a) Markbäddar
Markbäddar består av ett rörsystem för att fördela avloppsvatten till ett konstru- erat filter huvudsakligen bestående av sand, samt ett dränerande skikt och dräne- rande rörsystem för att leda ut det behandlade vattnet ur markbädden.
Vattenrörelsen är vertikal och skall normalt vara omättad. Reningen av avlopps- vattnet sker genom en kombination av biologiska-, kemiska- och fysikaliska pro- cesser i markmaterialet. I ytskiktet, där avloppsvattnet fördelas, bildas en biohud, där de biologiska processerna och huvuddelen av BOD- och COD-reduktionen sker. Fosforreningen sker huvudsakligen genom kemiska processer i sanden.
Slutsatser
Av litteraturgenomgången framgår att väl fungerande markbäddar för blandat hushållsavloppsvatten som dimensioneras med 5 m2/pe eller större, reducerar BOD bra, normalt 85–97 %. Medianvärde för fosforreduktionen är ca 50 % medan reduktionen av NH4-N och tot-N varierar mycket. För NH4-N varierar
effekten från 0 % till ca 90 % och för tot-N från ca 10 % till ca 80 %.
Normalt försämras fosforreningen med tiden, men försämringen förefaller vara liten och betydligt mindre än vad Naturvårdsverket (NV 1987; NV 1991) räknar med. I mätningar från större markbäddar minskade den genomsnittliga
fosforreduktionen från 51 % för 0–5 år gamla anläggningar till 46 % för
anläggningar äldre än 10 år (Aaltonen & Andersson, 1995). En undersökningen gjord av Nilsson m.fl. (1998) stöder slutsatsen att försämringen av fosforreningen med tiden är liten.
Det största problemet med markbäddar är troligen att variationen i deras funktion är stor från början. Det finns troligen ett stort antal markbäddar som inte funge- rade ens när de var nya. Ett näraliggande problem är att det oftast saknas möjlig- het att genomföra en bra mätning av det utgående vattnet. Det är inte ovanligt att det inte förekommer något vatten i utloppsledningen från en markbädd. Ett annat problem är att återföring av växtnäring från en markbädd till odling är svår och omständlig.
För samlad bebyggelse har öppna markbäddar/öppen infiltration visats vara en robust och intressant teknik. Viktiga fördelar är teknikens enkelhet vad gäller installation, tillsyn, drift och underhåll samt dess tålighet för stora variationer i belastning.
Bedömning av hur väl kriterierna i tidigare kapitel uppfylls redovisas i Tabell 17.
Tabell 17. Bedömning av hur kriterierna smittspridning, hushållning och miljö- påverkan uppfylls av markbädd, där + betyder väl, 0 betyder varken bra eller dåligt, – betyder dåligt och ? att det är osäkert eller att erfarenhet/uppgifter saknas.
Kriterier Bedömning Kommentar
Smittspridning – till + Bra smittskydd när anläggningen är rätt byggd och använd
men risk för dåligt skydd vid fel.
Hushållning – Återföring möjlig vid omläggning av markbädd, men system
och erfarenheter saknas.
Miljöpåverkan – till + Beroende av konstruktion, utförande och skötsel. Funktions-
kontroll svår att genomföra då mätpunkt ofta saknas.
Markbäddar bedöms uppfylla miljökvalitetsmålen enligt följande:
- En god bebyggd miljö: Transporter med tunga fordon endast nödvändigt vid tömning av slamavskiljare. En eventuell omläggning av markbädden innebär dock en period med tunga arbetsmaskiner i det aktuella området.
- Giftfri miljö: Huvuddelen av avloppsvattnets föroreningsinnehåll kommer att fastna, alternativt brytas ned, i anläggningen. Om markbäddsmaterialet an- vänds för återföring av växtnäring kommer troligen föroreningsinnehållet att vara förhöjt, jämfört med ursprungsmaterialet. Mätningar av föroreningsinne- håll på markbäddsmaterial efter drift saknas dock.
Systemets möjligheter samt FoU-behov
Markbäddar är en beprövad teknik som används i de flesta länder och som har stora möjligheter att fungera bra. Utsläppen kan minskas ytterligare om mark- bäddar kombineras med förbehandlingar som kraftigt reducerar belastningen med fosfor och kväve, som urin- eller klosettvattensortering eller eventuellt en före- gående kemisk behandling.
Markbäddar är platsbyggda och utförandet har stor betydelse för deras funktion. Därför är det rimligt att, liksom i Norge, kompetenskrav ställs på såväl projektör som byggare. Antalet nya markbäddar med dålig funktion och antalet markbäddar vars funktion inte kan kontrolleras på grund av litet eller obefintligt utflöde pekar på ett behov av nya anvisningar för hur en väl fungerande markbädd bör
dimensioneras och utföras. De nya danska riktlinjerna (Miljøstyrelsen 1999a, 1999b) kan utgöra inspiration för detta arbete. Anvisningen bör innehålla ett krav på en mätpunkt vid utloppet. För att möjliggöra en representativ mätning är det viktigt att markbädden görs tät, alltså att man i normalfallet avskiljer markbädden från omgivande jordmassor med ett tätt membran, för att säkerställa att allt inkommande vatten, och inget inträngande vatten, kommer ut genom den
utgående ledningen. Ett tätt membran är också viktigt för att säkerställa att vattnet inte infiltrerar till grundvattnet.
I litteraturen påpekas ofta betydelsen av jämn beskickning och att denna bör ske intermittent. Detta är svårt att klara utan pump. Samtidigt är det i många kommu- ner en utbredd uppfattning att markbäddar har en begränsad livslängd, då de sägs sätta igen. Detta styrks av forskningen. Livslängden verkar vara beroende av den ackumulerade ytbelastningen av BOD och suspenderat material. Med rätt dimen- sionering och beskickning förefaller dock livslängden vara lång och anläggningen robust.
Undersökningar bör genomföras om beskickning med pump allmänt bör rekom- menderas. Dessutom bör riktlinjer vad gäller förbehandling och dimensionering gås igenom.
Organisatoriskt behöver lösningar utvecklas för hur byggprocess och provning före slutbesiktning bör utformas, för att säkerställa att bädden säkert fungerar när den sätts i drift. Liksom för andra avloppsanläggningar behöver en organisation utvecklas för regelbunden kontroll av funktionen.
Forskning behövs rörande markbäddens funktion vid rening av källsorterat BDT- vatten, uthållig förbättring av bäddens fosfor- och kväveavskiljande förmåga, samt realistiska metoder att återföra näring från bädden till åkermark. För att förbättra fosforavskiljningen kan det vara intressant att undersöka kombinationer med kemisk fällning och med kemisk sorption, där sorptionsmaterialet antingen blandas in i markbädden eller hålls avskiljt i ett efterliggande fällnings- eller filtersteg. För att förbättra kväveborttagningen kan t.ex. viss recirkulation av det utgående nitratrika vattnet vara intressant att undersöka.
Undersökningar behövs av möjligheten att starkt reducera markbäddsvolymen, när avloppsvattnets innehåll av kväve och fosfor kraftigt reducerats genom t.ex. urin- eller klosettvattensortering. I ett sådant system skulle vattnet kunna förbehandlas, inte bara genom slamavskiljning, utan även biologiskt och/eller kemiskt. Ett sådant system för BDT-vattenrening skulle kunna förbilliga källsorterande avloppssystem
och dessutom skulle eventuellt samtliga enheter kunna fabrikstillverkas, vilket borde göra dess initiala funktion säkrare. Därför bör sådana undersökningar priori- teras högt.
Litteratursammanställning
I Naturvårdsverkets Allmänna Råd 87:6 och 91:2 (NV, 1987; NV, 1991) anges ungefärliga reduktionsvärden och utgående halter från en markbädd (Bilaga 3). Fosforreduktionen minskar med tiden, och hur stor den genomsnittliga
reduktionen förväntas vara återfinns i Tabell 18 (NV, 1987; NV, 1991).
Tabell 18. Fosforreduktion i markbädd enligt Naturvårdsverket (1987, 1991) och mätningar utförda på 122 markbäddar i södra och mellersta Sverige (Aaltonen & Andersson, 1995).
Drifttid i antal år Genomsnittlig P-reduktion
enligt Naturvårdsverket Genomsnittlig P-reduktion enligt Aaltonen & Andersson
0 – 5 80 % 51 %
5 – 10 50 % 47 %
10 – 20 25 % 46 % (10-17 år)
Danska Miljøstyrelsen (Miljøstyrelsen, 1999b) anger förväntade reningseffekter hos en markbädd för upp till 30 pe, där förbehandlingen består av en slamavskiljare. De förväntade värdena baseras på erfarenheter från lite större markbäddsanläggningar – för ett samhälle och dylikt – och förutsätter att anläggningen byggs, belastas, sköts och underhålls enligt riktlinjerna i Miljøstyrelsens vägledning (Miljøstyrelsen, 1999b). I Bilaga 3 visas de förväntade reningseffekterna.
Det Kongelige Miljøverndepartement (1992) anger förväntade reningseffekter för markbäddar i Norge som behandlar slamavskiljt avloppsvatten från upp till 35 pe. De förväntade reningseffekterna visas i Bilaga 3.
I de fall recipienten är särskilt känslig, spillvattnets kvalitet avviker mycket från det normala eller att det inte finns tillräcklig areal för infiltration/markbädd, kan en längre gående förbehandling vara nödvändig (NV, 1991). När förbehandlingen är längre gående än slamavskiljning, består det andra steget vanligen av biologisk och/eller kemisk rening. Biologisk rening bör främst ske med någon biofilmspro- cess som biorotor eller biobädd (NV, 1991), då dessa är relativt okänsliga för be- lastningsvariationer och kräver lite skötsel. Aktivslamanläggningar är mindre lämpliga som förbehandling på grund av risken för slamflykt och igensättning av infiltrationsanläggningen eller markbädden.
Naturvårdsverket (NV, 1991) anger riktvärden för vilken kapacitetsökning, i form av ökad hydraulisk belastning på infiltrationssteget, som kan förväntas vid olika förbehandlingar. Jämfört med enbart slamavskiljning (mekanisk förbehandling) ökar kapaciteten med 10–25 % vid mekanisk plus biologisk förbehandling. Vid mekanisk plus kemisk förbehandling ökar kapaciteten med mellan 25 och 75 % och vid mekanisk, biologisk plus kemisk förbehandling är ökningen mellan ca 75 och 125 %.
I en rapport från Nordiska Ministerrådet (NORD, 1998) anges de reduktioner som kan förväntas vid olika typer av förbehandling med efterföljande markbädd (sand- filter) eller infiltration. I Bilaga 3 visas vilka reduktionsvärden som kan förväntas med olika kombinationer av behandling.
Enligt förslag från amerikanska EPA (1992) består efterbehandlingen av utflöde från dammar, av ett sandfilter uppdelat i 3 celler i serie med ett djup på mellan 76 och 91 cm. Sandfiltret föreslås anläggas med grövre sand vid ytan och finare sand längre ner. Den utgående kvaliteten på behandlat vatten förväntas bli ca 10 mg BOD /l och en fullständig nitrifikation förväntas förutom under extremt kalla för- hållanden. EPA rekommenderar intermittent drift där varje sandfilter täcks med vatten under ca 24 timmar, varefter det får torka upp i 1–2 dagar, medan inflödet leds till ett av de två andra filtren (EPA, 1992).
I det norska forskningsprogrammet NAT (Refsgaard & Etnier, 1998) anger man som nyckeltal att reningsgraden för fosfor i landets markbäddar (sandfilteranlägg- ningar) uppgår till 25–75 % och för kväve 20 %.
I en undersökning av åtta svenska och norska markbäddar, där den äldsta varit i drift i åtta år, konstaterades att de gav en mycket god reduktion av organiskt material (Nilsson, 1990). BOD-reduktionen var 92 % hos de svenska anlägg- ningarna och COD-reduktionen hos de norska 88 %. Det konstateras att såväl nitrifiering som reduktion av totalkväve visar på en god funktion, samt att reduk- tion av tot-P och fosfat (PO4-P) är relativt hög. Variationerna i anläggningarnas
reningsförmåga kan ses i Bilaga 3, där reduktionsvärden från undersökningen anges.
Från över 60 kommuner sammanställdes data angående funktionen hos 122 mark- bäddar, huvudsakligen belägna i södra och mellersta Sverige (Aaltonen & Anders- son, 1995). Antalet personekvivalenter anslutna till anläggningarna varierade mellan 25 och 300 pe. Den genomsnittliga kvävereduktionen var under sommaren 44 % och under vintern 16 % (värdena baserade sig på data från tre markbäddar i tre kommuner). För fosfor var den genomsnittliga reduktionen 61 % under som- marsäsongen och 38 % under vintersäsongen. Reduktionsdata har även grupperats på samma sätt som Naturvårdsverket gjort för sina antaganden om reningsgradens förändring över tiden, Tabell 18. I undersökningen framkom att kontroll av funktionen hos denna typ av anläggningar förekommer sällan eller inte alls. Författarna efterlyser också bättre regler och standardiserade mätmetoder. En studie av markbäddar i södra Sverige (Uppsala och söderut) inkluderade 10 markbäddar som behandlade BDT- och klosettavloppsvatten från permanent- boende enfamiljshushåll (Nilsson m.fl., 1998). Studien omfattade två provtag- ningsomgångar; en i mars och en i april. Vissa av resultaten ansågs som osanno- lika och sorterades bort av författarna när de genomsnittliga reduktionsgraderna beräknades (Bilaga 3). I studien har man inte statistiskt kunnat påvisa något sam- band mellan anläggningens ålder och reduktionsförmåga (Nilsson m.fl., 1998). För mikrobiologisk analys togs vid första provtagningstillfället prover på utgående flöde. Den inbördes variationen mellan analysresultaten var stor, och vissa extrem- värden ströks. Medelvärdet av antalet fekala streptokocker för alla anläggningar (med alla extremvärden på >10 000 st samt 5 000 och 6 100/100 ml strukna) var 460 st/100 ml. Medelvärdet för antalet colifager (bakterievirus som angriper E-coli)
var 32 för alla prover, och 13 när två extremvärden strukits. Slutsatsen i rapporten är att hygienkvaliteten på vatten behandlad i markbädd är god (Nilsson m.fl., 1998). Kristiansen (1978) undersökte under drygt ett år funktionen hos en försöksanlägg- ning i form av en markbädd som kontinuerligt belastades med ca 400 l avlopps- vatten per dygn. Markbädden hade en area på 3,2 m2 och var ca 1 m djup. Under försöksperioden analyserades 13 prover på utgående vatten från markbädden. Medelvärden från dessa analyser redovisas i Bilaga 3.
I ett norskt projekt (mellan 1995 och 1998) undersöktes åtta små reningssystem, varav två redan existerade och sex byggdes under projekttiden. De existerande anläggningarna bestod av slamavskiljare och horisontellt sandfilter, medan de ny- byggda bestod av slamavskiljare (med ev. återcirkulering), biofilmsreaktor (med ev. återcirkulering) och horisontellt sandfilter. Vid alla anläggningarna, utom en, var järnspån tillsatt i det horisontella sandsteget, för att möjliggöra högre reduktion av fosfor. Till tre av anläggningarna kom, förutom hushållsavlopp, även avlopp från mjölkrum. I Bilaga 3 återfinns medelvärden för reduktionen hos anlägg- ningarna, både för de nybyggda och för de äldre. Både de äldre och de nybyggda anläggningarna reducerade 99,9 % av de termotoleranta koliforma bakterierna. Halten av termotoleranta koliformer (st/100 ml utgående vatten) var för de äldre anläggningarna 700-2 300 och för de nybyggda 0–950 (NAT, 1998).
Ett urinsorterande VA-system för ett parhus i Östhammars kommun (Uppland) undersöktes av Carlsson (1995). Fekaliedelen från de urinsorterande toaletterna samt BDT-vatten behandlades i slamavskiljare och därefter i markbädd. Mark- bädden innehöll en fiberduk för tillväxt av biohud samt ett lager av Lecakross för att öka fosforfastläggningen. Provtagning utfördes vid sju tillfällen, under juni samt halva juli, för in- och utgående vatten till markbädden. Provtagningen ut- fördes två månader efter att Lecalagret och fiberduken bytts ut. För resultat från undersökningen, se Bilaga 3.
I ett markbäddssystem som används intermittent och tillåts vila under längre perioder, t.ex. under vintern, kommer full funktion att uppnås inom mindre än en vecka efter uppstart (Pell, 1991). Enligt Pell (1991) bör man även kunna förmoda att en markbädd som enbart används under helger också har en god funktion. I Undersåker finns en öppen markbäddsanläggning (öppna filterbäddar) för be- handling av slamavskiljt avloppsvatten från 750 fastboende (Bylander, pers. medd.). Filterytan är 750 m2 uppdelad på tre lika stora bäddar. Filterbäddarna är ca 1,20 m djupa och den genomsnittliga belastningen är ca 250 l/m2 och dygn. I Bilaga 3 visas medelvärden för data från anläggningen efter några års drift. Den vanligaste (mer än 99 % av fallen) orsaken till att en bädd inte fungerar är enligt Bylander (pers. medd.) överbelastning, dvs. felaktig drift.
Bylund (2001) undersökte sex anläggningar med öppna filterbäddar, varav fyra var belägna i mellersta Sverige och två i södra. Samtliga anläggningar hade någon form av förbehandling i form av slamavskiljning före beskickningen av filter- bäddarna. Baserat på veckovärden under ett drygt år beräknades årsvärden för me- delreduktion av BOD7 och Tot-P över filterbäddarna (slamavskiljarna inte med-
räknade). Vissa av proverna gav negativa värden, vilket antogs bero på dåliga provtagningsförhållanden. Därför beräknades ett korrigerat medelvärde där ett värde som var noll eller negativt exkluderades. I Bilaga 3 visas de korrigerade medelvärdena för respektive undersökt anläggning. Vid några av de undersökta
anläggningarna överskreds periodvis den moment dimensionerade hydrauliska belastningen kraftigt. Detta ledde till problem med urspolning av slam från slam- avskiljande dammar till filterbäddarna, vilka inte klarade av flödet utan blev stående under vatten under långa perioder. Vid två av de andra anläggningarna var däremot den hydrauliska belastningen på filterbäddarna mycket låg under stora delar av året, vilket resulterade i en begränsad utveckling av biohuden (Bylund, 2001).
Ur smittskyddssynpunkt kan markbäddar jämställas med utsläpp av behandlat avloppsvatten i recipient. Det är främst anläggningens utformning och belast- ningen med avloppsvatten som blir avgörande för hur stor reduktionen av mikro- organismerna blir (Stenström, 1996).
b) Infiltrationsanläggningar
Infiltrationsanläggningar har grundvattnet som recipient och anläggningen består av ett ledningssystem för att fördela avloppsvatten till ett avgränsat markavsnitt med lämpligt markmaterial. Vattenrörelsen är vertikal och både mättat och omät- tat flöde kan förekomma. Reningen av avloppsvattnet sker genom en kombination av biologiska-, kemiska- och fysikaliska processer i markmaterialet. I ytskiktet, där avloppsvattnet fördelas, bildas en biohud där de biologiska processerna och huvuddelen av BOD- och COD-reduktionen sker. Fosforreningen sker genom kemiska processer i framför allt själva markmaterialet.
Slutsatser
Av litteraturgenomgången framgår att reningsförmågan hos väl fungerande infilt- rationsanläggningar är, jämfört med markbäddar, ungefär likvärdigt vad gäller BOD/COD och troligen något högre vad gäller fosfor och kväve. Reduktionen av patogener är normalt god. Forskningen visar att infiltration normalt har god drift- stabilitet och att de ger en viss, men måttlig grundvattenpåverkan (Nilsson, 1990). En infiltrationsanläggnings livslängd kan vara lång, men är bl.a. beroende av den effektiva belastningen av BOD och suspenderat material.
Då konstruktionen är snarlik markbäddens kan man misstänka att funktionen, även hos nya anläggningar, varierar mycket. Dessutom är livslängden beroende av belastningsförhållanden. Då anläggningarna i dag som regel saknar åtkomlig mätpunkt är bristande funktion i form av otillräcklig rening mycket svår att upp- täcka. Det renade vattnet går direkt till grundvatten, vars omsättning ofta är låg. Detta innebär att eventuella störningar från avloppsutsläppet inte upptäcks förrän grundvattnets kvalitet blivit påverkad, och då är det för sent. Detta är allvarligt, eftersom praktiskt taget alla hushåll i gles bebyggelse tar sitt dricksvatten från grundvattnet.
Baserat på ovanstående argument är vår rekommendation att markbädd bör över- vägas innan beslut om infiltration tas. Vid byggande av infiltrationer bör anlägg- ningen förses med minst två förberedda provpunkter för att enkelt kunna ta ut markvätske- eller grundvattenprover under eller omedelbart nedströms anlägg- ningen. Vidare bör markvätska eller grundvattnet analyseras innan anläggningen tas i bruk, för att det skall finnas referensprover.
Bedömning av hur väl infiltration uppfyller kriterierna i tidigare avsnitt presen- teras i Tabell 19.
Tabell 19. Bedömning av hur kriterierna smittspridning, hushållning och miljö- påverkan uppfylls av infiltration, där + betyder väl, 0 betyder varken bra eller dåligt, – betyder dåligt och ? att det är osäkert eller att erfarenhet/uppgifter saknas.
Kriterier Bedömning Kommentar
Smittspridning – till + Bra smittskydd när anläggningen är rätt byggd och använd men
risk för dåligt skydd vid fel.
Hushållning – Ingen växtnäring kan återföras från infiltrationsanläggningar.
Miljöpåverkan – till + Beroende av konstruktion, utförande och skötsel. I dag är funk-
tionskontroll svår att genomföra då mätpunkt ofta saknas.
Infiltrationsanläggningar bedöms uppfylla miljökvalitetsmålen enligt följande: - En god bebyggd miljö: Transporter med tunga fordon endast nödvändigt vid
tömning av slamavskiljare. En eventuell omläggning av infiltrationen innebär dock en period med tunga arbetsmaskiner i det aktuella området.
- Giftfri miljö: Huvuddelen av avloppsvattnets föroreningsinnehåll kommer att fastna, alternativt brytas ned, i det markskikt som används för infiltration. En lokal anrikning av bl.a. tungmetaller i infiltrationsskiktet kommer därför att ske.
- Ingen övergödning: Se ”Miljöpåverkan” i Tabell 19 ovan.
Systemets möjligheter samt FoU-behov
Då infiltrationsanläggningar normalt saknar mätpunkt för behandlat avlopps- vatten, samt att grundvatten och inte ytvatten utgör recipient, anser vi att infiltra- tion är ett alternativ som främst bör komma ifråga om det inte finns någon lämplig ytvattenrecipient och om inte bevattning eller resorption (bevattning av gröda placerad i tråg som är hydrauliskt avskiljt från omgivningen) är lämpliga. Infiltra- tion av renat avloppsvatten kan dock vara intressant i områden med vattenbrist eller där det finns problem med inträngande saltvatten.
Ett prioriterat forskningsområde är att undersöka vilken grundvattenpåverkan som infiltration ger i Sverige. Dataunderlaget om detta är svagt med tanke på att infiltration är en vanlig och billig behandlingsform.
En infiltrationsanläggning är platsbyggd. Detta innebär att platsens förutsätt- ningar, projekteringsanvisningarna och kompetensen hos projektör och utförare har stor betydelse för anläggningens utformning och funktion. De svenska anvis- ningarna (NV, 1987) bör ses över och hänsyn bör tas till nya forskningsrön. Bland annat bör de kompletteras med anvisningar om hur obligatoriska provtagnings- punkter ska utformas, vilka geohydrologiska undersökningar som bör utföras och hur man säkerställer att anläggningarna verkligen byggs enligt anvisningarna.