

att kurvorna bör ha samma utseende. Detta stämmer bra för ammonium men inte fullt lika bra 

för fosfat som dag 5 och dag 8 inte ökar linjärt. Tittar man istället på ammonium- och 

fosfatkoncentrationen som en funktion av COD f -koncentrationen (Figur 6.15 och Figur 6.16) 

syns, som förväntat, ett tydligt linjärt förhållande även om den är mer tydlig för ammonium 

än för fosfat. En linjär regression gjordes även för att ta reda på kvoten NH 4 -N/COD f och 

PO 4 -P/COD f . 

50

mg PO 4 -P / l 

mg NH 4 -N /l 


70 

60 

50 

y = 0,069x - 7,7 

R² = 0,9881 

40 

30 

20 

10 

0 

0 200 400 600 800 1000 

mg COD f /l 

Figur 6.15. Förhållandet mellan ammonium och löst COD i hydrolysförsök 2 samt en linjär 

regression för sambandet (29 nov – 5 dec 2011). 

12 

10 

y = 0,011x - 0,060 

R² = 0,9784 

8 

6 

4 

2 

0 

0 200 400 600 800 1000 

mg COD f /l 

Figur 6.16. Förhållandet mellan fosfat och löst COD i hydrolysförsök 2 samt en linjär 


För att beräkna hur stor del av den lösta COD som frigörs genom hydrolysen som utgörs av 

VFA gjordes en linjär regression av sambandet mellan VFA och löst COD (Figur 6.17). 

51

mg COD VFA / l 


400,0 

350,0 

300,0 

250,0 

y = 0,39x - 25 

R² = 0,9935 

200,0 

150,0 

100,0 

50,0 

0,0 

0 200 400 600 800 1000 

mg COD f /l 

Figur 6.17. Förhållandet mellan VFA och löst COD i hydrolysförsök 2 samt en linjär 


Resultaten från hydrolysförsök 2 är sammanfattade i Tabell 6.10. 

Tabell 6.10. Resultat från hydrolysförsök 2 utfört med returslam vid 15 ˚C. 

Hydrolyshastighet (mg COD VFA / (g VSS × h)) 0,27 

Hydrolyshastighet (mg COD f / (g VSS × h)) 0,65 

Hydrolyshastighet (mg PO 4 -P / (g VSS × h)) 0,0098 

Hydrolyshastighet (mg NH 4 -N / (g VSS × h)) 0,045 

mg COD VFA / mg COD f 0,39 

mg NH 4 -N / mg COD f 0,069 

Korresponderande kvot mg COD f / mg NH 4 -N 15 

mg PO 4 -P / mg COD f 0,011 

Korresponderande kvot mg COD VFA /mg PO 4 -P 35 

De två hydrolyshastigheterna för löst COD och för ammonium som redovisas i Tabell 6.10 

verkar rimliga då de stämmer väl överens med de resultat som tagits fram i en studie av 

Jönsson & Jansen (2006). I studien gjordes hydrolysförsök på returslam från ett verk med 

liknande förutsättningar som Torekovs avloppsreningsverk vid 10 ˚C och man fick fram 

hydrolyshastigheter på 0,64 mg COD f / (g VS × h) och 0,03 mg NH 4 -N/ (g VS × h). Mängden 

VFA per löst COD som i denna studie konstaterades vara 39 vikt% var även den liknande 

resultatet från studien av Jönsson & Jansen på 40 %. 

Att ammoniumkoncentrationen ökar under hydrolysen kan innebära en större belastning på 

kväveavskiljningen. Under hydrolysförsök 2 frigörs dock betydligt mer kol än ammonium (se 

Tabell 6.10), långt över kolbehovet för denitrifikation på 4-5 mg COD/mg N (Henze et al., 

1997), vilket innebär att den ökade ammoniumkoncentrationen inte bör innebära något 

problem. Även fosfat frigörs under hydrolysen vilket kan innebära en belastning på 

52


fosforavskiljningen. Det bör dock heller inte innebära något problem på Torekovs 

avloppsreningsverk då mängden VFA som frigörs är betydligt större än den rekommenderade 

minimumhalt på 14 mg COD VFA / mg P som framtagits i en tidigare studie (Jönsson et al., 

1996). 

6.3.1 Hydrolyskonstanten 

Hydrolyskonstanten beräknades med hjälp av Ekvation 2 (Henze et al., 1999). 

anaerob hydrolys 

K 

h 

fe 

K 

K 

O2 

O2 

S 

O2 

K 

K 

NO 3 

NO 3 

S 

NO 3 

K 

X 

X 

S 

/ X 

H 

X / X 

S 

H 

X 

H 

(Ekvation 2) 

Då andelen löst syre och nitrat anses vara noll under hydrolysförsöket blir de första två 

kvoterna ett varpå ekvationen blir såsom den är skriven i Ekvation 3, definitioner av de 

parametrar som används i ekvationen finns sammanställda i Tabell 6.11. 


K 

h 

fe 

K 

X 

X 

S 

/ X 

H 

X / X 

S 

H 

X 

H 

(Ekvation 3) 

Tabell 6.11. Definitioner av parametrarna som används i Ekvation 3 (Henze et al., 1999). 

ρ anaerob hydrolys Anaerob hydrolyshastighet 

η fe Anaerobisk hydrolysreduktionsfaktor 0,4 

K h 

Hydrolyskonstant (/dag) 

K x Mättnadskoefficient för partikulärt COD 0,1 

X h Heterotrof biomassa (g COD/m 3 ) 

X s Långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (g COD/m 3 ) 

Hydrolyshastigheten bestämdes utifrån koncentrationsökningen av fosfat, ammonium och 

VFA omräknat till mängd COD, se Tabell 6.12. En temperaturkorrigering gjordes även då 

ASM2d bygger på en hydrolyskonstant vid 20 ˚C (se Bilaga D). 

Tabell 6.12. Beräkning av den anaeroba hydrolyshastigheten (mg COD/l×dag). 

ρ anaerob hydrolys 

ρ anaerob hydrolys 

mg / l×dag 1 mg / mg mg COD / mg COD / 

2 

COD f l×dag 

l×dag 

(15 ˚C) (20 ˚C) 

PO 4 -P 1,3 0,011 120 170 

NH 4 -N 6,0 0,069 86 130 

COD VFA 36 0,39 91 140 

COD f 87 1 87 130 

1 Utifrån resultat från hydrolysförsök 2, se Bilaga D. 

2 Utifrån värden från hydrolysförsök 2 sammanställda i Tabell 6.10. 

53

mg/g VSS 


Mängden heterotrof biomassa (X h ) och mängden långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (X s ) 

hittades med hjälp av referensscenariot i EFOR, se kapitel 7.2. Då det krävs en 

hydrolyskonstant för att kunna köra referensscenariot utfördes en iterering för att komma fram 

till den rätta hydrolyskonstanten, se Tabell 6.13. Den beräknade hydrolyskonstanten är ett 

medelvärde av hydrolyskonstanterna utifrån hydrolyshastigheten för fosfat, ammonium, VFA 

och löst COD. 

Tabell 6.13. Iterering med hjälp av EFOR och Ekvation 3 för att hitta hydrolyskonstanten. 

K h - EFOR X s X h K h 

(PO 4 -P) 

K h 

(NH 4 -N) 

K h 

(COD VFA ) 

K h 

(COD f ) 

K h 

(medel) 

dag -1 mg/l mg/l dag -1 dag -1 dag -1 dag -1 dag -1 

3,0 136 3340 0,45 0,33 0,35 0,34 0,37 

1,0 1160 3000 0,18 0,14 0,14 0,14 0,15 

0,60 3980 1810 0,25 0,19 0,20 0,19 0,21 

0,20 5225 1145 0,39 0,29 0,30 0,29 0,32 

0,30 5040 1264 0,35 0,26 0,27 0,27 0,29 

0,29 5078 1255 0,35 0,26 0,28 0,27 0,29 

6.4 P-släppsförsök 

Resultaten för de tre olika P-släppsförsöken är redovisade som mängden fosfat/kalium per 

gram initialt VSS och finns sammanställda i figurer nedan. 

6.4.1 Med acetat som kolkälla 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0,0 30,0 60,0 90,0 120,0 150,0 180,0 

minuter 

PO4-P K PO4-P (referensförsök) K (referensförsök) 

Figur 6.18. P-släppsförsök med bioslam från Torekov respektive bioslam från Öresundsverket 

(referensförsök) med acetat som kolkälla (26 oktober 2011). Då koncentrationerna var 

mycket låga i huvudförsöket vid slutet av försöket valdes av besparingsskäl att inte analysera 

alla prover. 

54

mg /g VSS 


Utifrån Figur 6.18 är det ganska uppenbart att det inte finns någon bio-P-potential i slammet 

från Torekov då det i jämförelse med referensförsöket inte skett något P-släpp alls. Detta 

beror förmodligen på att det inte finns några PAO i slammet. Då fosforkoncentrationen i slutet 

av försöket var så pass låg valdes att inte analysera alla prover av besparingsskäl. En 

förklaring till varför det inte finns några PAO i bioslammet från Torekovs avloppsreningsverk 

skulle kunna vara fosforbrist, brist på VFA samt syre och nitrat i den anaeroba bassängen, se 

Kapitel 6.2. 

6.4.2 Med inkommande vatten 

I försöket med inkommande vatten till biosteget som kolkälla gjordes P-släppsförsöket med 

bioslam från Öresundsverket istället för från Torekov. Detta gjordes då syftet med försöket 

var att undersöka det inkommande vattnets potential som kolkälla vid bio-P-drift och då det 

vid tidigare försök framgått att det inte fanns några PAO i slammet från Torekov är det 

meningslöst att göra försöket med detta slam. 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 30 60 90 120 150 180 

minuter 

PO4-P 

PO4-P (referensförsök) 

Figur 6.19. P-släppsförsök med bioslam från Öresundsverket med inkommande vatten till 

biosteget från Torekov respektive från Öresundsverket (referensförsök) som kolkälla (26 

oktober 2011). Då koncentrationerna var mycket låga i huvudförsöket vid slutet av försöket 

valdes av besparingsskäl att inte analysera alla prover. 

Figur 6.19 visar att det inte är möjligt att använda endast det inkommande vattnet som 

kolkälla vid bio-P-drift på Torekovs avloppsreningsverk då inget P-släpp skedde med bioslam 

från Öresundsverket som i försöket med inkommande vatten från Öresundsverket ger ett 

märkbart P-släpp. En viktig förklaring till varför det inkommande vattnet från Öresundsverket 

fungerar så mycket bättre än det från Torekov är att vattnet från Öresundsverket genomgått 

primärslamhydrolys vilket ökat mängden VFA. Återigen gjordes endast två mätningar i slutet 

av försöket med Torekovs inkommande vatten av besparingsskäl. 

6.4.3 Med hydrolysat 

Hydrolysat från ett 3 dagar långt hydrolysförsök av returslam från Torekovs 

avloppsreningsverk användes som kolkälla i ett P-släppsförsök. Även i detta försök användes 

55

mg /g VSS 


endast slam från Öresundsverket då syftet var att undersöka hydrolysatets potential som 

kolkälla. 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 30 60 90 120 150 180 

minuter 

PO4-P 

PO4-P (referensförsök) 

Figur 6.20. P-släppsförsök med bioslam från Öresundsverket med hydrolysat från 

hydrolysförsök med slam från Torekov som kolkälla respektive acetat som kolkälla 

(referensförsök) (15 november 2011). 

Resultatet från försöket med hydrolysat som kolkälla visar att det är möjligt att använda 

hydrolysat för att skapa P-släpp, se Figur 6.20. I referensförsöket med acetat som kolkälla 

tillsätts acetat i överskott. Initialt sker P-släppet med hydrolysat som kolkälla med samma 

hastighet som vid referensförsöket, vilket innebär att hydrolysatet fungerar bra som kolkälla. 

Det som begränsar P-släppet är mängden VFA i hydrolysatet. Vid jämförelse med försöket 

med inkommande vatten, Figur 6.19, där referensförsöket representerar förhållandena på 

Öresundsverket där bio-P fungerar, är det tydligt att hydrolysatet innehåller tillräcklig mängd 

VFA. 

6.5 Denitrifikationsförsök 

Resultaten från de tre denitrifikationsförsöken presenteras i Figur 6.21 där denitrifikationshastigheten 

från de tre olika försöken är framtagen genom linjär regression av den sjunkande 

NO x -koncentrationen. 

56

mg NOx-N/ g VSS 


12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 

Timmar 

Öresundsverket + acetat Torekov + acetat Öresundsverket + hydrolysat 

y = -2,0x + 10 

y = -2,7x + 9,5 

y = -1,9x + 10 

R² = 0,982 

R² = 0,9735 

R² = 0,9609 

Figur 6.21. Denitrifikationshastigheten (mg NO x /g VSS×h) vid de tre olika denitrifikationsförsöken; 

bioslam från Öresundsverket med hydrolysat som kolkälla från Torekov, bioslam 

från Öresundsverket med acetat som kolkälla och bioslam från Torekov med acetat som 

kolkälla (16 november 2011). 

Tabell 6.14. Denitrifikationshastigheten från de tre olika denitrifikationsförsöken (16 

november 2011). 

Denitrifikationshastighet 

(mg NO x /(g VSS×h)) 

Öresundsverket + acetat 2,0 

Torekov + acetat 2,7 

Öresundsverket + hydrolysat 1,9 

Utifrån Figur 6.21 och Tabell 6.14 kan slutsatsen dras att bioslammen från Torekovs 

avloppsreningsverk har den högsta denitrifikationsaktiviteten och att koncentrationen NO x 

därmed sjunker snabbast. De två olika försöken gjorda med bioslam från Öresundsverket, dels 

med acetat som kolkälla och dels med hydrolysat som kolkälla, visar att hydrolysatet fungerar 

väl som kolkälla då denitrifikationshastigheten i de två olika fallen är mycket nära varandra. 

Troligtvis skulle därför hydrolysatet även fungera väl som extra kolkälla för denitrifikationen 

på Torekovs avloppsreningsverk. 

57


58

Modellering med hjälp av EFOR 

7 Modellering med hjälp av EFOR 

Målet med modelleringen var att undersöka möjligheten att minimera tillsatsen av 

fällningskemikalie för fällning av fosfor genom etablering av bio-P. Modelleringen gjordes 

med hjälp av EFOR 2003 som är ett program framtaget av DHI Water and Environment i 

Danmark specifikt för modellering av avloppsreningsverk. Den modelltyp som användes 

kallas CNDP och är en modell som bygger på ASM-1 och ASM-2d med kolreducering, 

nitrifikation, denitrifikation och fosforavskiljning. För en mer ingående beskrivning av 

ASM-2d hänvisas till artikeln Activated sludge model No.2d skriven av Henze et al. (1999). 

7.1 Indata 

7.1.1 Inflödeskoncentrationer 

Mätvärden från analyser av Alcontrol Laboratories mellan 2008 och 2010 användes som 

indata till modelleringen. 2011 års värden användes inte då det under en längre period detta år 

varit problem med provuppsamlingen på verket. På grund av detta problem gjordes först en 

genomgång av alla mätvärden. Vissa värden justerades för att massbalanserna i EFOR skulle 

stämma. Justerade mätvärden finns redovisade i en tabell i Bilaga G. Koncentrationer i 

inflödet har mätts som dygnsprover alternativt veckoprover en gång per månad. För att få ett 

jämnare resultat har en linjär interpolering gjorts för att generera två extra mätvärden per 

månad. Detta har även gjorts för de flöden som fanns som månadsmedelvärden. 

7.1.2 Temperaturprofil 

I modellen måste förutom inflödeskoncentrationerna även en temperaturprofil på 

inkommande vatten under året göras i EFOR. Temperaturen på det inkommande vattnet mäts 

med onlinemätare på Torekovs avloppsreningsverk, men sparas tyvärr inte. Istället användes i 

modellen temperaturerna uppmätta i mellansedimenteringen på Öresundsverket år 2011 

(Bilaga G). Torekovs avloppsreningsverk och Öresundsverket är båda belägna vid kusten i 

nordvästra Skåne cirka 4 mil ifrån varandra och antas därför ha liknande väderbetingelser. Det 

finns dock flera faktorer som kan påverka temperaturen på det inkommande avloppsvattnet. 

Öresundsverket har till exempel fler industrier kopplande till verket än vad Torekov har, 

vilket kan påverka temperaturerna. Dessutom har Torekov ett väldigt långt ledningsnät vilket 

innebär längre transporttider där vattnet kan kylas ned. 

7.1.3 Årsindelning (faser) 

Då inflödeskoncentrationerna under sommarmånaderna skiljer sig en del från resten av året 

delades året in i tre olika faser för att ha möjlighet att anpassa exempelvis etanoldosering och 

luftning för särskilda behov under sommaren. De tre faserna varade i 90, 120 respektive 155 

dagar. Sommarmånaderna då höga värden uppmätts definierades därmed från början av april i 

samband med påsk fram till slutet av juli. De två ”vinterperioderna” före och efter sommaren 

behandlas alltid på samma sätt vad gäller anpassade styrningar, men delas här upp då EFOR 

modellerar för ett år i taget. 

7.2 Referensscenario 

Ett referensscenario togs fram där målet var att få ett resultat som liknar förhållandena på 

verket som de ser ut idag. Dock modellerades endast de biologiska processerna, den kemiska 

fällning av fosfor som sker idag togs inte med. Detta gjordes för att kunna jämföra resultatet 

59


från referensscenariot med det som fås vid införandet av biologisk fosforavskiljning. För att 

underlätta hanteringen i EFOR modellerades referensscenariot endast med mätdata från 2010. 

I modellen i EFOR slogs de två parallella aeroba bassängerna (bassäng 4 och 5) först ihop till 

en stor bassäng, då bassängerna är sammankopplade antogs de fungera lika. För att lättare 

kunna se hur processerna i bassängen fungerar och hur koncentrationerna förändras delades 

sedan den stora bassängen upp i två seriekopplade bassänger, se Figur 7.1. 

För att få ett så trovärdigt scenario som möjligt jämfördes sedan utgående koncentrationer 

(kväve, SS-halt och uttagen slammängd) från modelleringen med uppmätta koncentrationer på 

verket. Modellen kalibrerades med hjälp av styrningen på uttaget överskottsslam, luftning i 

bassäng 3 samt hydrolyskonstanten (se Bilaga G för detaljerad beskrivning av kalibreringen). 

Figur 7.1. Bild av den modell i EFOR som använts som referensscenario. En förstorad 

version är bifogad i Bilaga G. 

7.2.1 Styrningar 

I modellen över referensscenariot sker ett antal olika styrningar. Majoriteteten av styrningarna 

sker på samma sätt som de gör på verket, men i vissa fall var det oklart exakt hur styrningen 

sker. I dessa fall anpassades styrningen i modellen för att resultatet så bra som möjligt skulle 

stämma överens med verkligheten. Ett antagande gjordes att mängden uttaget överskottsslam 

styrs på den SS-halt som finns i de aeroba bassängerna. Det antogs även i referensscenariot att 

syretillförseln i de aeroba bassängerna går att styras bättre än idag då problemet med för 

mycket syre på vintern och för lite på sommaren är något som kommer att åtgärdas. Uttag av 

slam från den sekundära sedimenteringen antogs vara konstant då endast en siffra på volym 

per dygn fanns tillgänglig. Slutligen antogs mängden rejektvatten från centrifugeringen av 

överskottsslam vara försumbar. Följande styrningar har använts i modellen: 

Bräddning sker då inflödet överstiger 212,4 m 3 /h. 

Den interna recirkulationen är 75 % av inflödet (före bräddning). 

Slam från mellansedimenteringen tas ut med ett konstant flöde på 72 m 3 /h. 

Slam från slutsedimenteringen tas ut med ett konstant flöde på 12,7 m 3 /h. 

Luftningen i de aeroba bassängerna styrs på ett börvärde på 3 g O 2 /m 3 . 

Tillsats av etanol sker konstant med en hastighet på 0,0036 m 3 /h. 

Överskottsslam tas ut så att SS-koncentrationen i de aeroba bassängerna ligger på 

3000 mg/l under vintern och 4000 mg/l under sommaren. 

60

mg/l 

mg/l 


Volymer och pumpkapaciteter har fåtts från driftspersonal på avloppsreningsverket och finns 

redovisade i Bilaga G. 

7.2.2 Resultat från referensscenariot 

Figur 7.2 visar kvävekoncentrationerna i utflödet från modelleringen med det slutgiltiga 

referensscenariot och Figur 7.3 visar de uppmätta utflödeskoncentrationerna. I kalibreringen 

visade det sig svårt att få ett realistiskt resultat med en hydrolyskonstant på 0,29 d -1 . Istället 

har modelleringen gjorts med en konstant på 2 d -1 som också ligger inom det 

rekommenderade intervallet (Henze et al., 1999). Det visade sig även ge ett mer 

överrensstämmande resultat att inte lufta bassäng 3 under sommaren trots att det idag ofta 

sker på Torekovs avloppsreningsverk. 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut 

gränsvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (8,0 mg/l) 

Figur 7.2. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet med referensscenariot 2010. 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Tot-N NH4-N Riktvärde 

Figur 7.3. Uppmätta kväveskoncentrationer i utflödet på Torekovs avloppsreningsverk 2010. 

61

mg/l 

mg/l 


Enligt Figur 7.2 och Figur 7.3 stämmer referensscenariot bättre överrens med verkligheten 

under sommarmånaderna, särskilt med tanke på totalkväve. En förklaring skulle kunna vara 

att indata till referensscenariot bygger på värden som endast är uppmätta en gång per månad 

vilket innebär att det är en dålig representation av variationen under hela månaden. 

Ammoniumkoncentrationen stämmer däremot bra överrens med de uppmätta. 

De modellerade fosforkoncentrationerna i utflödet (Figur 7.4) går ej att jämföra med de 

uppmätta (Figur 7.5) då det i modellen inte finns med någon kemisk fällning. 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

P-tot,in P-tot,ut PO4-P,in PO4-P,ut årsmedel P-tot. (1,6 mg/l) 

7 

Figur 7.4. Modellerade fosforkoncentrationer med referensscenariot 2010. 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

totalfosfor inkommande 

totalfosfor utgående 

Figur 7.5. Uppmätta fosforkoncentrationer i utflödet på Torekovs avloppsreningsverk 2010. 

Även om fosforkoncentrationerna i utflödet inte kan jämföras kan man i alla fall utifrån 

modellens fosforhalter konstatera att det idag inte sker någon biologisk fosforavskiljning. 

Någon poly-P-biomassa (PAO) fanns heller inte i modellen. Detta stämmer väl med 

62

mg/l 


verkligheten då P-släppsförsöken som gjordes tidigare också tyder på att det inte finns någon 

PAO i bioslammet. Den fosfor som förbrukas i verket och som ändå leder till en aning lägre 

halter i utflödet än i inflödet består antagligen av bakteriers upptag av fosfor för cellsyntes. 

Förutom fosfor och kväve undersöktes även utgående koncentration på COD vilket i de 

analyser som gjorts på utgående vatten låg under 30 mg/l hela året undantaget slutet på juli 

och i början på november då det är uppmätt till 30 mg/l respektive 36 mg/l. Figur 7.6 visar 

utgående COD-koncentrationer i modellen där värdena ligger något högre än 30 mg/l under 

andra halvan av året. Mönstret med topparna, i modellen i slutet på juni istället för i slutet på 

juli, och i början på november är dock inte långt ifrån verkligheten. 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Figur 7.6. Modellerade COD-koncentrationer i utflödet med referensscenariot 2010. 

SS-halten i utgående flöde undersöktes också och låg i princip konstant på 10 mg/l hela året i 

modellen, till skillnad från verkligheten där koncentrationen låg under 5 mg/l större delen av 

året. Skillnaden är dock inte stor och modellen ansågs vara en god approximation av 

verkligheten. 

7.3 Förslag på förändringar i driften 

COD-tot,ut 

Utifrån referensscenariot med inflödesdata från 2010 gjordes förändringar för att uppnå bästa 

möjliga kväve- och fosforavskiljning. Det visade sig vara svårt att kombinera båda 

processerna och nedan presenteras därför först två olika scenarion där kväveavskiljningen 

respektive fosforavskiljningen fungerar ultimat vid ”rimliga” förändringar utifrån dagens 

förutsättningar. Därefter följer två lösningar som ger en bra kombinerad biologisk kväve- och 

fosforavskiljning, men som kräver större och mer kostsamma förändringar. 

7.3.1 Förbättrad kväveavskiljning 

I Figur 7.2 som visar kvävekoncentrationen i utflödet med referensscenariot är det tydligt att 

den största delen av det kväve som lämnar verket är i form av nitrat eller nitrit. För att få lägre 

kvävekoncentrationer i utflödet fokuserades därför modelleringen på att gynna 

denitrifikationen. En bättre kväveavskiljning uppnåddes dels genom att öka 

internrecirkulationen som styrs på inflödet från 75 % till 150 % och dels genom att tillsätta 

63

mg/l 

mg/l 


etanolen i trefas med tredubblad etanoldosering (från 0,0036 m 3 /h till 0,0108 m 3 /h) under 

sommaren då kvävekoncentrationerna i inflödet är som högst. Resultatet går att se i Figur 7.7. 

Att internrecirkulationen inte är för stor, det vill säga att det inte återförs mer nitrat än vad 

denitrifierarna kan omvandla, ses i Figur 7.8 nedan där koncentrationen nitrat/nitrit sjunker till 

nästan noll från bassäng 2 till 3. 

Som Figur 7.9 visar förblir fosforkoncentrationerna som vid referensscenariot, det vill säga 

någon biologisk fosforavskiljning sker inte. 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


Riktvärde N-tot. (12 mg/l) 

årsmedel N-tot. (6,2 mg/l) 

Figur 7.7. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid förbättrad kväveavskiljning. 

2 

1,8 

1,6 

1,4 

1,2 

1 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0 

NOx,b.3 

NOx,b.2 

Figur 7.8. Modellerade koncentrationen nitrat och nitrit i de anoxa bassängerna b.2 och b.3. 

64

mg/l 


7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

P-tot,in P-tot,ut PO4-P,in PO4-P,ut årsmedel P-tot.(1,6 mg/l) 

Figur 7.9. Modellerade fosforkoncentrationer vid förbättrad kväveavskiljning; totalfosfor 

inflöde (blå), ortofosfat inflöde (röd), totalfosfor utflöde (grön), ortofosfat utflöde (svart). 

7.3.2 Biologisk fosforavskiljning 

Vid modellering för att uppnå biologisk fosforavskiljning användes modellen för en förbättrad 

kväveavskiljning som grund (som beskrevs ovan), för att försöka kombinera bra 

fosforavskiljning med bra kväveavskiljning. För att etablera biologisk fosforrening räckte det 

dock inte, som idén var från början, med att stänga av luftningen i bassäng 9 för att etablera 

hydrolys. Det krävdes även att luftningen i bassäng 6 stängdes av. Tillväxten av PAO som då 

skedde visas i Figur 7.10. Det tog dock minst ett år för dem att etablera sig vilket är en 

tämligen lång tidsperiod. För att underlätta etableringen av PAO kan acetat tillsättas under 

uppstartsperioden. 

Etableringen av PAO resulterade i låga fosforkoncentrationer i utflödet (Figur 7.11). 

Koncentrationen totalfosfor i utflödet är mycket lägre än i referensscenariot men 

årsmedelvärdet på 0,4 mg/l är ändå över gränsvärdet (0,3 g/ m 3 ) (Figur 7.12). Öresundsverket 

fick dock vid införandet av biologisk fosforavskiljning ett tidigare gränsvärde på 0,3 mg/l 

justerat till 0,5 mg/l. Att undersöka möjligheterna till en liknande lösning för Torekovs 

avloppsreningsverk kunde därför vara av intresse, då det skulle kunna innebära att kemisk 

fällning inte längre är nödvändig. 

Den minskade aeroba slamåldern som uppstod då luftningen i bassäng 6 och 9 stängdes av 

orsakade problem med kväveavskiljningen under sommarmånaderna på grund av höga 

ammoniumhalter. För att kompensera för detta luftades även bassäng 3 under sommaren med 

ett börvärde på 3 g/ m 3 , men det var inte tillräckligt för att få ner totalkvävets koncentration 

under riktvärdet på 12 mg/l dessa månader, se Figur 7.13. Beräknas däremot ett 

årsmedelvärde, som riktvärdet är baserat på, ligger utflödeskoncentrationen under 12 mg/l. På 

grund av de väldigt höga koncentrationer i utflödet som blir under sommaren så anses ändå 

det här scenariot som ett osäkert alternativ. 

65

mg/l 

mg/l 


3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

biomassa PAO,b.1 biomassa PAO, b.5 biomassa PAO, b.9 

Figur 7.10. Modellerade koncentrationen biomassa PAO vid biologisk fosforavskiljning. 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

P-tot,in P-tot,ut PO4-P,in PO4-P,ut årsmedel P-tot. (0,4 mg/l) 

Figur 7.11. Modellerade fosforkoncentrationer vid biologisk fosforavskiljning. 

66

mg/l 

mg/l 


1 

0,9 

0,8 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) årsmedel P-tot. (0,4 mg/l) 

Figur 7.12. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid biologisk fosforavskiljning. 

28 

24 

20 

16 

12 

8 

4 

0 


Riktvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot.(11 mg/l) 

Figur 7.13. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid biologisk fosforavskiljning. 

7.3.3 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 

Utifrån resultaten vid optimering av fosforavskiljningen med ”rimliga” förändringar var det 

tydligt att den aeroba slamåldern blir för låg för kväveavskiljningen vid avstängning av 

luftningen i bassäng 6 och 9. Ett sätt att lösa problemet kan därför vara att göra de aeroba 

bassängerna 4 och 5 större. Luftningen i bassäng 3 stängdes åter igen av året runt, men etanol 

tillsattes fortfarande i trefas. Luftningen i bassäng 6 och 9 stängdes av och den interna 

recirkulationen sattes på 150 %. Efter olika försök visade det sig att 50 % större volym av 

bassäng 4 och 5 resulterar i väl fungerande kväve- och fosforavskiljning, se Figur 7.14 och 

67

mg/l 

mg/l 


Figur 7.15. Årsmedelvärdet på 0,4 mg/l är precis som i det tidigare scenariot med fungerande 

biologisk fosforavskiljning över gränsvärdet på 0,3 mg/l men klarar sig under 

Öresundsverkets gränsvärde vid biologisk fosforavskiljning på 0,5 mg/l. 

Den fosforkoncentrationsökning som syns i november beror på intern bräddning. 

Volymökningen kan exempelvis uppnås genom att göra bassängerna 50 % djupare, från 

dagens 3 meter till 4,5 meter. 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


Riktvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (6,9 mg/l) 

Figur 7.14. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym (b.4 

och b.5). 

0,8 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) årsmedel P-tot.(0,4 mg/l) 

Figur 7.15. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym (b.4 

och b.5). 

68


Vid ett försök att stänga av etanoldoseringen under hela året för att undersöka om kolkällan 

som genereras vid hydrolysen räcker även för denitrifikationen, blev resultatet högre 

kvävehalter och bristande biologisk fosforrening. Det är därför nödvändigt att fortsätta med 

etanoldoseringen. 

7.3.4 Ändrad position för den interna recirkulationen 

Genom att istället för att ändra volymerna dra en ny ledning för den interna recirkulationen till 

bassäng 1 istället för till bassäng 2 och förändra luftningen i befintliga bassänger fås optimala 

förhållanden för kombinerad kväve- och fosforavskiljning med processchemat enligt 

Figur 7.16. 

Figur 7.16. Processchema med flyttad intern recirkulation. 

Förutom den nya recirkulationen stängdes luftningen som tidigare av i bassäng 6 och 9 men 

startades i bassäng 3 året runt och i bassäng 2 under sommaren, med börvärden på 3 mg/l, för 

att öka den aeroba uppehållstiden. Som tidigare är den interna recirkulationen satt på 150 % 

och etanolen tillsattes i trefas. Genom ovanstående ändringar sker fosforsläpp i de anaeroba 

slambehandlingsbassängerna, bassäng 1 och 2 (förutom under sommaren) blir anoxa och där 

sker denitrifikationen och bassäng 3, 4 och 5 är aeroba för nitrifikation, kolreduktion och 

fosforupptag. 

Resultatet blir lägre koncentrationer i utflödet av både kväve och fosfor, men inte fullt lika bra 

resultat som vid ändrade volymer, se Figur 7.17 och Figur 7.18. Årsmedelvärdet (0,4 mg/l) är 

även här över gränsvärdet på 0,3 mg/l men klarar sig under Öresundsverkets gränsvärde vid 

biologisk fosforavskiljning på 0,5 mg/l. Fosforkoncentrationsökningen i november beror på 

intern bräddning. 

69

mg/l 

mg/l 


16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


Riktvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (7,3 mg/l) 

Figur 7.17. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation. 

0,8 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) årsmedel P-tot. (0,4 mg/l) 

Figur 7.18. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation. 

En nackdel med denna lösning är dock att mängden uttaget överskottsslam blir större än vid 

referensscenariot, 188 ton SS/år istället för tidigare 164 ton SS/år. Detta beror förmodligen på 

att det sker mindre nedbrytning i slambehandlingsbassängerna då de är anaeroba istället för 

aeroba. Dock medför en biologisk fosforavskiljning fördelen att mängden fällningskemikalier 

minskar så det är möjligt att den totala mängden slam ändå inte kommer att skilja sig mycket 

från dagsläget på 178 ton SS/år. 

I scenariot med en ökad aerob volym är mängden uttaget överskottsslam 161 ton SS/år vilket 

är ungefär samma som vid referensscenariot trots avstängd luftning i slambehandlingen. 

Detta beror på den ökade totala slamåldern i och med den ökade volymen. 

70

mg/l 

mg/l 


7.4 Längre tidsperiod (2008-2010) 

Utifrån de två fallen med stora förändringar, ändrade volymer och ändrad position för 

internrecirkulationen kördes modellen även med mätdata från hela tidsspannet 2008-2010. 

7.4.1 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 

Figur 7.19 och Figur 7.20 visar resultaten vid 50 % större aerob volym för tidsperioden 2008- 

2010. 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) 

Figur 7.19. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym 

(bassäng 4 och 5) för tidsperioden 2008-2010. 

3,5 

3 

2,5 

2 

1,5 

1 

0,5 

0 

P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) 

Figur 7.20. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym 

(bassäng 4 och 5) för tidsperioden 2008-2010. 

71

mg/l 


Resultatet visar på en effektiv kväveavskiljning med totalkvävekoncentrationer under 

riktvärdet på 12 mg/l i princip hela perioden. Enda undantaget är precis i början av 2008 där 

koncentrationen uppnår cirka 16 mg/l. En förklaring varför januarivärdet ligger mycket högre 

år 2008 än de andra åren kan ligga i inflödesdata där koncentrationen totalkväve i december 

2010 är 15 mg/l och i januari 2008 30 mg/l. Då EFOR kör simuleringen i cykler påverkar 

antagligen övergången från 15 mg/l till 30 mg/l hur processerna går och därmed utflödeskoncentrationerna. 

Fosforkoncentrationerna i utflödet håller sig runt 0,4 mg/l större delen av perioden, alltså nära 

gränsvärdet på 0,3 mg/l. Det räcker alltså inte med den biologiska fosforavskiljningen enligt 

modellen, men det är mycket möjligt att det kan gå att uppnå i verkligheten. Det är dock 

troligt att det kan behövas kompletteras med kemisk fällning för att alltid klara av 

gränsvärdet. En märklig stigning i utgående koncentration sker dock i sista kvartalet av 2009. 

Förklaringen ligger i att biomassan PAO sjunker kraftigt under den perioden. 

7.4.2 Ändrad position för den interna recirkulationen 

Figur 7.21 och Figur 7.22 visar resultaten vid ändrad flödesriktning för internrecirkulationen 

och stänga av/starta luftning för tidsperioden 2008-2010. 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


Figur 7.21. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation för 

tidsperioden 2008-2010. 

72

mg/l 


2,5 

2 

1,5 

1 

0,5 

0 

P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) 

Figur 7.22. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation för 

tidsperioden 2008-2010. 

Dessa förändringar ger ett bra resultat på kväveavskiljningen med totalkvävekoncentrationer 

under riktvärdet på 12 mg/l större delen av perioden, men med en topp på cirka 16 mg/l i 

början av perioden, precis som i fallet med ändrade volymer. 

Precis som vid ändrade volymer stiger också de utgående fosforkoncentrationerna i slutet av 

2009, men det är även en topp i mitten på året. 

73


74

Slutsatser 

8 Slutsatser 

8.1 Utvärdering av verket som det ser ut idag 

Inkommande koncentrationer COD, kväve och fosfor är ovanligt låga vilket kan 

förklaras av ovanligt stort inläckage till avloppsledningarna som leder till avloppsreningsverket. 

Det vore därför lämpligt att göra en grundlig undersökning av 

avloppsledningsnätet för att kunna genomföra eventuella åtgärder. 

Tillsatsen av fällningskemikalier kan eventuellt vara överflödig men på grund av de 

låga fosforkoncentrationerna är det troligt att det krävs en högre kvot mellan mängden 

aluminium och fosfor än vad som normalt rekommenderas. Eventuellt skulle det vara 

lönsamt att införa en koncentrationsmätare i den bassäng där fällningskemikalier 

tillsätts och styra tillsatsen på denna koncentration istället för på flöde. 

Den höga syrehalten i de luftade bassängerna (bassäng 4 och 5) resulterar i en för hög 

syrehalt i den första anoxa bassängen då höga halter syre följer med den interna 

recirkulationen. Även i slambehandlingsbassäng 6 sker överluftning som resulterar i 

att bassäng 7 inte är anox. Förutom de problem som uppstår i de anoxa och anaeroba 

bassängerna så innebär överluftningen också en stor ekonomisk belastning. En lösning 

på problemet vore att införa en mer kontrollerad och flexibel styrning av luftningen. 

Det finns förmodligen inga PAO i bioslammet på Torekovs avloppsreningsverk idag. 

Orsakerna till detta är troligtvis flera; 

- För hög syre- och nitrathalt i den anaeroba bassängen. Ett sätt att lösa 

problemet med de höga syre- och nitrathalterna vore att minska på luftningen i 

sandfånget samt att undvika det fall som finns i inloppet till den anaeroba 

bassängen. 

- Otillräcklig mängd lättnedbrytbar kolkälla i det inkommande vattnet till 

Torekovs avloppsreningsverk. Detta problem kan lösas med hjälp av 

returslamhydrolys samt eventuellt att minska VFA-förlusten som sker i det 

luftade sandfånget. 

- Fosforbrist på grund av de låga koncentrationerna av fosfor i inflödet samt det 

faktum att fällningskemikalier följer med returslammet in i biosteget vilket 

försvårar etableringen av PAO. Vid etablering av bio-P innebär detta att 

tillsatsen av fällningskemikalier måste avslutas vilket kan leda till förhöjda 

fosforhalter i utflödet under uppstartsperioden. Under denna period kan det 

därför vara lämpligt att tillsätta acetat för att underlätta etableringen av PAO. 

Denitrifikationsaktiviteten i bioslammet på Torekovs avloppsreningsverk är hög. Även 

denitrifikationen är begränsad av mängden lättnedbrytbar kolkälla, vilket innebär att 

det är nödvändigt att kontinuerligt dosera en extern kolkälla. 

75

Slutsatser 

8.2 Modellering i EFOR 

Simuleringar i EFOR visar att det är svårt att med endast enklare metoder etablera 

bio-P i kombination med en tillräckligt bra kväveavskiljning. Bevaras den kemiska 

fosforavskiljningen går det dock att med enklare metoder förbättra 

kväveavskiljningen. Detta uppnås i EFOR genom att öka den interna recirkulationen 

samt att öka etanoldoseringen under sommarmånaderna. 

För att etablera bio-P i kombination med bra kväveavskiljning krävs något större 

förändringar. För att skapa returslamhydrolys och för att öka den anaeroba 

uppehållstiden stängs luftningen i slambehandlingsbassängerna av (b.6 och b.9). 

Detta innebär dock att den aeroba slamåldern minskar och för att kompensera för 

detta föreslås ett av följande alternativ: 

- Öka volymerna i de aeroba bassängerna (b.4 och b.5), förslagsvis genom att 

öka djupet. 

- Byta position på den interna recirkulationen så att den går in i den första 

bassängen i biosteget (b.1) istället för den andra (b.2). Bassäng 3, som 

tidigare använts för denitrifikation, kan då luftas hela året och bassäng 2 kan 

vid behov luftas under sommaren. 

För att uppnå en så bra kväveavskiljning som möjligt har ovanstående förslag även 

kombinerats med en ökad internrecirkulation och ökad etanoldosering på sommaren. 

Det är inte möjligt att utesluta fällningskemikalierna helt för att klara gränsvärdet på 

0,3 mg P/ l, utan efterfällning blir ett nödvändigt komplement. Införs något av de 

större förändringarna går det enligt simuleringarna i EFOR att nå ett årsmedelvärde på 

0,4 mg P/ l i utflödet. Öresundsverket fick dock vid införandet av biologisk 

fosforavskiljning ett tidigare gränsvärde på 0,3 mg/l justerat till 0,5 mg/l. Att 

undersöka möjligheterna till en liknande lösning för Torekovs avloppsreningsverk 

kunde därför vara av intresse, då det skulle kunna innebära att kemisk fällning inte 

längre är nödvändig. 

76

Framtida studier 

9 Framtida studier 

För att med större säkerhet kunna fastslå att föreslagna åtgärder kan etablera en biologisk 

fosforavskiljning på Torekovs avloppsreningsverk krävs fler provtagningar under en längre 

tidsperiod. Dessutom görs i dagsläget endast en provtagning i månaden på inkommande 

vatten, varför det för att få ett mer pålitligt resultat på modelleringen vore önskvärt med tätare 

provtagningar. 

Det vore önskvärt med provtagning under en längre tidsperiod också för att inkludera 

sommarmånaderna i studien. Denna studie utfördes under höst/vinter-månader då 

koncentrationerna in till avloppsreningsverket är låga och det kan vara nödvändigt att närmare 

analysera förhållandena även under vår- och sommarmånaderna. 

77

Framtida studier 

78

Referenser 

10 Referenser 

91/271/EEC (1991) Council directive concerning urban waste water treatment. Official 

Journal of the European Communities, L 135/40. 

Abu-ghararah Z.H., Randall C.W. (1991) The effect of organic compounds on biological 

phosphorus removal. Water Science and Technology 23, 585-594. 

Ander E. (2009) Noteringar från genomgång av kvävereduktionsförhållandena vid Torekovs 

avloppsreningsverk. ERAN miljökonsult AB. 

Aspegren H. (1995) Evaluation of a high loaded activated sludge process for biological 

phosphorus removal. TVVA-1004. Lund. Department of Water and Environmental 

Engineering, Lund institute of Technology/ Lund University. 

ATV-DVWK-A 131E (2000) Dimensioning of Single-Stage Activated Sludge Plants. 

Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V. ISBN 3-935669-96-8. 

Bei Z., Tengrui L. (2008) Transformation of phosphorus in intermittent aerated biofilter 

under aerobic continuous feeding with long backwashing intervals. Journal of Hazardous 

Materials 156, 267–276. 

Borglund A.M., Jönsson L-E. (2003) Drifterfarenheter av bio-P i Sverige. Nordisk 

avloppskonferens, Helsingfors. Hämtat från: 

http://www.kappala.se/default.aspshow=11&varuid=11&lid=1&ulid=98&uulid=130. 

Brdjanovic D., Slamet A., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Alaerts G.J., Heijnen 

J.J. (1998) Impact of excessive aeration on biological phosphorus removal from wastewater. 

Water Research 32 (1), 200-208. 

Christensson M., Lie E., Jönsson K., Johansson P., Welander T. (1998) Increasing substrate 

for polyphosphate accumulating bacteria in municipal wastewater through hydrolysis and 

fermentation of sludge in primary clarifiers. Water Environment Research 70 (2), 138-145. 

Cordell D., Drangert J-O., White S. (2009) The story of phosphorus: Global food security and 

food for thought. Global Environmental Change 19, 292–305. 

Cordell D., Rosemarin A., Schröder J.J., Smit A.L. (2011) Towards global phosphorus 

security: A systems framework for phosphorus recovery and reuse options. Chemosphere 84, 

747–758. 

Dagerskog L. (2002) Förutsättningar för biologisk fosforrening i avloppsvatten från 

Hammarby Sjöstad-en förstudie. Examensarbete UPTEC W02 029. ISSN 1401-5765 

Droste R.L. (1997) Theory and practice of water and wastewater treatment. John Wiley & 

Sons, Inc. ISBN 0-471-12444-3. 

Erdal U.G., Erdal Z.K., Randall C.W. (2003) The competition between PAOs (phosphorus 

accumulating organisms) and GAOs (glycogen accumulating organisms) in EBPR (enhanced 

79

Referenser 

biological phosphorus removal) systems at different temperatures and the effects on system 

performance. Water Science and Technology 47 (11), 1-8. 

Filipe C.D.M., Daigger G.T., Grady Jr.C.P.L. (2001) pH as a key factor in the competition 

between Glycogen-Accumulating Organisms. Water Environment Research 73 (2), 223-232. 

Gästrike vatten (2011) Miljörapport 2010 Duvbackens reningsverk Gävle kommun. 

Gillberg L., Hansen B., Karlsson I., Nordström Enkel A., Pålsson A. (2003) Konsten att rena 

vatten. Helsingborg. Kemira Kemwater. ISBN 91-631-4353-4. 

HELCOM. (2010) Ecosystem Health of the Baltic Sea 2003–2007: HELCOM Initial Holistic 

Assessment. Baltic Sea Environment Proceedings 122. 

Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.v.R. (1995) Wastewater 

and biomass characterization for the activated sludge model no.2: Biological phosphors 

removal. Water Science and Technology 31 (2), 13-23. 

Henze M., Harremoës P., Arvin E., Jansen J. la C. (1997) Wastewater treatment: biological 

and chemical processes (second edition). Berlin. Springer-Verlag Berlin Heidelberg. ISBN 3- 

540-62702-2. 

Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.v.R., Loosdrecht M.C.M. 

(1999) Activated Sludge Model No.2d, ASM2D. Water Science and Technology 39 (1), 165- 

182. 

Holmqvist J., Bengtsson G. (2009) Samband mellan åtgärder mot övergödning och 

ekologiska effekter i vattendrag – en litteraturstudie. SWECO Environment, Rapport 2009. 

Uppdragsgivare: Naturvårdsverket. Uppdragsnummer 1288103. 

Jansen J. la C., Särner E., Tykesson E., Jönsson K. Jönsson L-E. (2009) Biologisk 

fosforavskiljning i Sverige – uppstart och drift. Svenskt Vatten utveckling. Rapport 2009-08. 

Stockholm. Svenskt Vatten AB. 

Juncà S. (2010) Production of easily biodegradable carbon source for nutrient removal from 

wastewater through primary sludge hydrolysis – Impact on methane potential. Examensarbete 

2010-09. Vattenförsörjnings- och avloppsteknik, Institutionen för Kemiteknik, Lunds 

Universitet. 

Jönsson K., Johansson P., Christensson M., Lee N., Lie E., Welander T. (1996) Operational 

factors affecting enhanced biological phosphorus removal at the waste water treatment plant 

in Helsingborg, Sweden. Water Science and Technology, 34 (1-2), 67-74. 

Jönsson K., Jansen J. la C. (2006) Hydrolysis of return sludge for production of easily 

degradable carbon: effect of pretreatment, sludge age and temperature. Water Science and 

Technology 53 (12), 47-54. 

Jönsson K., Jönsson L-E., Jansen J. la C. (2007) Fosforavskiljning utan kemikalier – 

Erfarenheter av bio-P i vatten- och slambehandling. 10th Nordic/ NORDIWA Wastewater 

Conference, Hamar, Norway, november 2008. 

80

Referenser 

Käppala (2011) Om Käppala. Hämtat från: 

http://www.kappala.se/default.aspshow=1&varuid=&lid=1&ulid=106 (2011-10-24). 

Kemikalieinspektionen (2010) Nationell reglering av fosfor i tvättmedel och maskindiskmedel 

för enskilt bruk. ISSN: 0284 -1185. 

Kuba T., van Loosdrecht M.C.M., Brandse F.A., Heijnen J.J. (1997) Occurrence of 

denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type wastewater treatment 

plants. Water Research 31 (4), 777-786. 

Lees E.J., Noble B., Hewitt R., Parsons S.A. (2001) The impact of residual coagulation on 

downstream treatment processes. Environmental Technology 22, 113-122. 

Lie E., Welander T. (1997) A method for determination of the readily fermentable organic 

material in municipal wastewater. Water Research 31 (6), 1269-1274. 

Liu Y., Shi H., Li W., Hou Y., He M. (2011) Inhibition of chemical dose in biological 

phosphorus and nitrogen removal in simultaneous chemical precipitation for phosphorus 

removal. Bioresource Technology 102, 4008–4012. 

Lopez-Vazquez C.M., Oehmen A., Hooijmans C.M., Brdjanovic D., Gijzen H. J., Yuan Z., 

van Loosdrecht M.C.M. (2009) Modelling the PAO-GAO competition: Effects of carbon 

source, pH and temperature. Water Research 43, 450-562. 

Magro D., Elias S.L., Randall A.A. (2005) Effects of reduced return activated sludge flows 

and volume on anaerobic performance for a septic wastewater biological phosphorus 

removal system. Water Environment Research 77, 455. 

Metcalf & Eddy, Inc. (1991) Engineering – treatment, disposal, reuse (Third edition). 

Singapore. McGraw-Hill, Inc. ISBN 0-07-041690-7. 

Monclús H., Sipma J., Ferraro G., Comas J., Rodriguez-Roda I. (2010) Optimization of 

biological nutrient removal in a pilot plant UCT-MBR treating municipal wastewater during 

start-up. Desalination 250, 592-597 

Naturvårdsverket (2002) Aktionsplan för återföring av fosfor ur avlopp. Rapport 5214. 

Huvudrapport till Bra slam och fosfor i kretslopp. 

Naturvårdsverket (2008) Näringsbelastningen på Östersjön och Västerhavet 2006. Rapport 

5815. Underlag till Sveriges PLC5-redovisning till HELCOM. 

Norlander H. (2008) Slamhydrolys för förbättrad denitrifikation på Klagshamns 

avloppsreningsverk. Examensarbete 2008-08. Vattenförsörjnings- och avloppsteknik, 

Institutionen för Kemiteknik, Lunds Universitet. 

NSVA (2009) Miljörapport 2009; Torekovs avloppsreningsverk Båstads kommun, Tekniska 

förvaltningen. 

NSVA (2010a) Torekovs avloppsreningsverk Båstad; Miljörapport 2010. 

NSVA (2010b) Öresundsverket Helsingborg; Miljörapport 2010. 

81

Referenser 

NSVA (2012) via Marinette Hagman, 2012-01-10. 

Nätverket för bio-P (2012) via Karin Jönsson, 2012-01-26. 

Oehmen A., Lemos P.C., Carvalho G., Yuan Z., Keller J., Blackall L.L., Reis M.A.M. (2007) 

Advances in enhanced biological phosphorus removal: From micro to macro scale. Water 

Research 41, 2271-2300. 

Paul E., Laval M.L., Sperandio M. (2001) Excess sludge production and costs due to 

phosphorus removal. Environmental Technology 22, 1363-1371. 

Schönborn C., Bauer H-D., Röste I. (2001) Stability of enhanced biological phosphorus 

removal and composition of polyphosphate granules. Water Research 35 (13), 3190-3196. 

Seviour R.J., Mino T., Onuki M. (2003) The microbiology of biological phosphorus removal 

in activated sludge systems. FEMS Microbiology Reviews 27, 99-127. 

Sjöstrand A. (2007) Optimering av biologisk fosforoch kvävereduktion I ett reningsverk för 

hushållsspillvatten. Examensarbete UPTEC W06 010. 

Srinath E.G., Sastry C.A., Pillai S.C. (1959) Rapid removal of phosphorus from sewage by 

activated sludge. Cellular and molecular life sciences 15 (9), 339-340. 

Statistiska centralbyrån (2011) Befolkningsstatistik. Hämtat från: 

http://www.ssd.scb.se/databaser/makro/Produkt.aspproduktid=BE0101 (2011-12-02). 

Stephens H.L. & Stensel H.D. (1998) Effect of operating conditions on biological phosphorus 

removal. Water Environment Research 70 (3), 362-369. 

Svenskt vatten (2011) Vad är REVAQ Hämtat från: 

http://www.svensktvatten.se/Vattentjanster/Avlopp-och-Miljo/REVAQ/om-REVAQ/ 

(2011-11-28). 

Tykesson E., Blackall L., Keller J., Jansen J. la C. (2003) Growth of glycogen accumulating 

organisms as a probable consequence of simultaneous chemical precipitation in enhanced 

biological phosphorus removal. Rapport från IWA conference on environmental 

biotechnology in Kuala Lumpur Malaysia. ISBN 1843395037. 

Tykesson E. (2005) Enhanced biological phosphorus removal – processes, competing 

substances and tools for operation of wastewater treatment plants. TVVA-1008. Lund. 

Department of Water and Environmental Engineering, Lund institute of Technology / Lund 

University. ISBN 91-628-6478-5. 

Tykesson E., Jönsson L-E., Jansen J. la C. (2005) Experiences from 10 years full-scale 

operation with enhanced biological phosphorus removal at Öresundsverket. Water Science 

and Technology 52 (12), 151-159. 

Woods N.C., Sock S.M., Daigger G.T. (1999) Phosphorus recovery technology modeling and 

feasibility evaluation for municipal wastewater treatment plants. Environmental Technology 

20, 663-679. 

82

Referenser 

Örnmark J. (2007) Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den biologiska 

fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk. Examensarbete, Institutionen för Ekologi, 

Miljö och Geovetenskap, Umeå Universitet. 

83

Referenser 

84

Bilaga A 

Processchema för Torekovs avloppsreningsverk

Bilaga B 

Analysmetoder 

Filtrering 

För filtrering av prover användes Munktells cellulosafilter grade 1002 med en diameter på 

110 mm. 

Syrehalt 

På plats mättes syrehalten direkt i bassängerna med hjälp av en bärbar syrehaltsmätare av 

märket Hach HQ 40d multi med en elektrod av typen LDO101. I laboratoriet användes en 

mätare av märket WTW Oxi 730. 

VFA 

VFA-halten analyserades antingen via en 5-stegstitrering eller med hjälp av en 

gaskromatograf. 

5-stegstitrering 

5-stegstitreringen utfördes med 0,05 M saltsyra. Innan titreringen startades mättes 

konduktiviteten, pH, temperatur och halten ortofosfat i provet. Saltsyra tillsattes sedan stegvis 

för att nå pH 6,7, 5,9, 5,2 samt 4,3 medan volymen tillsatt saltsyra noterades. Vid mätning av 

VFA av slamprover filtrerades alternativt centrifugerades proverna för att få ut vattenfasen 

som sedan användes till titreringen. Vid provtagning på exempelvis inkommande vatten och 

rejektvatten gjordes ingen förbehandling av proverna. 

Resultaten från provtagningarna och titreringen fördes sedan in i programmet Titra5 varpå 

halten VFA beräknades. 

Gaskromatografi 

VFA mätningar med hjälp av gaskromatografi gjordes med en gaskromatograf utrustad med 

en flamjoniseringsdetektor (FID) samt HP-FFAP kolonn (1909F-123E) 30m+0,530 mm + 

1,00 µM. 

Fosfat och totalfosfor 

Dr Lange kyvetter typ 349 (mätområde 0,05-1,5 mg/l PO 4 -P) och typ 348 (mätområde 0,5-5 

mg/l PO 4 -P). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. 

För totalfosfor användes även ett värmeblock av typen Thermostat LT 1 W. 

Ammonium 

Dr Lange kyvetter typ 303 (mätområde 2-47 mg/l NH 4 -N). Avläsning gjordes med hjälp av Dr 

Langes spektrofotometer av typen DR 2800. 

Nitrat 

Dr Lange kyvetter typ 339 (mätområde 0,23-13,5 mg/l NO 3 -N). Avläsning gjordes med hjälp 

av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800.

Nitrit 

Dr Lange kyvetter typ 341 (mätområde 0,015-0,6 mg/l NO 2 -N). Avläsning gjordes med hjälp 

av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. 

Totalkväve 

Dr Lange kyvetter typ 138 (mätområde 1-16 mg/l N-tot.). Avläsning gjordes med hjälp av Dr 

Langes spektrofotometer av typen DR 2800. 

COD 

Dr Lange kyvetter typ 114 (mätområde 150-1000 mg/l O 2 ). Avläsning gjordes med hjälp av 

Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. 

SS och VSS 

Proverna för SS och VSS filtrerades genom ett glasfiberfilter (VWR Ø55mm, 1,6μm) med 

hjälp av en vakuumpump och torkades sedan i 105 ˚C under en timme. SS kunde sedan 

bestämmas som vikten av det torkade provet per volym filtrerat slam. Provet glödgades sedan 

i en ugn på 550 ˚C under en timme för att förbränna VSS som då kunde bestämmas som 

viktskillanden före och efter glödgningen per volym filtrerat slam. 

pH och temperatur 

pH och temperatur mättes samtidigt med hjälp av en WTW 320 pH-mätare.

Bilaga C 

Analys av mätdata 

Pe-beräkning 

Pe är beräknat med hjälp av schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med 

koncentrationer och flöden per pe och dygn (Tabell C.1). Resultatet för 2010 är 

sammanfattade i Figur 6.4. 

Tabell C.1. Schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med fosfor, BOD och flöde per 

personekvivalent (pe). 

Fosfor (g P/ pe×dygn) 2,0 

BOD 7 (g BOD 7 / pe×dygn) 70 

Flöde (l/ pe×dygn) 200 

Tabell C.2. Pe beräknat utifrån totalfosfor, BOD 7 och flöde. 

Datum Flöde P-tot. P-tot. BOD 7 BOD 7 pe (flöde) pe (P-tot.) pe (BOD 7 ) 

m 3 /d mg/l kg/d mg/l kg/d 

jan-10 3296 2 6.6 18 59 16478 3296 847 

feb-10 2857 2.4 6.9 36 103 14284 3428 1469 

mar-10 5489 1.1 6.0 11 60 27447 3019 863 

apr-10 3985 2.6 10.4 61 243 19923 5180 3472 

jun-10 3570 3.2 11.4 14 50 17850 5712 714 

jun-10 4535 6.8 30.8 150 680 22675 15419 9718 

jul-10 3415 5 17.1 170 581 17077 8538 8294 

aug-10 3425 2.1 7.2 42 144 17125 3596 2055 

sep-10 3179 1.9 6.0 39 124 15893 3020 1771 

okt-10 3713 3.2 11.9 95 353 18563 5940 5038 

nov-10 6507 1.8 11.7 19 124 32535 5856 1766 

dec-10 4318 2.4 10.4 34 147 21589 5181 2097 

medel 20120 5682 3175 

En sammanställning av befolkningsmängden samt uppdelningen på respektive 

avloppsreningsverk finns sammanställd i Tabell C.3.

Tabell C.3. Tabell över befolkningsmängd samt tillhörande avloppsreningsverk, hämtat från 

Statistiska Centralbyrån (2011) för år 2005 undantaget de markerade med stjärna som 

hänvisas till Anders Mårtensson på NSVA. 

Avloppsreningsverk 

Antal Hedehusen Torekov 

inv. 

Båstad 4 793 4 793 

Förslöv 1 998 1 998 

Torekov 888 888 

Grevie 769 769 

Östra Karup 563 563 

Västra Karup 556 556 

Vejbystrand 195* 195* 

Perstorp + Svenstorp 160 160 

Ängelbäcksstrand + 

130 130 

Segelstorpsstrand 

Rammsjö 119 119 

Eskilstorp + Hemmeslövsgård 108 108 

Rammsjöstrand 93 93 

Storahults strand 90 90 

Hov 73 73 

Kattvik 68 68 

Killebäckstorp 61 61 

Ängalag + Svenstorp 58 58 

Axelstorp 55 55 

Ängelsbäck 55 55 

Spridd befolkning 3 446* 1 723* 1 723* 

Totalt 14 278 7 528 6 750 

* siffror hänvisas till Anders Mårtensson (NSVA). 

Kemikalieförbrukning 

Beräkning av molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd 

fällningskemikalier och fosforkoncentration i inflödet. Flödena är medelvärdet för den 

månaden. Använd fällningskemikalie är Feralcos PLUSPAC S 1465 som innehåller 7,3 vikt% 

aluminium.

Tabell C.4. Beräkning av molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd 

fällningskemikalier och fosforkoncentration i inflödet år 2008. 

Datum Flöde ΔP-tot. ΔP-tot. inköp 

kem. 

använd 

kem. 

kg Al / 

kg ΔP 

mol Al / 

mol ΔP 

m 3 /mån mg/l kg /mån ton kg/mån 

jan-08 127370 3,47 441 

feb-08 113005 2,24 253 20,1 6324 1,82 2,09 

mar-08 145027 3,37 488 7001 1,05 1,20 

apr-08 96102 4,31 414 6775 1,20 1,37 

maj-08 85321 5,88 502 20,1 10215 1,49 1,71 

jun-08 71481 7,65 547 9885 1,32 1,51 

jul-08 88468 2,19 193 20,1 20100 7,59 8,71 

aug-08 145015 3,03 439 20,1 6773 1,13 1,29 

sep-08 88551 2,40 213 6554 2,25 2,58 

okt-08 137082 2,07 284 6773 1,74 2,00 

nov-08 155643 1,71 266 20,1 9885 2,71 3,11 

dec-08 171563 0,87 149 10215 5,00 5,73 

årsmedel 2,48 2,85 



Datum Flöde ΔP-tot. ΔP-tot. inköpt 

kem. 

använd 

kem. 

kg Al / 

kg ΔP 

mol Al / 

mol ΔP 


jan-09 113534 1,78 202 20,1 6923 2,50 2,87 

feb-09 94240 1,97 185 6253 2,47 2,83 

mar-09 109191 2,31 252 6923 2,00 2,30 

apr-09 91296 4,40 402 20,1 9885 1,80 2,06 

maj-09 86301 7,37 636 10215 1,17 1,35 

jun-09 116202 3,64 422 20,1 9885 1,71 1,96 

jul-09 113534 4,39 498 10215 1,50 1,72 

aug-09 108934 2,25 245 20,1 6773 2,02 2,32 

sep-09 79593 4,55 362 6554 1,32 1,52 

okt-09 79521 3,78 300 6773 1,65 1,89 

nov-09 104331 3,54 370 20,1 9885 1,95 2,24 

dec-09 124784 2,35 293 10215 2,54 2,92 

årsmedel 1,83 2,10



Datum Flöde ΔP-tot. ΔP-tot. inköpt 

kem. 

använd 

kem. 

kg Al / 

kg ΔP 

mol Al / 

mol ΔP 


jan-10 102164 1,96 200 19,95 6872 2,51 2,88 

feb-10 79988 2,37 190 6207 2,39 2,74 

mar-10 170171 1,04 176 6872 2,85 3,27 

apr-10 119535 2,52 301 19,95 9811 2,38 2,73 

jun-10 110670 3,1 343 10139 2,16 2,48 

jun-10 136047 6,64 904 19,95 9811 0,79 0,91 

jul-10 105874 4,76 503 10139 1,47 1,69 

aug-10 106175 1,96 208 19,95 10139 3,57 4,09 

sep-10 95358 1,82 174 9811 4,12 4,72 

okt-10 115088 3,11 358 19,95 6722 1,37 1,57 

nov-10 195210 1,59 311 6505 1,53 1,75 

dec-10 133849 2,26 303 6722 1,62 1,86 

årsmedel 2,20 2,53

Syrehaltsmätning 

Syrehaltsmätning genomfördes i oktober på Torekovs avloppsreningsverk. Resultatet ses i 

Tabell C.7. 

Tabell C.7. Uppmätta syrehalter i biosteget och slambehandlingsbassängern (2011-10-25). 

Bassäng uppmätt onlinemätare 

(mg/l) (mg/l) 

Sandfång början 8.01 

mitten 8.15 

slutet 7.72 

Anaeroba början 2.21 

mitten 1.23 

slutet 0.54 

Anoxa 1 början 1.22 

slutet 0.31 

Anoxa 2 början 0.26 

slutet 0.23 

Aeroba 1 början 3.77 

mitten 6.19 6.1 

slutet 5.02 

Aeroba 2 början 3.47 

mitten 6.18 6.04 

slutet 3.89 

Slam 1 början 6.73 

slutet 6.77 

Slam 2 mitten 3.54 

Slam 3 mitten 0.95 

Slam 4 början 2.73 

slutet 3.37 3,8 

inkommande 7.53 

utgående 3.77 4.56

Mätningar gjorda på verket 

Tabell C.8. Mätningar på inkommande vatten efter rotosiler vid Torekovs avloppsreningsverk 

(2011-11-02). 

NH 4 -N NO 3 -N PO 4 -P P-tot. N-tot COD 

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l 

9,97 5,82 1,14 2,2 24,6 183 

Tabell C.9. Mätningar av fosfat, nitrat och ammonium på Torekovs avloppsreningsverk 

(2011-10-25). 

PO 4 -P NO 3 -N NH 4 -N 

(mg/l) (mg/l) (mg/l) 

Inkommande 0,193 3,2 12,3 

Utgående < 0,05 7,21 0,734 

Returslam x 5,27 0,439 

Rejektvatten x 0,316 0,111 

Anaeroba x 5,33 3,34 

Tabell C.10. Mätningar av totalfosfor och fosfat på Torekovs avloppsreningsverk 

(2011-12-08). 

PO 4 -P 

(mg/l) 

P-tot. 

(mg/l) 

Inkommande 0,946 1,48 

Slutet sandfång 0,95 

slutet anaeroba 0,266 

slutet mellansed. 0,177 0,248 

utgående < 0,05 < 0,05

SS och VSS 

SS och VSS beräknades i olika bassänger på Torekovs avloppsreningsverk. Försöken utfördes 

på VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. 

Tabell C.11. SS- och VSS-beräkningar (10 oktober 2011). 

papperets 

vikt 

prov vikt efter 

torkning 

vikt efter 

glödgning 

SS VSS SS 

medel 

VSS 

medel 

(g) (ml) (g) (g) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 

4b 0,1201 10 0,1532 0,1274 3310 2580 

4b 0,1207 5 0,1370 0,1235 3260 2700 

4b 0,1202 5 0,1375 0,1236 3460 2780 3270 2650 

4s 0,1201 5 0,1360 0,1229 3180 2620 

4s 0,1208 5 0,1369 0,1238 3220 2620 

4s 0,1216 5 0,1375 0,1244 3180 2620 

5b 0,1210 5 0,1359 0,1234 2980 2500 

5b 0,1207 5 0,1348 0,1230 2820 2360 

5b 0,1199 5 0,1345 0,1223 2920 2440 3110 2590 

5s 0,1209 5 0,1374 0,1237 3300 2740 

5s 0,1206 5 0,1371 0,1234 3300 2740 

5s 0,1212 5 0,1379 0,1242 3340 2740 

6 0,1214 5 0,1555 0,1292 6820 5260 

6 0,1203 5 0,1545 0,1282 6840 5260 6780 5230 

6 0,1214 5 0,1548 0,1289 6680 5180 

7 0,1202 5 0,1542 0,1276 6800 5320 

7 0,1205 5 0,1555 0,1279 7000 5520 6920 5420 

7 0,1191 5 0,1539 0,1268 6960 5420 

8 0,1203 5 0,1452 0,1255 4980 3940 

8 0,1201 5 0,1444 0,1252 4860 3840 4860 3830 

8 0,1202 5 0,1439 0,1253 4740 3720 

9 0,1202 5 0,1511 0,1270 6180 4820 

9 0,1202 5 0,1516 0,1270 6280 4920 6210 4830 

9 0,1201 5 0,1510 0,1272 6180 4760 

b: början på bassängen 

s: slutet på bassängen 

Slamålder 

Beräkningarna av slamålder enligt Ekvation 1 på Torekovs avloppsreningsverk presenteras i 

Tabell C.12, Tabell C.13 och Tabell C.14. 

bassäng bassäng 

SRT (Ekvation 1) 

SS 

SS 

utflöde 

Q 

utflöde 

V 

SS 

ös 

Q 

ös

Tabell C.12. Beräkning av aerob slamålder, baserat på SS-halter uppmätta 10 oktober 2011. 

SS 4/5 V 4+5 SS 6 V 6 SS 9 V 9 SS ös Q ös SS ut Q ut SRT 

g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 /d g/m 3 m 3 /d dagar 

3189 552 6780 69 6213 69 6920 1 47 5 2 3110,4 3 7,8 

1 SS-halten i bassäng 7, där överskottsslammet tas ut 

2 SS-halten i utflödet är för det mesta < 5 mg/l eller strax över, efter laborationsanalyser av Alcontrol 

Laboratories. 

3 utflödet 2011-10-20, när prover för SS- och VSS-analyserna togs, var 3110,4 m 3 . 

Tabell C.13. Beräkning av anaerob slamålder, baserat på SS-halter uppmätta 10 oktober 

2011. 

SS 1 V 1 SS ös Q ös SS ut Q ut SRT 

g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 /dag g/m 3 m 3 /dag dagar 

3189 99 6920 47 5 3110,4 0,93 

Tabell C.14. Beräkning av anox slamålder, baserat på SS-halter uppmätta 10 oktober 2011. 

SS 2+3 V 2+3 SS 7 V 7 SS 8 V 8 SS ös Q ös SS ut Q ut SRT 

g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 g/m 3 m 3 /dag g/m 3 m 3 /dag dagar 

3189 196 6920 14 4860 14 6920 47 5 3110,4 2,3 

Total slamålder för Torekovs avloppsreningsverk är därmed 11 dagar. 

Beräkning av rekommenderad slamålder 

Beräkning av rekommenderad slamålder görs enligt den tyska standarden ATV-DVWK-A 

131E (2000) med hjälp av Ekvation 4 och 5. 

(15 T ) 

t 

SS , aerob 

SF 3,4 1, 103 

(Ekvation 4) 

t 

SS 

t 

1 

, 

(Ekvation 5) 

1 V V 

SS aerob 

D 

AT 

Tabell C.15. Beskrivning av parametrar och resultat från ekvation 4 och 5. 

SF Säkerhetsfaktor 1,8 

T Temperatur 12 ˚C 1 

V D Anox volym 224 m 3 

V AT Luftad volym 690 m 3 

t ss,aerob Aerob slamålder 8,2 dagar 

t ss Total slamålder 12 dagar 

1 

Uppmätt i inkommande vatten på Torekovs avloppsreningsverk den 20 oktober 2011.

VFA-titrering 

VFA-titrering utfördes i laboratoriet på Torekovs avloppsreningsverk. 

Tabell C.16. Protokoll över VFA-titreringen (10 oktober 2011). 

Källa inkommande efter sandfång rejektvatten bassäng 6 

bassäng 9 

(returslam) 

Provvolym (ml) 50 50 50 50 50 

Spädfaktor 1:1 1:1 1:1 1:1 1:1 

Konc. HCl 

(mol/l) 

0,05 0,05 0,05 0,05 0,05 

pH initialt 7,53 7,55 7,89 7,23 7,18 

pH 1 6,7 6,71 6,7 6,67 6,72 

pH 2 5,87 5,93 5,9 5,9 5,9 

pH 3 5,16 5,21 5,11 5,19 5,21 

pH 4 4,21 4,32 4,33 4,33 4,29 

Volym HCl 1 (ml) 1,13 1,08 2,18 0,86 0,76 

Volym HCl 2 (ml) 2,74 2,52 4,94 2,36 2,2 

Volym HCl 3 (ml) 3,37 3,1 6,12 2,99 2,76 

Volym HCl 4 (ml) 3,66 3,32 6,52 3,28 3,06 

Temperatur 14,2 15,7 17 17 15,9 

Konduktivitet 

(mS/m) 

6,38 63,4 102,4 76,6 74 

PO4-P (mg/l) 0,159 0,179 0,278 0,044 0,036 

Alkalinitet 

(mg CaCO3/l) 

167 169 315 155 136 

HAc (mg/l) 6,4 0,2 16 9,6 10,3 

COD VFA (mg/l) 1 6,8 0,2 17 10 11 

1 Omvandlingsfaktor 1,07 mg COD VFA / mg HAc (Henze et. al, 1997). 

Tabell C.17. Tabell över flöden i de olika bassängerna där VFA beräknades. 

bassäng 9 

inkommande efter sandfång rejektvatten bassäng 6 

(returslam) 

Flöde (l/s) 50,1 1 50,1 1 20 2 23,5 3 

1 Utgående flöde 4328,4 m 3 den 2011-10-20, från månadsrapport oktober 2011. 

2 Pump på 20 l/s från mellansedimenteringen till bassäng 6. 

3 Flödet i bassäng 6 adderat med 304,3 m 3 /dygn från slutsedimenteringen, uttaget överskottsslam försummas 

Genom massbalans kan mängden VFA in till den anaeroba bassängen (b.1) beräknas, se 

Tabell C.18. Rejektvattnets flöde är inte känt, men antas vara så litet att det är försumbart. 

Returslammets flöde grundas på att uttaget av överskottsslam försummas då uppskattningen 

av detta flöde visade sig vara mycket svårt. Försumningen av överskottsslammet skulle dock 

kunna kompensera för det försummade rejektvattnet. Produktionen av VFA beräknades 

utifrån hydrolyshastigheten från hydrolysförsök 2 och VSS-halten uppmätt den 20 oktober 

2011. Resultatet finns sammanställt i Tabell C.19. 

VFA-potentialen som behövs för bio-P är beräknat till 14 mg COD VFA /mg P (Jönsson et 

al.,1996). Denna siffra används i Tabell C.20 för beräkning av mängd COD VFA nödvändig för

io-P samt hur mycket COD VFA som skulle behöva produceras i eventuell hydrolys för att 

tillgodogöra behovet. 

Tabell C.18. Beräkning av mängd VFA in till b.1 

VFA i inkommande, efter sandfång (mg COD VFA /l) 0,2 

Flöde inkommande, efter sandfång (l/s) 50,1 

VFA i returslam (mg COD VFA /l) 11 

Flöde returslam (l/s) 23,5 

Massflöde in till b.1 (mg/s) 269 

Uppehållstid b.1 (h) 0,37 

Mängd VFA in i b.1 (g) 361 

Tabell C.19. Beräkning av producerad mängd VFA i b.1 

hydrolyshastighet (mg COD VFA / g VSS x h) 0,27 1 

uppehållstid b.1 (h) 0,37 

VSS b.1 (g/l) 2,62 2 

Produktion VFA b.1 (mg COD VFA /l) 0,26 

Volym b.1 (m 3 ) 99 

Produktion VFA b.1 (g COD VFA ) 25,5 

1 från hydrolysförsök 2. 

2 antaget att VSS-halten i b.1 är samma som i b.4 och b.5. Medelvärde från b.4 och b.5, se Tabell 6.5. 

Tabell C.20. Beräkning av VFA-behov i b.1 

Nödvändig Bio-P-potential (mg COD VFA / mg P borttagen ) 14 1 

P borttagen (mg/l) 1,9 2 

VFA-behov inflöde (mg COD VFA /l) 27 

Flöde inkommande (l/s) 50,1 

Uppehållstid b.1 (h) 0,37 

VFA-behov b.1 (g COD VFA ) 1790 

VFA-potential i b.1 (g) (mängd VFA in+Produktion) 387 

VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (g) 1410 

VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (mg/l) 14,2 

1 VFA-potentialen 14 mg COD VFA /mg P (Jönsson et al.,1996). 

2 skillnad mellan inkommande koncentration totalfosfor och utgående, se Tabell 6.3.

Bilaga D 

Hydrolysförsök 

Hydrolysförsök 1 

Uttagen mängd prov är den totala mängden, det vill säga både den mängd som togs ut för 

analys av COD, fosfat, ammonium och VFA och den mängd som togs ut för SS- och VSSanalys. 

Tabell D.1. Uppmätta värden i reaktor 1 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). 

Dag 

Temp. 

(˚C) 

pH 

COD f 

(mg/l) 

PO 4 -P 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

Acetat 

(mg/l) 

Propionat 

(mg/l) 

COD VFA 

(mg/l) 

0 14 6,54 150 0,763 2 7 1 8 50 

0,25 14,6 6,93 155 1,7 2,07 8 2 10 10 

1 14,3 7,3 242 2,93 4,6 29 6 35 15 

2 13,7 7,39 340 4,8 8 61 8 69 10 

3 13,7 7,52 339 4,28 10,9 73 29 102 30 

Prov 

(ml) 

Tabell D.2. Uppmätta samt beräknade värden i reaktor 1 under hydrolysförsök 1 (12-22 

november 2011). Koncentrationerna är beräknade per g initial VSS. 

Dag 

SS 

(mg/l) 

VSS 

(mg/l) 

mg COD VFA 

/ g VSS 

mg COD f 

/ g VSS 

mg PO 4 -P 

/ g VSS 

mg NH 4 -N 

/ g VSS 

0 5967 4733 1,69 31,7 0,16 0,42 

0,25 2,11 32,8 0,36 0,44 

1 7,39 51,1 0,62 0,97 

2 14,6 71,8 1,01 1,69 

3 6533 5147 21,6 71,6 0,90 2,30


Dag 

Temp. 

(˚C) 

pH 

COD f 

(mg/l) 

PO 4 -P 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

Acetat 

(mg/l) 

Propionat 

(mg/l) 

COD VFA 

(mg/l) 

0 13,8 6,63 150 0,727 2 7 0 7 50 

0,25 14,5 7,17 155 1,87 4,57 6 2 8 10 

1 14,2 7,26 211 2,24 4,57 26 6 32 15 

2 13,7 7,52 361 5,49 8,29 63 7 70 10 

3 13,5 7,77 354 6,95 11,8 76 28 104 40 

4 14,9 7,7 673 9,36 20,8 123 68 191 40 

Prov 

(ml) 



Dag 

SS 

(mg/l) 

VSS 

(mg/l) 

mg COD VFA 

/ g VSS 

mg COD f 

/ g VSS 

mg PO 4 -P / 

g VSS 

mg NH 4 -N / 

g VSS 

0 5987 4680 1,50 32,1 0,155 0,427 

0,25 1,71 33,1 0,400 0,976 

1 6,84 45,1 0,479 0,976 

2 15,0 77,1 1,17 1,77 

3 6913 5347 22,2 75,6 1,49 2,52 

4 7287 5600 40,8 144 2,00 4,44


Dag 

Temp. 

(˚C) 

pH 

COD f 

(mg/l) 

PO 4 -P 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

Acetat 

(mg/l) 

Propionat 

(mg/l) 

COD VFA 

(mg/l) 

0 14,1 6,73 150 0,847 2 7 0 7 50 

0,25 14,2 7,3 164 1,58 2,14 8 2 10 15 

1 14 7,7 299 4,7 5,92 34 7 41 15 

2 13,6 7,69 499 8,34 12,1 75 18 93 10 

3 13,6 7,84 504 8,63 18,9 89 41 130 40 

4 14,9 7,88 833 12,5 17,8 141 84 225 40 

5 15 7,88 1070 18,0 36,9 198 131 329 10 

6 15 7,91 1310 19,7 50,1 259 172 431 10 

7 15 7,83 1700 19,6 60,3 326 220 546 30 

8 15 7,83 3450 31 90 408 279 687 15 

9 15 7,73 2350 27 105 500 351 851 15 

10 15,2 7,67 3010 40,4 112,5 588 426 1014 40 

Prov 

(ml) 



Dag 

SS 

(mg/l) 

VSS 

(mg/l) 

mg COD VFA 

/ g VSS 

mg COD f / 

g VSS 

mg PO 4 -P / 

g VSS 

mg NH 4 -N / 

g VSS 

0 6173 4860 1,44 30,9 0,174 0,412 

0,25 2,06 33,7 0,325 0,440 

1 8,44 61,5 0,967 1,22 

2 19,1 103 1,72 2,49 

3 7313 5693 26,8 104 1,78 3,89 

4 7120 5507 46,3 171 2,57 3,66 

5 67,7 219 3,71 7,59 

6 88,7 269 4,06 10,3 

7 112 349 4,04 12,4 

8 141 711 6,38 18,5 

9 175 483 5,56 21,6 

10 13640 9987 209 619 8,31 23,1

Hydrolysförsök 2 

Tabell D.7. Uppmätta värden under hydrolysförsök 2 (29 nov-5 dec 2011). 

Dag 

Temp. 

(˚C) 

pH 

COD f 

(mg/l) 

PO 4 -P 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

Acetat 

(mg/l) 

Propionat 

(mg/l) 

COD VFA 

(mg/l) 

Prov 

(ml) 

0 13,9 6,65 69 0,316 < 2 19 1 20,3 13,9 

0,25 15,1 7,12 91 0,924 1,36 12 0 12,2 15,1 

1 15,2 7,52 193 1,91 4,48 36 2 38,5 15,2 

2 15,1 7,61 237 3,04 8,08 58 2 60,1 15,1 

3 15,1 7,77 348 4,38 15,7 107 0 107 15,1 

4 15,8 7,91 458 5,76 21,4 127 26 153 15,8 

5 15,3 7,97 550 5,84 29,2 141 47 189 15,3 

6 15,2 7,96 162 66 228 15,2 

7 15,2 7,99 670 6,68 42,4 170 78 248 15,2 

8 15,9 8,01 207 102 309 15,9 

9 

10 16 8,03 952 11,0 57,6 226 124 350 16 

Tabell D.8. Uppmätta samt beräknade värden under hydrolysförsök 2 (29 nov-5 dec 2011). 

Koncentrationerna är beräknade per g initial VSS. 

Dag 

SS 

(mg/l) 

VSS 

(mg/l) 

mg COD VFA 

/ g VSS 

mg COD f 

/ g VSS 

mg PO 4 -P / 

g VSS 

0 8120 5593 3,64 12,3 0,06 

mg NH 4 -N / 

g VSS 

0,25 2,19 16,3 0,17 0,24 

1 6,88 34,5 0,34 0,80 

2 10,7 42,4 0,54 1,44 

3 19,0 62,2 0,78 2,81 

4 27,3 81,9 1,03 3,83 

5 6900 4787 33,7 98,3 1,04 5,22 

6 40,8 

7 44,3 120 1,19 7,58 

8 55,2 

9 

10 6607 4380 62,6 170 1,96 10,30

Hydrolyskonstanten 

Beräkningen av den hydrolyskonstant som används i EFOR utifrån hydrolysförsök 2 som 

utfördes i denna studie utgick ifrån en artikel som beskriver ASM2d modellen skriven av 

Henze et al. 1999. Från denna artikel hämtades Ekvation 2 som användes för att beräkna 

hydrolyskonstanten. 


K 

h 

fe 

K 

K 

O2 

O2 

S 

O2 

K 

K 

NO 3 

NO 3 

S 

NO 3 

K 

X 

X 

S 

/ X 

H 

X / X 

S 

H 

X 

H 

(Ekvation 2) 

Då andelen löst syre och nitrat anses vara noll under hydrolysförsöket blir de första två 

kvoterna ett varpå ekvationen blir såsom den är skriven i Ekvation 3, definitioner av de 

parametrar som används i ekvationen finns sammanställda i Tabell D.9. 


K 

h 

fe 

K 

X 

X 

S 

/ X 

H 

X / X 

S 

H 

X 

H 

(Ekvation 3) 

Tabell D.9. Definitioner av parametrarna som används i Ekvation 3 (Henze et al., 1999). 

ρ anaerob hydrolys Anaerob hydrolyshastighet 

η fe Anaerobisk hydrolysreduktionsfaktor 0,4 

K h 

Hydrolyskonstant (/dag) 

K x Mättnadskoefficient för partikulärt COD 0,1 

X h Heterotrof biomassa (g COD/m 3 ) 

X s Långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (g COD/m 3 ) 

Den anaerobiska hydrolyshastigheten bestämdes utifrån hydrolysförsök 2 som 

koncentrationsökningen av löst COD per dag. För att inte enbart titta på 

COD-koncentrationerna beräknades även hydrolyshastigheten utifrån fosfat, ammonium och 

VFA med hjälp av en linjär regression av mätdata, se Figur D.1 till Figur D.4. För att kunna 

omvandla koncentrationsökningen av fosfat, ammonium och VFA till löst COD beräknades 

kvoten mellan dessa med hjälp av linjär regression, se kapitel 6.3. Hydrolyshastigheten 

dividerades sedan med denna kvot för att omvandlas till en ökning av COD. Resultatet 

redovisas i Tabell D.10.

mg NH4-N / l 

mg PO4-P / l 

7 

6 

5 

y = 1,3x + 0,48 

R² = 0,9972 

4 

3 

2 

1 

0 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

dagar 

Figur D.1. Fosfatkoncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression. 

70 

60 

50 

y = 6,0x - 1,3 

R² = 0,9948 

40 

30 

20 

10 

0 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

dagar 

Figur D.2. Ammoniumkoncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression.

mg COD / l 

mg VFA / l 

400,0 

350,0 

y = 36x + 6,0 

R² = 0,9915 

300,0 

250,0 

200,0 

150,0 

100,0 

50,0 

0,0 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

dagar 

Figur D.3. VFA-koncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression. 

1200 

1000 

y = 87x + 83 

R² = 0,9948 

800 

600 

400 

200 

0 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

dagar 

Figur D.4. COD-koncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression 

Tabell D.10. Beräkning av hydrolyshastigheten vid 15 ˚C. 

mg / l×dag 1 2 

mg / mg COD f mg COD / l×dag 

(15 ˚C) 

PO 4 -P 1,3 3 0,011 120 

NH 4 -N 6,0 0,069 86 

COD VFA 36 0,39 91 

COD f 87 1 87 

1 Utifrån resultat från hydrolysförsök 2 Figur D.1, Figur D.2, Figur D.3 och Figur D.4. 

2 Utifrån värden från hydrolysförsök 2 samanställt i Tabell 6.10. 

3 Beräknad utifrån fosforkoncentrationsökningen de första 4 dagar.

Då den hydrolyskonstant som används i EFOR är beräknad för 20 ˚C gjordes en temperaturkorrigering 

med hjälp av en exponentiell ekvation (Ekvation 6) (Henze et al.,1997). Den 

slutliga hydrolyshastigheten redovisas i Tabell D.11. 

max 

( T) 

max 

(20 

C) 

exp( 

( T 

20)) 

(Ekvation 6) 

µ max max specific tillväxthastighet (d -1 ) 

κ temperaturkonstant för µ max (˚C -1 ) 0,08 

Tabell D.11. Hydrolyshastigheten vid 20 ˚C. 

mg COD / l×dag (20 ˚C) 

PO 4 -P 170 

NH 4 -N 130 

COD VFA 140 

COD f 130 

För att få fram mängden heterotrof biomassa (X h ) och mängden långsamt biologiskt 

nedbrytbart substrat (X s ) användes referensscenariot i EFOR, se kapitel 7.2. Värdet för X s och 

X h avlästes i slutet på november för att överrensstämma med tidpunkten då hydrolysförsök 2 

gjordes. Då det krävs en hydrolyskonstant för att kunna köra referensscenariot utfördes en 

iterering för att komma fram till den rätta hydrolyskonstanten. Den beräknade 

hydrolyskonstanten är ett medelvärde av hydrolyskonstanterna utifrån hydrolyshastigheten för 

fosfat, ammonium och VFA-ökningen. 

Tabell D.12. Iterering med hjälp av EFOR och Ekvation 3 för att hitta hydrolyskonstanten 

(K h ). 

K h - EFOR X s X h K h 

(PO 4 -P) 

K h 

(NH 4 -N) 

K h 

(COD VFA ) 

K h 

(COD f ) 

K h 

(medel) 

dag -1 mg/l mg/l dag -1 dag -1 dag -1 dag -1 dag -1 

3,0 136 3340 0,45 0,33 0,35 0,34 0,37 

1,0 1160 3000 0,18 0,14 0,14 0,14 0,15 

0,60 3980 1810 0,25 0,19 0,20 0,19 0,21 

0,20 5225 1145 0,39 0,29 0,30 0,29 0,32 

0,30 5040 1264 0,35 0,26 0,27 0,27 0,29 

0,29 5078 1255 0,35 0,26 0,28 0,27 0,29

Bilaga E 

P-släppsförsök 

Med acetat 

Samtliga resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla 

samt referensförsöket med bioslam från Öresundsverket. Försöket utfördes i laboratoriet på 

Öresundsverket i Helsingborg. 

Tabell E.1. Mätvärden från P-släppsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som 

kolkälla (26 oktober 2011). 

start avslutad 

luftning luftning 

t = 1 min t = 15 min t = 180 min 

Temp. (˚C) 14,4 15,0 x 15,0 15,5 

pH 7,13 7,96 8,05 x 7,97 

O 2 (mg/l) x 9,25 x 0,11 0,18 

SS (mg/l) x x 3460 x 3510 

VSS (mg/l) x x 2650 x 2630 

Tabell E.2. Resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla 

(26 oktober 2011). 

Tid 

(min) 

PO 4 -P 

(mg/l) 

K 

(mg/l) 

PO 4 -P/VSS initialt 

(mg/g) 

K/VSS initialt 

(mg/g) 

1.0 x x x x 

15.0 x x x x 

30.0 x x x x 

45.0 x x x x 

60.0 x x x x 

75.0 x x x x 

90.0 x x x x 

105.0 x x x x 

120.0 x x x x 

135.0 x x x x 

150.0 x x x x 

165.0 1,02 < 8 0,39 x 

180.0 1,06 8,24 0,40 3,11

Tabell E.3. Mätvärden från referensförsöket med bioslam från Öresundsverket och acetat som 




t = 1 min t = 15 min t = 180 min 

Temp. (˚C) 16,9 15,0 x 15,0 15,0 

pH 6,87 8,20 7,87 x 7,67 

O 2 (mg/l) x 9,63 x 0,10 0,12 

SS (mg/l) x x 3480 x 3220 

VSS (mg/l) x x 2690 x 2550 

Tabell E.4. Resultat från referensförsöket med bioslam från Öresundsverket och acetat som 


Tid 

(min) 

PO 4 -P 

(mg/l) 

K 

(mg/l) 

PO 4 -P/ VSS initialt 

(mg/g) 

K/ VSS initialt 

(mg/g) 

1.0 < 0,5 22,1 8,22 

15.0 2,38 20,9 0,88 7,77 

30.0 11,3 28,6 4,20 10,6 

45.0 20,7 31,0 7,70 11,5 

60.0 26,6 33,6 9,89 12,5 

75.0 36,6 37,1 13,6 13,8 

90.0 36,8 36,4 13,7 13,5 

105.0 54,0 40,0 20,1 14,9 

120.0 48,8 41,0 18,1 15,2 

135.0 57,4 37,6 21,3 14,0 

150.0 64,4 39,8 23,9 14,8 

165.0 60,6 46,4 22,5 17,3 

180.0 79,0 44,8 29,4 16,7 

Med inkommande vatten 

Samtliga resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket och inkommande 

vatten från Torekov som kolkälla samt referensförsöket med bioslam och inkommande vatten 

från Öresundsverket. Försöket utfördes i laboratoriet på Öresundsverket i Helsingborg. 

Tabell E.5. Mätvärden från P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket och 

inkommande vatten från Torekov (26 oktober 2011). 



t = 1 min t = 15 min t = 180 min 

Temp. (˚C) 17,7 16,6 x x 15,0 

pH 6,87 8,05 7,55 x 7,62 

O 2 (mg/l) x 9,40 x 0,11 0,13 

SS (mg/l) x x 3500 x 3190 

VSS (mg/l) x x 2700 x 2430

Tabell E.6. Resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket och inkommande 

vatten från Torekov (26 oktober 2011). 

Tid 

(min) 

PO 4 -P 

(mg/l) 


(mg/g) 

1.0 x x 

15.0 x x 

30.0 x x 

45.0 x x 

60.0 x x 

75.0 x x 

90.0 x x 

105.0 x x 

120.0 x x 

135.0 x x 

150.0 x x 

165.0 0,220 0,081 

180.0 0,224 0,083 

Tabell E.7. Mätvärden från referensförsöket med bioslam och inkommande vatten från 

Öresundsverket (26 oktober 2011). 



t = 1 min t = 15 min t = 180 min 

Temp. (˚C) 17,7 16,6 x x 14,9 

pH 6,92 8,06 7,44 x 7,46 

O 2 (mg/l) x 8,55 x 0,07 0,10 

SS (mg/l) x x 3700 x 3580 

VSS (mg/l) x x 2870 x 2760

Tabell E.8. Resultat från referensförsöket med bioslam och inkommande vatten från 

Öresundsverket (26 oktober 2011). 

Tid 

(min) 

PO 4 -P 

(mg/l) 


(mg/g) 

1.0 2,2 0,75 

15.0 10,8 3,75 

30.0 13,3 4,62 

45.0 14,6 5,07 

60.0 14,8 5,16 

75.0 12,8 4,45 

90.0 14,3 4,98 

105.0 15,2 5,29 

120.0 13,9 4,84 

135.0 15,5 5,39 

150.0 14,1 4,91 

165.0 15,1 5,26 

180.0 15,8 5,50 

Med hydrolysat 

Samtliga resultat från P-släppsförsöket med hydrolysat som kolkälla samt referensförsöket 

med acetat som kolkälla. Försöket utfördes i VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. 

Tabell E.9. Mätvärden från P-släppsförsöket med hydrolysat som kolkälla (15 november 

2011). 

start avslutad t = 1 min t = 15 min t = 180 min 


Temp. (˚C) 16,1 16,2 x 16,5 15,8 

pH 6,86 x x 7,15 7,33 

O 2 (mg/l) x 6,33 x 0,30 x 

SS (mg/l) x x 3340 x 3050 

VSS (mg/l) x x 2820 x 2650

Tabell E.10. Resultat från P-släppsförsöket med hydrolysat som kolkälla (15 november 2011). 

Tid 

(min) 

PO 4 -P 

(mg/l) 


(mg/g) 

1.0 2,9 1,04 

15.0 15,0 5,32 

30.0 25,8 9,15 

45.0 31,5 11,2 

60.0 30,3 10,7 

75.0 34,0 12,1 

90.0 32,6 11,6 

105.0 36,2 12,8 

120.0 36,6 13,0 

135.0 38,2 13,6 

150.0 36,8 13,1 

165.0 37,0 13,1 

180.0 40,8 14,5 

Tabell E.11. Mätvärden från referensförsöket med acetat som kolkälla (15 november 2011). 



Temp. (˚C) 16,0 16,5 x 15,8 15,8 

pH 6,87 x x 7,31 7,31 

O 2 (mg/l) x 6,49 x 0,28 x 

SS (mg/l) x x 3490 x 3430 

VSS (mg/l) x x 3030 x 3010 

Tabell E.12. Resultat från referensförsöket med acetat som kolkälla (15 november 2011). 

Tid 

(min) 

PO 4 -P 

(mg/l) 


(mg/g) 

1.0 0,5 0,17 

15.0 6,4 2,11 

30.0 20,1 6,63 

45.0 19,2 6,33 

60.0 38,0 12,5 

75.0 46,4 15,3 

90.0 51,0 16,8 

105.0 62,4 20,6 

120.0 67,0 22,1 

135.0 65,4 21,6 

150.0 59,8 19,7 

165.0 69,0 22,8 

180.0 69,8 23,0

Bilaga F 

Denitrifikationsförsök 

Denitrifikationsförsöket utfördes på VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. De tillsatta 

lösningar som användes vid försöket finns presenterade i Tabell F.1. 

Tabell F.1. Beskrivning av de lösningar som tillsattes under denitrifikationsförsöket. 

Lösning Innehåll Tillsatt mängd 

Näringslösning 4720 mg/l (NH 4 ) 2 SO 4 

2830 mg/l K 2 HPO 4 

18 ml 

Kaliumnitratlösning 72 000 mg/l KNO 3 

(10 000 mg/l NO 3 -N) 

4,5 ml 

Acetatlösning 20 000 mg COD/l 18 ml 

Bioslam från Öresundsverket med acetat som kolkälla 

Tabell F.2. Mätvärden från denitrifikationsförsöket med bioslam från Öresundsverket och 

acetat som kolkälla, i samband med uppstart och avslut (16 november 2011). 



Temp. (˚C) x 15,4 x x 15,1 

pH x 7,36 x x 7,98 

O 2 (mg/l) x 8,20 0,27 x x 

SS (g/l) x x x 3,53 3,42 

VSS (g/l) x x x 2,97 2,82 

NH 4 -N (mg/l) < 2 < 2 x 16,8 17,6 

NO 2 -N (mg/l) 0,057 0,15 0,52 0,46 2,30 

NO 3 -N (mg/l) 3,45 3,81 66,0 29,1 11,6

Tabell F.3. Mätvärden och beräkningar från denitrifikationsförsöket med bioslam från 

Öresundsverket och acetat som kolkälla, under försökets gång (16 november 2011). 

tid 

(h) 

COD f 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

NO 3 -N 

(mg/l) 

NO 2 -N 

(mg/l) 

NO x -N 

(mg/l) 

mg NO x -N/ 

g VSS initialt 

0,0 < 150 17,6 57,0 0,34 57,3 19,3 

0,3 x x 66,0 0,52 66,5 22,4 

0,5 x 16,8 57,8 0,72 58,5 19,7 

0,5 293 16,8 29,1 0,46 29,6 10,0 

0,8 x x 25,7 1,07 26,8 9,0 

1,0 x x 22,5 1,74 24,2 8,2 

1,3 x x 20,8 2,18 23,0 7,7 

1,5 x x 19,3 2,54 21,8 7,4 

1,8 x x 17,8 2,67 20,5 6,9 

2,0 x x 16,7 2,54 19,2 6,5 

2,3 x x 14,8 2,90 17,7 6,0 

2,5 x x 13,5 2,75 16,3 5,5 

2,8 x x 12,9 2,25 15,2 5,1 

3,0 153 17,6 11,6 2,30 13,9 4,7 

Bioslam från Torekov med acetat som kolkälla 

Tabell F.4. Mätvärden från denitrifikationsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som 

kolkälla, i samband med uppstart och avslut (16 november 2011). 

start avslutad t = 15 min t = 180 min 


Temp. (˚C) x 14,9 x 15,3 

pH x 7,10 x 8,52 

O 2 (mg/l) x 7,82 0,22 x 

SS (g/l) x 4,35 x 4,24 

VSS (g/l) x 3,45 x 3,30


Torekov och acetat som kolkälla, under försökets gång (16 november 2011). 

tid 

(h) 

COD f 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

NO 3 -N 

(mg/l) 

NO 2 -N 

(mg/l) 

NO x -N 

(mg/l) 

mg NO x -N/ 


0,0 < 150 8,50 28,0 0,28 28,3 8,20 

0,3 x x 30,0 0,64 30,6 8,88 

0,5 x 8,01 28,0 0,85 28,9 8,36 

0,5 259 6,44 28,6 1,08 30,0 8,60 

0,8 x x 24,0 2,04 26,0 7,55 

1,0 x x 18,7 4,22 22,9 6,64 

1,3 x x 14,3 7,25 21,6 6,25 

1,5 x x 9,27 9,70 19,0 5,50 

1,8 x x 4,70 12,8 17,5 5,06 

2,0 x x 3,06 11,4 14,4 4,18 

2,3 x x 2,17 8,85 11,0 3,19 

2,5 x x 1,74 6,70 8,44 2,45 

2,8 x x 1,30 4,55 5,85 1,70 

3,0 170 8,18 0,72 2,20 2,92 0,85 

Bioslam från Öresundsverket med hydrolysat som kolkälla 

Tabell F.6. Mätvärden från denitrifikationsförsöket med bioslam från Öresundsverket med 

hydrolysat som kolkälla, i samband med uppstart och avslut (16 november 2011). 



Temp. (˚C) x 15,0 15,1 x 15,2 

pH x 7,52 x x 7,90 

O 2 (mg/l) x 7,60 0,22 x x 

SS (g/l) x x x 3,83 3,31 

VSS (g/l) x x x 3,15 2,77


Öresundsverket och hydrolysat som kolkälla, under försökets gång (16 november 2011). 

tid 

(h) 

COD f 

(mg/l) 

NH 4 -N 

(mg/l) 

NO 3 -N 

(mg/l) 

NO 2 -N 

(mg/l) 

NO x -N 

(mg/l) 

mg NO x -N/ 


0,0 < 150 8,09 29,8 0,10 29,9 9,5 

0,3 x x 31,4 0,42 31,8 10,1 

0,5 x 7,59 29,0 0,56 29,6 9,4 

0,5 249 7,05 29,9 0,46 30,4 9,6 

0,8 x x 28,9 0,50 29,4 9,3 

1,0 x x 27,1 0,72 27,8 8,8 

1,3 x x 25,8 1,06 26,9 8,5 

1,5 x x 23,5 1,27 24,8 7,9 

1,8 x x 21,6 1,51 23,1 7,3 

2,0 x x 19,9 1,81 21,7 6,9 

2,3 x x 15,7 2,45 18,2 5,8 

2,5 x x 14,7 2,80 17,5 5,6 

2,8 x x 12,8 3,10 15,9 5,0 

3,0 < 150 7,12 11,0 3,05 14,0 4,4

Bilaga G 

Modellering i EFOR 

Referensscenario

Tabell G.1. De olika bassängernas dimensioner. 

Volym 

(m 3 ) 

Area 

(m 2 ) 

Djup 

(m) 

Sandfång 73 29 2,5 

b.1 (anaerob) 99 33 3,0 

b.2 (anox) 87 29 3,0 

b.3 (anox) 109 36 3,0 

b.4 (aerob) 276 92 3,0 

b.5 (aerob) 276 92 3,0 

b.6 (slamb.) 69 20 3,5 

b.7 (slamb.) 13,5 5,4 2,5 

b.8 (slamb.) 13,5 5,4 2,5 

b.9 (slamb.) 69 20 3,5 

Mellansed. tot. 690 230 3,0 

Slutsed. tot. 1820 560 3,25 

Tabell G.2. Maxkapacitet på de blåsmaskiner som finns i de olika bassängerna. 

Luftkapacitet kg luft/h 

Sandfång 92 

b.4+b.5 695 

b.3 100 

b.6 87 

b.9 87 

Tabell G.3. Pumpkapaciteter 

Pumpkapacitet l/s m 3 /h m 3 /dygn 

Slam från mellansed. 20 72 

Slam från slutsed. 12,7 304 

Överskottsslam 18 

Internrecirkulation 140 504 

Tabell G.4. Beskrivning av de kolkällor som användes i modelleringen. 

Kolkälla konc. g COD /m 3 

Etanol 97 % 2090000 1 

Acetat 100 % 1070000 

1 Som lättnedbrytbart substrat

Tabell G.5. Uppmätta och justerade inflödeskoncentrationer 2008. 

Uppmätta 

Justerade 

COD N-tot. P-tot. Susp. COD N-tot. P-tot. Susp. Flöde 

Datum kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d m 3 /d 

2008-01-08 740 123 14,8 407 400 123 14,8 407 4108,7 

2008-02-05 387 105 9,7 339 387 105 9,7 339 4035,9 

2008-03-18 2105 75 16,4 426 400 75 16,4 426 4678,3 

2008-04-15 609 67 14,4 58 609 67 14,4 400 3203,4 

2008-05-27 1018 99 16,5 358 1018 99 16,5 358 2752,3 

2008-06-24 1168 100 19,1 953 1168 100 19,1 953 2382,7 

2008-07-22 571 106 7,1 400 571 106 16,0 400 2853,8 

2008-08-19 982 136 15,0 178 400 136 15,0 350 4677,9 

2008-09-16 384 56 7,4 384 384 56 7,4 384 2951,7 

2008-10-07 752 88 9,7 442 752 88 9,7 442 4422 

2008-11-04 519 83 9,9 316 519 83 9,9 316 5188,1 

2008-12-09 371 66 6,1 144 371 66 6,1 300 5534,3 


Uppmätta 

Justerade 

COD N-tot P-tot Susp. COD N-tot P-tot Susp. Flöde 


2009-01-13 326 55 7,0 348 326 55 7,0 348 3662,4 

2009-02-03 404 71 7,1 47 404 71 7,1 300 3365,7 

2009-03-17 335 60 8,8 194 335 60 8,8 194 3522,3 

2009-04-14 426 88 14,3 700 426 88 14,3 700 3043,2 

2009-05-26 696 109 20,9 668 696 109 20,9 668 2783,9 

2009-06-23 232 136 14,7 368 232 136 14,7 368 3873,4 

2009-07-21 1245 125 16,8 344 1000 125 16,8 400 3662,4 

2009-08-18 225 77 8,4 162 225 77 8,4 162 3514 

2009-09-15 584 85 12,2 716 584 85 12,2 716 2653,1 

2009-10-06 462 110 9,7 308 462 110 9,7 308 2565,2 

2009-11-03 452 108 12,5 417 452 108 12,5 417 3477,7 

2009-12-08 334 68 9,7 2898 334 68 9,7 300 4025,3


Uppmätta 

Justerade 

COD N-tot P-tot Susp. COD N-tot P-tot Susp. Flöde 


2010-01-19 260 66 6,6 211 260 66 6,6 211 3295,6 

2010-02-09 400 74 6,9 191 400 74 6,9 191 2856,7 

2010-03-22 351 77 6,0 187 351 77 6,0 187 5489,4 

2010-04-20 797 183 10,4 363 797 183 10,4 363 3984,5 

2010-06-01 714 46 11,4 86 714 100 11,4 700 3570 

2010-06-29 2721 186 30,8 862 1000 186 20,0 862 4534,9 

2010-07-27 990 328 17,1 683 990 200 17,1 683 3415,3 

2010-08-24 271 62 7,2 264 271 62 7,2 264 3425 

2010-09-21 763 73 6,0 251 763 73 6,0 500 3178,6 

2010-10-12 854 93 11,9 668 854 93 11,9 668 3712,5 

2010-11-09 651 104 11,7 98 651 104 11,7 500 6507 

2010-12-14 691 65 10,4 298 350 65 10,4 298 4317,7 

Tabell G.8. Temperaturprofil i EFOR för modellering av år 2010. 

Datum Temp. (˚C) Datum Temp. (˚C) Datum Temp. (˚C) 

01-01-2010 10 19-05-2010 16 16-09-2010 18 

29-01-2010 12 29-05-2010 15 26-09-2010 18 

08-02-2010 11 08-06-2010 17 06-10-2010 18 

18-02-2010 12 18-06-2010 17 16-10-2010 17 

28-02-2010 12 28-06-2010 18 26-10-2010 17 

10-03-2010 12 08-07-2010 18 05-11-2010 17 

20-03-2010 11 18-07-2010 18 15-11-2010 17 

30-03-2010 13 28-07-2010 18 25-11-2010 16 

09-04-2010 13 07-08-2010 19 05-12-2010 14 

19-04-2010 14 17-08-2010 18 31-12-2010 12 

29-04-2010 14 27-08-2010 19 

09-05-2010 15 06-09-2010 18

g/m3 

mg/l 

Kalibrering 

SS-halt i de aeroba bassängerna 

SS-halter uppmättes i bassäng 4 och 5 den 2011-10-20 till 3270 mg/l respektive 3110 mg/l. I 

modellen styrs uttaget av överskottsslam för att bibehålla ett bestämt värde på SS-halten i de 

aeroba bassängerna och halten valdes därför att ställas in på 3000 mg/l året runt. 

Hydrolyskonstanten (K h ) sattes till 0,29 d -1 vilket beräknats utifrån hydrolysförsök 2 i 6.3. 

Utgående kvävekoncentrationer från modellen visas i Figur G.1 och kan jämföras med de 

uppmätta koncentrationerna i Figur G.2. 

22 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


Figur G.1. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid kalibrering av referensscenariot 

2010 med 3000 mg SS/l året runt och K h =0,29 d -1 . 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Tot-N NH4-N Riktvärde 

Figur G.2. Uppmätta kvävekoncentrationer i utflödet år 2010.

mg/l 

Vid jämförelse mellan figurerna är det tydligt att ammoniumkoncentrationerna i modellen är 

alldeles för höga i jämförelse med de uppmätta. För att uppnå bättre resultat ökades SS-halten 

i de aeroba bassängerna till 4000 mg/l under sommaren (fas 2). Att SS-halten stiger på 

sommaren anses vara ett troligt antagande då flertalet inflödeskoncentrationer har visat sig 

stiga markant under sommarmånaderna, se kapitel 6.1 om inläckage. Resultatet av den 

justerade SS-halten ses i Figur G.3. 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 



2010 med 4000 mg SS/l under sommaren och K h =0,29 d -1 . 

Ammoniumkoncentrationerna sjunker markant, dock är det fortfarande långt ifrån de 

uppmätta koncentrationerna. Koncentrationerna totalkväve sjunker också något medan 

koncentrationerna av nitrat och nitrit stiger. Utseendet på totalkvävekoncentrationens kurva 

stämmer inte så väl överens med den modellerade, vilken ligger på ett mer konstant värde runt 

12 mg/l hela året. De stämmer relativt bra övrerens under sommarmånaderna men sämre 

under resten av året. En trolig förklaring till detta kan vara det faktum att modellen arbetar 

utifrån inflödesdata som bara uppmätts en gång per månad och därmed är en dålig 

representation av variationen under hela månaden. Utflödeskoncentrationerna är uppmätta två 

gånger per månad och ger därmed en säkrare bild av verkligheten. Vad som dock kan läggas 

märke till är att de modellerade koncentrationerna håller sig under eller strax över riktvärdet 

på 12 mg/l och har likande max- och minvärde som de uppmätta, även om tidpunkterna inte 

stämmer överens. 

Luftning i bassäng 3 på sommaren 

Då de i dagsläget luftar i bassäng 3 under sommaren för att få ner höga ammoniumhalter 

undersöktes möjligheterna med det även i modellen, då just höga ammoniumhalter visade sig 

vara ett problem under sommarmånaderna. Resultatet blir betydligt bättre 

ammoniumkoncentrationer i utflödet, men koncentrationerna nitrat och nitrit stiger drastiskt 

på grund av minskad denitrifikation och därmed stiger totalkvävekoncentrationen långt över 

15 mg/l vilket inte är önskvärt. Alternativet att lufta i bassäng 3 på sommaren valdes därför 

bort i modellen.

mg/l 

Hydrolyskonstanten 

Då ammoniumkoncentrationerna fortfarande är högre än vad som uppmäts i verkligheten 

justerades hydrolyskonstanten i modellen. Enligt modellen ASM-2d (Henze et al., 1999) 

vilken EFOR är anpassad efter bör hydrolyskonstanten ligga mellan 2 d -1 (10 ˚C) och 3 -1 

(20 ˚C), vilket innebär att den beräknade konstanten på 0,29 d -1 kan vara alldeles för låg. Det 

finns en temperaturkorrigeringskonstant i EFOR som omvandlar K h baserat på ett inmatat K h 

för 20 ˚C, varför K h på 3 d -1 användes i modellen för att undersöka hur 

utflödeskoncentrationerna påverkades. Resultatet ses i Figur G.4. 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 



2010 med Kh=3 d -1 . 

Ammoniumkoncentrationerna i utflödet stämmer nu mycket bättre överens med verkligheten. 

Totalkvävekoncentrationen sjunker dessutom något trots en stigande koncentration av nitrat 

och nitrit. 

Då modellen nu anses stämma bra överens med verkligheten baserat på kvävekoncentrationer 

i utflödet undersöktes sedan andra parametrar som finns uppmätta på avloppsreningsverket. 

Först undersöktes hur stor slammängd som tas bort i verkligheten och i modellen. Mängden 

bortkört slam med en TS-halt på 20 % finns presenterat i Tabell G.9. Mängden SS i ton/år 

beräknades både för modellen och för verkligheten. Resultatet finns sammanställt i Tabell 

G.11 och Tabell G.12. 

Tabell G.9. Bortkört slam från Torekovs avloppsreningsverk 2010. 

bortkört slam (ton) bortkört slam (ton) 

jan-10 66 jul-10 132 

feb-10 66 aug-10 99 

mar-10 66 sep-10 33 

apr-10 33 okt-10 66 

maj-10 99 nov-10 99 

jun-10 66 dec-10 66

Tabell G.10. Beräkning av mängd producerat kemslam 2010. 

Tillsatt mängd fällningskemikalie (ton/år) 100 

Mängd aluminium (vikt%) 7,3 

Mängd järn (vikt%) 0,01 

Kloridhalt (g/kg) 150 

Sulfathalt (g/kg) 5 

kemikalier i slam (ton/år) 23 

Tabell G.11. Beräkning av mängd bortkört bioslam år 2010. 

bortkört slam, TS 20 % (ton/år) 891 

bortkört slam (ton SS/år) 178 

kemikalier i slam (ton/år) 23 

bioslam (ton SS/år) 155 

Tabell G.12. Beräkning av mängd uttaget överskottsslam vid kalibrering i EFOR för år 2010. 

K h =3 d -1 K h =2 d -1 

pumpkapacitet överskottsslam (m 3 /dag) 432 432 

antal dagar uttag öveskottsslam 35 44 

uttaget överskottsslam (m 3 /år) 15120 19008 

SS-halt AS7 (g SS/m 3 ) 8648 8645 

uttaget överskottsslam (ton SS/år) 131 164 

Vid jämförelse mellan uttagen mängd bioslam i verkligheten (155 ton SS/år) med resultaten 

från scenariorna med hydrolyskonstant på 3 d -1 respektive 2 d -1 i Tabell G.12 resulterade i 

valet att fortsätta modelleringen med hydrolyskonstanten 2 d -1 då det var närmast 

verkligheten. 

Resultatet av kalibreringen blev ett referensscenario med SS-halt i de luftade bassängerna på 

4000 mg SS/l på sommaren och 3000 mg SS/l resterande del av året och en hydrolyskonstant 

på 2 d -1 . Bassäng 3 luftades inte på sommaren. Resultatet på kvävekoncentrationerna i utflödet 

ses i Figur G.5.

mg/l 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


gränsvärde N-tot. (12 mg/l) 

årsmedel N-tot. (8,0 mg/l) 

Figur G.5. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet med referensscenariot 2010. 

Beräkning av överskottsslam för föreslagna förändringar 

Tabell G.13 visar beräkningen av uttaget överskottsslam vid de två scenariona med 50 % 

större aerob volym och ändrad placering av internrecirkulationen. 

Tabell G.13. Beräkning av mängd uttaget överskottsslam vid optimering i EFOR för år 2010. 

50 % större aerob volym 

Ändrad 


pumpkapacitet överskottsslam (m 3 /dag) 432 432 

antal dagar uttag öveskottsslam 43 50 

uttaget överskottsslam (m 3 /år) 18576 21600 

SS-halt b.7 (g SS/m 3 ) 8656 8688 

uttaget överskottsslam (ton SS/år) 161 188

Evaluation of the potential for 

biological phosphorus removal at Torekov 

wastewater treatment plant using dynamic 

simulations 

Abstract 

Lisa Magnusson, Frida Skult 

Water and Environmental Engineering, Department of Chemical Engineering, Lund University, 

Sweden 

2012-02-27 

Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) has both financial and environmental advantages 

compared to chemical removal through precipitation. To establish EBPR the biosludge must be exposed to 

alternating anaerobic and aerobic environments, where the poly-P accumulating organisms release phosphate 

during the anaerobic phase and take up an excessive amount of phosphate during the aerobic phase. Torekov 

wastewater treatment plant is located in the southern part of Sweden. It is built with an EBPR configuration but 

is today operated with chemical phosphorus removal. The possibility to operate the plant with EBPR has been 

investigated through simulation of the plant in EFOR ® 2003. 

Simulations show that it is difficult to combine EBPR with a sufficient nitrogen removal through minor 

alterations. It is however possible to improve the nitrogen removal through only minor alterations if the chemical 

phosphorus removal is kept. This is accomplished by increasing the internal recirculation and increasing the 

ethanol dosage during the summer. If this is combined with creating hydrolysis and P-release in the sludge 

treatment tanks, establishment of EBPR is possible. It is however necessary to do some more expensive changes 

to compensate for the reduced aerobic sludge age. Two alternatives were found; increasing the aerobic volume in 

the biostage or moving the location of the internal recirculation to be able to aerate the tanks that today are used 

for denitrification. 

Keywords: EBPR, modeling, EFOR ® , hydrolysis, PAO, VFA 

Introduction 

Eutrophication in the Baltic Sea has been a 

serious problem for a long time [1]. It is caused 

by high amounts of nitrogen and phosphorus 

increasing the growth of photosynthetic 

organisms, such as the Cyanobacteria causing 

algal blooms. Phosphorus is considered to be 

the most critical nutrient for the Cyanobacteria 

since they can bind nitrogen from the 

atmosphere [2]. To reduce the problems with 

eutrophication caused by phosphorus released 

from wastewater treatment plants (WWTP) the 

phosphorus limit in the effluent from most 

Swedish WWTP is set to 0.3-0.5 mg/l [3]. This 

is a rather strict limit compared to the limit set 

by the EU Urban Wastewater Directive 

(91/271/EEC) of 1-2 mg/l [4]. 

The most common method for phosphorus 

removal in Sweden is chemical precipitation 

[5]. The interest for enhanced biological 

phosphorus removal (EBPR) is however 

growing since it has both financial and 

environmental advantages compared to 

chemical precipitation [3].

In this study simulations with EFOR ® 

2003 were made to investigate the possibility 

to operate Torekov WWTP with EBPR. The 

plant is currently operated with chemical 

precipitation but is designed with EBPR 

configuration. 

EBPR 

To establish EBPR the biosludge must be 

exposed to alternating anaerobic and aerobic 

environments where the poly-P accumulating 

organisms (PAO) release phosphate during the 

anaerobic phase [2] and take up and 

accumulate an excessive amount of 

phosphorus during the aerobic phase [6]. 

A requirement for the phosphate release in 

the anaerobic environment is that there is a 

sufficient available amount of easily 

biodegradable substrate in the form of volatile 

fatty acids (VFA) [7]. If the amount of VFA in 

the anaerobic tank is too low it is possible to 

produce VFA through anaerobic hydrolysis. 

There are three main alternatives for creating 

hydrolysis for VFA production at a WWTP 

with EBPR; primary sludge hydrolysis, return 

sludge hydrolysis and longer retention time in 

the anaerobic tank [3]. 

Torekov WWTP 

Torekov WWTP is located in the southern 

part of Sweden releasing its water into the 

Kattegat. It is a rather small plant dimensioned 

for 14 000 pe receiving mainly municipal 

wastewater. The area is a popular tourist 

location during the summer which causes up to 

the double load of pollutants at the WWTP 

during this period. The plant is built for EBPR 

with A 2 O configuration [8] but is today 

operated with chemical post-precipitation. 

Laboratory tests showed very low EBPR 

potential in the biosludge, probably because of 

low amounts of PAO [9]. The laboratory tests 

also showed that the incoming water does not 

contain sufficient amounts of VFA. 

Process scheme 

A process scheme of the plant is seen in 

Figure 1. The plant is operated with one line 

consisting of mechanical treatment (micro 

strainer and an aerated sand trap) followed by 

an activated sludge treatment (predenitrification). 

Figure 1. Process scheme of Torekov WWTP [10].

The activated sludge treatment consists of 

five tanks designed for the following 

processes: 

t.1: anaerobic tank to enable P-release. Here 

ethanol is added as an external carbon 

source to improve the denitrification in tank 

2 and 3. 

t.2+t.3: anoxic tanks for denitrification. 

t.4+t.5: aerobic tanks for carbon oxidation, 

nitrification and P-uptake. 

Following the activated sludge treatment 

is an intermediate sedimentation tank (IS) 

removing biosludge. Since the plant today is 

operated with chemical precipitation a 

flocculation tank, where aluminum chloride is 

added to the water, follows the sedimentation 

tank. Thereafter a secondary sedimentation 

tank (SS) enables the aluminum phosphate 

particles to settle before the water is released to 

the Kattegatt. 

The sludge withdrawn from the 

sedimentation tanks are treated biologically in 

four tanks in series: 

t.6: aerobic tank receiving the biosludge. 

t.7: anoxic tank where excess sludge is 

withdrawn for dewatering in a centrifuge. 

t.8: anoxic tank receiving chemical sludge. 

t.9: aerobic tank where return sludge is 

withdrawn. The return sludge enters t.1 

together with supernatant from the 

centrifuge. 

Table 1, Table 2 and Table 3 give the 

basic technical information of Torekov 

WWTP. 

Table 1. Volumes and conditions of the activated 

sludge tanks at Torekov WWTP. 

Tank Condition Volume (m 3 ) 

t.1 anaerobic 99 

t.2 anoxic 87 

t.3 anoxic 109 

t.4 aerobic 276 


Table 2. Volumes and conditions of the sludge 

treatment tanks at Torekov WWTP. 

Tank Condition Volume (m 3 ) 


t.7 anoxic 13.5 

t.8 anoxic 13.5 


Table 3. Dimensioning load and limits for Torekov 

WWTP. 

Dimensioning 

load 

Limit 

values 

Flow 5400 m 3 /d 

BOD 7, yearly mean 800 kg/d 10 mg/l 

N-tot. yearly mean 160 kg/d 12 mg/l 

P-tot. yearly mean 42 kg/d 0.3 mg/l 

Method 

The program used for simulating Torekov 

WWTP is called EFOR ® 2003. The program is 

developed by the DHI Water & Environment 

in Denmark specifically for modeling of 

WWTP. The model used is called CNDP, 

based on ASM-1 and ASM-2d [11] and 

includes carbon reduction, nitrification, 

denitrification and EBPR. 

Inlet data 

Monthly measured values of pollutant 

concentrations in the influent to Torekov 

WWTP in 2010, analyzed by Alcontrol 

Laboratories, were used as inlet data for the 

model. Some values were subject to minor 

adjustments in order to fit the mass balance 

equations in EFOR ® . To get a smoother 

transition between the measured values a linear 

interpolation was made, creating two extra 

values per month. The same was done with 

monthly mean values of the influent flow. 

Since no temperature profile of incoming 

water to Torekov WWTP was available a 

temperature profile for 2011 from the 

intermediate sedimentation tank at 

Öresundsverket WWTP in Helsingborg, 

approximately 40 km from Torekov WWTP, 

was used in the model.

mg/l 

Calibration of the reference scenario 

All tanks and connections at Torekov 

WWTP were drawn in EFOR ® (Figure 2) and 

known information regarding pump capacities, 

aeration capacities and the bypass flow at 

Torekov WWTP was transmitted into the 

model. The chemical precipitation was not 

included in the model to be able to see the 

effect when establishing EBPR. Thereafter a 

reference scenario was found through 

calibration of the model in order to get results 

similar to the real measured values regarding 

effluent concentrations. The calibration was 

performed by adapting the outtake rate of 

excess sludge and the hydrolysis constant. For 

a more detailed description of the calibration 

reference is made to Magnusson & Skult [9]. 

The resulting nitrogen and phosphorus 

concentrations in the effluent are presented in 

Figure 3 and Figure 4. Note that since the 

model does not include the chemical 

precipitation the phosphorus concentration in 

the effluent is very high, confirming that there 

is no EBPR at the plant today. 

Figure 2. Process scheme of Torekov WWTP drawn in EFOR ® 2003. 

20 

16 

12 

8 

4 

0 

N-tot,out 

NH4-N,out 

NOx,out 

limit value N-tot. 

yearly mean N-tot. 

(8.0 mg/l) 

Figure 3. Modeled nitrogen concentrations in the effluent with the reference scenario year 2010.

mg/l 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

P-tot,in 

P-tot,out 

PO4-P,in 

PO4-P,out 

yearly mean P-tot. 

(1.6 mg/l) 

Figure 4. Modeled phosphorus concentrations in the effluent with the reference scenario year 2010. 

Finding a scenario for EBPR 

The aim was to establish EBPR in 

combination with nitrogen removal at Torekov 

WWTP through minor alterations. Minor 

alterations includes turning on/off aeration in a 

tank, changing internal recirculation, changing 

ethanol dosage and changing the outtake of 

excess sludge. 

More expensive alterations were also 

investigated to find a scenario with optimal 

EBPR in combination with nitrogen removal. 

Example of expensive alterations includes 

increased tank volumes, changing pipe flows, 

addition of acetate and addition of tanks. 

Results & Discussion 

After trying different minor alterations in 

the model in EFOR ® 2003 it became evident 

that it was difficult to establish EBPR 

combined with nitrogen removal at Torekov 

WWTP. It is possible to establish EBPR, but 

the nitrogen removal is then deteriorating. Two 

different scenarios with minor alterations are 

presented below, one to improve the nitrogen 

removal and one to establish EBPR. Thereafter 

follows two more expensive solutions to 

establish EBPR combined with improved 

nitrogen removal. 

Improved nitrogen removal 

To lower the nitrogen levels in the effluent 

the denitrification has to be improved. To 

accomplish this the internal recirculation is 

increased from todays 75% of the influent to 

150% and by increasing the dosage of ethanol 

during the summer period with high pollution 

load. 

As a result the nitrate/nitrite concentration 

in the effluent is significantly lower and the 

yearly mean of total nitrogen is lowered from 

8.0 mg/l to 6.2 mg/l, well below the limit of 

12 mg/l. 

Establishment of EBPR 

Based on the alterations above for 

improved nitrogen removal, other alterations 

were made to establish EBPR. It was necessary 

to turn off the aeration in both tank 6 and 9 in 

the sludge treatment to achieve return sludge 

hydrolysis and P-release. An increased 

biomass of PAO was noticed although it took 

about one year before the level was stable. 

Dosage of acetate into tank 6 can speed up this 

process. The scenario resulted in a yearly mean 

of 0.4 mg/l total phosphorus in the effluent, 

compared to 1.6 mg/l in the reference scenario. 

This is however above todays limit of 0.3 mg/l 

but below the limit of 0.5 mg/l that 

Öresundsverket WWTP got as a limit when 

they introduced EBPR [12]. Investigating the 

possibility for a similar solution for Torekov 

WWTP might be of interest, no chemical 

precipitation would then be necessary. 

As a result of the decreased aerobic sludge 

age, due to less aerated tanks, the nitrification 

at the plant was deteriorated. The yearly mean

of total nitrogen increased to 11 mg/l. This 

value is below the limit value of 12 mg/l, but 

during the summer period the concentration 

reached values as high as 26 mg/l which is 

why this solution was considered unreliable. 

Increased aerobic volume 

To compensate for the decreased aerobic 

sludge age that occurred when establishing 

EBPR an expensive solution by increasing the 

aerobic volume was found. This was done in 

the model by increasing the volume of tank 4 

and 5 with 50%, which could be done e.g. by 

increasing the depth from 3 to 4.5 meter. 

A yearly mean of 0.4 mg/l total 

phosphorus and 6.9 mg/l total nitrogen was 

reached. 

Changed position of the internal 

recirculation 

Instead of increasing the volume of the 

aerobic tanks another solution was found 

where the internal recirculation from tank 4 to 

tank 2 was moved so that it entered tank 1 

instead. The aerobic sludge age at the plant 

could then be increased by aerating tank 3 all 

year as well as tank 2 during heavy loads in the 

summer period. The P-release occurs then only 

in tank 6 to 9 simultaneously with the 

hydrolysis. In tank 1 and 2 there will be 

denitrification and nitrification will occur in 

tank 3, 4 and 5. 

A yearly mean of 0.4 mg/l total 

phosphorus and 7.3 mg/l total nitrogen was 

then reached. 

Conclusions 

The following conclusions were made 

after simulations in EFOR ® 2003: 

It is possible to improve the nitrogen 

removal by increasing the internal 

recirculation and increasing the ethanol 

dosage during the summer. 

To be able to establish EBPR it is necessary 

to create return sludge hydrolysis to 

increase the amount of VFA in the 

anaerobic tank. This is done by turning off 

the aeration in the sludge treatment tanks 

(t.6 and t.9) but it is then necessary to 

compensate for the decreased aerobic 

sludge age. One of the two following 

alternatives are suggested: 

- Increase the volume of the aerobic 

tanks in the biostage (t.4 and t.5), for 

example by increasing the depth. 

- Moving the location of the internal 

recirculation so that it enters tank 1 

instead of tank 2, enabling aeration in 

tank 3. 

When establishing EBPR a yearly mean for 

the effluent concentration of phosphorus of 

0.4 mg/l was reached. This is above todays 

limit of 0.3 mg/l but below the limit of 0.5 

mg/l that Öresundsverket WWTP got as a 

limit when they introduced EBPR. 

Investigating the possibility for a similar 

solution for Torekov WWTP might be of 

interest. 

Acknowledgement 

This article is a part of a master thesis at 

Water and Environmental Engineering, 

Department of Chemical Engineering, Lund 

University together with NSVA. It could not 

have been made without the help from Karin 

Jönsson, Marinette Hagman, Jes la Cour 

Jansen, Tobias Hey and the great staff at 

NSVA. 

References 

[1] HELCOM. (2010) Ecosystem Health of the 

Baltic Sea 2003–2007: HELCOM Initial Holistic 

Assessment. Baltic Sea Environment Proceedings 

122. 

[2] Seviour R.J., Mino T., Onuki M. (2003) 

The microbiology of biological phosphorus removal 

in activated sludge systems. FEMS Microbiology 

Reviews 27, 99-127. 

[3] Tykesson E. (2005) Enhanced biological 

phosphorus removal – processes, competing 

substances and tools for operation of wastewater 

treatment plants. TVVA-1008. Lund. Department 

of Water and Environmental Engineering, Lund

institute of Technology / Lund University. ISBN 

91-628-6478-5. 

[4] 91/271/EEC (1991) Council directive 

concerning urban waste water treatment. Official 

Journal of the European Communities, L 135/40. 

[5] Borglund A.M., Jönsson L-E. (2003) 

Drifterfarenheter av bio-P i Sverige. Nordisk 

avloppskonferens, Helsingfors. From: 

http://www.kappala.se/default.aspshow=11&varui 

d=11&lid=1&ulid=98&uulid=130. 

[6] Brdjanovic D., Slamet A., van Loosdrecht 

M.C.M., Hooijmans C.M., Alaerts G.J., Heijnen J.J. 

(1998) Impact of excessive aeration on biological 

phosphorus removal from wastewater. Water 

Research 32 (1), 200-208. 

[7] Abu-ghararah Z.H., Randall C.W. (1991) 

The effect of organic compounds on biological 

phosphorus removal. Water Science and 

Technology 23, 585-594. 

[8] Metcalf & Eddy, Inc. (1991) Engineering – 

treatment, disposal, reuse (Third edition). 

Singapore. McGraw-Hill, Inc. ISBN 0-07-041690- 

7. 

[9] Magnusson L., Skult F. (2012) Pontential 

for biological phosphorus removal at Torekov 

WWTP. Master thesis 2012-03. Department of 

Chemical Engineering, Lund University, Sweden 

[10] NSVA (2012) through Marinette 

Hagman, 2012-01-10. 

[11] Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., 

Wentzel M.C., Marais G.v.R., Loosdrecht M.C.M. 

(1999) Activated Sludge Model No.2d, ASM2D. 

Water Science and Technology 39 (1), 165-182. 

[12] NSVA (2010) Öresundsverket 

Helsingborg; Miljörapport 2010.

Potential fÃ¶r biologisk fosforavskiljning vid Torekovs ... - Svenskt Vatten

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?