Kväverening i biofilmsanläggningarna

Vid ett flertal tillfällen sedan reningsverken togs i bruk har prover analyserats vid biofilmsanläggningarna. Trots olika förutsättningar vid provtagningarna så som årstider och belastning kan reningsgraderna för organiskt material konstateras vara konsekvent höga medan reningsgraden av kväve i samtliga fall var låg.

En sammanställning av prover som tagits vid inkommande och utgående vatten till reningsverken med biofilm presenteras i Tabell 10.

Tabell 10. Sammanställning av inkommande och utgående värden i g/m³ samt total reduktionsgrad (red.) i procent för prover som tagits vid biofilmsanläggningarna. Inkommande värden för biofilmsanläggningen utan

reservoar finns endast för den första provtagningen.

Parameter ^BOD7

(g/m3) ^% (g/m^COD3^cr) ^% (g/m^TN 3) ^% (g/m^TP 3) ^%

Datum In Ut Red. In Ut Red. In Ut Red. In Ut Red.

B io fil m m ed re se rv oar 8/10 -13 ^{520 47 91,0 1200 170 85,8 180 130 27,8 20 2,4 88,0} 5/2 -14 830 42 94,9 1700 220 87,1 150 170 -13,3 16 4,4 72,5 6/5 -14 700 64 90,9 5100 250 95,1 190 189 5,3 21 4,4 79,0 18/6 -14 2800 9,5 99,7 6800 80 98,8 240 180 25,0 22 1,1 95,0 13/4 -15 850 6 99,3 1100 68 93,8 170 150 11,8 19 0,8 95,8 Medel 1140 34 3180 158 186 162 20 2,6 B io fil m u tan re se rv oar 8/10 -13 680 9,3 98,6 1900 250 86,6 290 130 55,2 25 9,2 63,2 6/5 -14 - 38 - - 230 - - 270 - - 10 - 18/6 -14 - 24 - - 120 - - 240 - - 3,2 - 12/9 -14 - 4,5 - - 78 - - 180 - - 0,7 - 21/4 -15 - 3 - - 48 - - 210 - - 0,3 - Medel 16 145 206 4,7

specifika förhållanden som råder och blir allt bättre på att hantera de höga halterna organiskt material i inkommande avloppsvatten. Vid rening av avloppsvatten med höga halter organiskt material är det därför viktigt att ge mikroorganismerna ordentligt med tid. Reningsgraderna får av den anledningen inte förväntas vara skyhöga direkt vid installation utan ökar fortlöpande. De långvariga effekterna av mikroorganismernas anpassningsförmåga förekommer speciellt i biofilmsanläggningar eftersom mikroorganismerna där är tåligare än suspenderade organismer i en aktivslam-anläggning.

Biofilmsanläggningen med reservoar hade höga krav på miljöskyddsnivå där utgående koncentrationer baserat på dygnsprov inte fick överstiga 30 mg BOD/l, 40 mg totalkväve/l och 1 mg totalfosfor/l (NFS 2006:7). Eftersom proverna som presenteras i

Tabell 10 var stickprover får var en strikt jämförelse inte möjlig, men beräknade medelvärden för samtliga tagna stickprover ansågs ge en mer tillförlitlig jämförelse. Utgående koncentrationer för BOD7 uppmättes till 34 mg/l, vilket konstaterades precis överstiga kravet på 30 mg/l. Analysen av huruvida totalkvävet uppfyllde kraven för hög miljöskyddsnivå var entydig eftersom uppmätta koncentrationer i utgående flöde aldrig understigit 130 mg totalkväve/l, trots att kravet var högst 40 mg/l. Utgående koncentrationer av totalfosfor har sedan installationen förbättrats avsevärt, men medelvärdena översteg ändå kravet på 1 mg/l. Biofilmsanläggningen utan reservoar hade lägre utgående medelkoncentration (16 mg/l) än anläggningen med reservoar, och klarade därför kraven för hög miljöskyddsnivå trots att det i området endast råder normal skyddsnivå. Medelvärden för totalkväve och totalfosfor är högre än för anläggningen med reservoar, men lyckas ändå inte leva upp till kraven på utgående koncentrationer. De nämnda gränserna för utgående koncentrationer har beräknats utifrån normala förhållanden i hushållsavlopp och borde därför inte vara direkt applicerbara i de här fallen. Samtidigt konstateras att inga specifika regler gäller för avloppsvatten med höga halter organiskt material, varför kraven för normalt hushållsavlopp trots allt är de gällande. I Sverige saknas alltså lagar och riktlinjer anpassade till avvikande avloppsvatten som inte är industriellt.

På grund av variationerna i flödet och att kvaliteten på avloppsvattnet in till reningsverket starkt beror av aktiviteten i bensinstationen vid tillfället kan proverna enbart anses representera respektive reningsverk där provtagningen gjordes. I biofilmsanläggningen utan reservoar försenades slamtömningen och genomfördes därför först en vecka före provtagning. Förseningen orsakade bräddning från slamavskiljaren till båda reaktorerna och krävde att avloppsvattnet cirkulerades i reningsverket flera gånger för att allt vatten skulle genomgå hela behandlingen. Att anläggningen varit överbelastad med höga koncentrationer av organiskt material och kväve under några dagar orsakade sannolikt en ökning av framförallt kvävehalterna. Detta beror på att en hög halt av organiskt material hämmar nitrifikationsbakterierna som omvandlar ammonium till nitrat. Värdena visade dock på så stora halter av kväve i utgående flöde att slamtömningen inte var enda förklaringen till den dåliga reduktionen av kväve. Andra möjliga förklaringar diskuteras senare i avsnittet.

Denna diskussion grundar sig i första hand på de senast tagna proverna (13/4 respektive 21/4 2015). För att möjliggöra generaliserande slutsatser av de uppmätta totala reningsgraderna har värdena validerats mot medelvärden av tidigare prover (8/10 2013 till 12/9 2014) på inkommande vatten. Denna validering var dock inte möjlig för biofilmsanläggningen utan reservoar eftersom provtagning på inkommande vatten krävde avstängning av fosforfällningen samt att provtagningen genomförs tidigast en vecka senare. I biofilmsanläggningen med reservoar har medelvärden av inkommande BOD7, CODcr, totalkväve (TN) och totalfosfor (TP) beräknats till 1213 g/m³, 3700 g/m³, 190 g/m³ och 20 g/m³. Medelkoncentrationen av BOD7 och CODcr var lite högre än värdena från den senaste provtagningen medan totalkväve och totalfosfor kunde anses representera normala inkommande koncentrationer till reningsverket. Med andra ord är den senaste provtagningen representativ för diskussion i mer generella sammanhang. Det varierande inflödet är en av svårigheterna vid småskalig rening av avloppsvatten. Som väntat vid provtagning i små reningsverk varierar därför värdena på inkommande vatten mycket, se Tabell 10. För att undersöka hypotesen om reservoarens betydelse för utgående vattenkvalitet har samtliga prover analyserats utifrån medelvärden för respektive parameter. Studeras endast koncentrationer i utgående vatten (Tabell 10) uppnår anläggningen med reservoar bättre medelvärden för kväve och fosfor (162 g/m³ respektive 2,6 g/m³) än den utan (206 g/m³ respektive 4,7 g/m³). Samtidigt presterar anläggningen utan reservoar lägre utgående koncentrationer för BOD7 och CODcr, men detta härleds troligare till skillnader i belastning samt storleken på reningsverken. Hypotesen kan också studeras utifrån Figur 6 där största respektive minsta avvikande värde i förhållande till medelvärdet presenteras.

Figur 6. Procentuell avvikelse från medelvärden på koncentrationer av BOD₇, COD_cr, totalfosfor och totalkväve i utgående flöde för biofilmsanläggningarna med respektive utan reservoar.

Medelvärdena för utgående koncentrationer motsvarar 0 % avvikelse och från Tabell 10

avläses högsta avvikande värde för exempelvis BOD7 i biofilmsanläggningen utan reservoar till 38 g/m³ (som motsvarar 90 % avvikelse) och lägsta avvikande värde till 3 g/m³ (som motsvarar -82 %). Koncentrationerna i utgående vatten från biofilmsanläggningen utan reservoar avviker mer än i anläggningen med reservoar i samtliga fall. Exempelvis har avvikande värden för totalkväve i biofilmsanläggningen utan reservoar uppmätts till 31 % avvikelse respektive -37 % avvikelse från medelvärdet, medan det i biofilmsanläggningen med reservoar endast avviker 5 %

90 59 5 68 -82 ^-57 -20 -70 -100 -50 0 50 100 150 BOD7 CODcr TN TP P roc entue ll av vik el se ( %)

Biofilm med reservoar

141 72 31 114 -81 ^-67 -37 -94 -100 -50 0 50 100 150 BOD7 CODcr TN TP P roc entue ll av vik el se ( %)

hypotesen om reservoarens positiva effekt på utgående koncentrationer av framförallt kväve stämde.

Slamavskiljarens centrala roll för den totala reningsgraden i biofilmsanläggningen med reservoar visualiseras i Figur 7.

Figur 7. Total reningsgrad samt reduktionsgrad i slamavskiljaren av organiskt material, kväve och fosfor i biofilmsanläggningen med reservoar.

Reduktionen av BOD7 uppgick till 85 % och lika stor del av fosforreduktionen gjordes enbart i slamavskiljaren. I figuren syns även att reduktionen av kväve endast sker i slamavskiljaren. Eftersom reningsverken med biofilmsprocess till stor del styrs genom fosforfällningen i slamavskiljaren var det som hände där mycket viktigt vid analys av den totala reningsfunktionen, vilket visar sig vid senare diskussioner.

Genom att studera pH-värdet i de olika tankarna kan kvävereduktionen analyseras. I biofilmsanläggningen med reservoar var pH-värdet i inkommande flöde mycket högt men efter behandling i slamavskiljaren sänktes den markant på grund av fällningskemikalien, se Tabell 11.

Tabell 11. pH-värde och koncentration av löst syre i avloppsvattnet i biofilmsanläggningarna.

Anläggning In Slamavskiljare Reaktor 1 Reaktor 2 Slutsed.

pH Biofilm med reservoar 9,4 7,4 8 8,5 - Biofilm utan reservoar - 7,5 8,9 8,9 8,7

syre

(g/m3) Biofilm med reservoar - 0,6 8 9,5 - Biofilm utan reservoar - 0,47 9,2 10 -

I båda reningsverken höjdes pH-värdet från slamavskiljaren till de första reaktorerna vilket tyder på att organiskt material brutits ner. Att pH-värdet i anläggningen med reservoar sedan höjdes ytterligare till reaktor 2 kan förklaras med att organiskt material fortsatte att brytas ner trots att reaktorn var tänkt till den pH-sänkande

99% _94% 12% 96% 85% 56% 12% 85% 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% BOD7 CODcr TN TP Re du ktio ns gra d (% )

nitrifikationsprocessen. I biofilmsanläggningen utan reservoar förändrades inte pH-värdet mellan reaktor 1 och 2, vilket tyder på att ingen nitrifikation ägde rum. pH-pH-värdet ger samtidigt en indikation på nitrifikationshastigheten i en process, där optimala nitrifikationshastigheter uppnås vid pH 7,5-8. I reaktorerna där nitrifikation förväntades ske var pH-värdet för högt för att gynna nitrifikationsbakterierna. En av förklaringarna till dålig reduktion av kväve var alltså att förutsättningarna för nitrifikation inte var gynnsamma.

Tillgången på löst syre under luftad fas i reaktorerna var över 8 g/m³ (se Tabell 11), vilket var nära mättnadskoncentrationen av syre i vatten och anses tillräckligt för att uppfylla bakteriernas syrebehov. En mätning av syrekoncentrationen direkt efter tillsats av nytt organiskt material visade att syret förbrukades då koncentrationen i reaktorn endast uppgick till 5-6 g/m³. Detta ansågs ändå tillräckligt för att förse mikroorganismerna med syre eftersom forskning visat att koncentrationer av löst syre som understiger 0,5 g/m³ hämmar nitrifikationen avsevärt (Metcalf & Eddy 2003). Det är därför sannolikt att syrebrist inte var en bidragande orsak till den nedsatta nitrifikationen. I slamavskiljaren önskas anoxa förhållanden med koncentrationer av löst syre under 1 g/m³, men för att speciellt främja denitrifikationsbakterierna krävs att koncentrationerna av syre når ner till 0,2 g/m³ (Metcalf & Eddy 2003). Enligt mätningarna tillfredsställs de låga syrekoncentrationerna tillräckligt för att de inte ska vara hämmande för denitrifikation i biofilmsanläggningarna. Sammanlagt anses syrekoncentrationerna vara tillräckligt höga eller låga i respektive tank och har totalt sett därför inte påverkat reduktionen av kväve negativt.

En sammanställning av viktiga värden för analys av kväverening under processen presenteras i Figur 8.

Figur 8. Resultat från provtagning i mellanstegen i biofilmsanläggningarna.

Att mängden ammonium som uppmätts i första reaktorn i biofilmsanläggningen med reservoar (140 g NH4/m³) är densamma som i den andra reaktorn tyder på att ingen nitrifikation skett i andra reaktorn. Studeras mängden nitrat vid samma

slamavskiljare reaktor 1 reaktor 2 _slutsed.

IN UT NH4: 150 g/m3 NO3: 29 g/m3 PO4: 0,1 g/m3 NH4: 170 g/m3 NO3: 0,5 g/m3 TN: 170 g/m3 TP: 0,9 g/m3

Biofilm utan reservoar TN: 210 g/m3

TP: 0,3 g/m3 TN: 150 g/m3 TP: 2,8 g/m3 NH4: 140 g/m3 NO3: 0,1 g/m3 NH4: 140 g/m3 NO3: 0,4 g/m3 PO4: 0,3 g/m3

Biofilm med reservoar TN: 150 g/m3

är mycket liten (0,4 g NO₃/m³). Därför är det inte troligt att denitrifikation har bidragit till kvävereduktionen eftersom det förutsätter tillgång till nitrat från nitrifikationsprocessen. Mängden totalkväve efter slamavskiljaren förändrades inte till utgående flöde, vilket tillsammans med tidigare resonemang kan bekräfta att den enda kväverening som skett i reningsverket med biofilmsprocess och reservoar, hände i slamavskiljaren. Detta tyder på att den största delen av kvävereningen inträffade genom att partikulärt bundet kväve sedimenterade. Det kan samtidigt betyda att mängden partikulärt bundet kväve motsvarar ungefär 12 % av totala kvävemängden, istället för 50 % som antas finnas i vanligt hushållsavlopp. Eftersom dimensionering av reningsverk samt kraven på dem baseras på att 50 % av kvävet är partikulärt, är det inte förvånande att biofilmsanläggningarna som behandlar detta speciella avloppsvatten inte uppfyller kraven på rening av kväve.

I biofilmsanläggningen utan reservoar saknas en helhetsbild över totala reduktionen av kväve, dock kan proverna i mellanstegen avslöja hur processen fungerar i reaktorerna, se Figur 8. Att mängden totalkväve ökade från slamavskiljaren (170 g/m³) till utgående prov (210 g/m³) kan vid första anblick verka konstigt, men behöver inte betyda att mängden kväve totalt sett har ökat i reningsverket. Med tanke på att koncentrationen kväve enligt tidigare provtagning av inkommande flöde till biofilmsanläggningen utan reservoar var mycket hög (290 g/m³), är det snarare troligt att kvävet faktiskt reducerats marginellt. Den minskande mängden ammonium från 170 g/m³ till 150 g/m³ efter reaktorerna tyder på att nitrifikation har ägt rum, om än i begränsad utsträckning. Vid analys av mängden nitrat (29 g/m³) efter andra reaktorn stärks påståendet om att nitrifikation har skett. Mängden nitrat som bildats ger dessutom bättre förutsättningar för denitrifikation i slamavskiljaren, men huruvida det har ägt rum eller inte går inte att säga utifrån de tillgängliga proverna. Enligt de senaste proverna på framförallt nitrat fungerade kvävereduktionen alltså bättre i anläggningen utan reservoar än den med reservoar. På grund av att inkommande prov saknas för biofilmsanläggningen utan reservoar är det svårt att förklara orsakerna till den bättre nitrifikationen.

Förutsättningarna för denitrifikation undersöks genom att studera mängden tillgängligt nitrat kontra behovet av detsamma. Den teoretiska mängd nitrat som behövdes i slamavskiljaren varierade stort beroende på hur det organiska materialet definierades, se

Tabell 12.

Tabell 12. Teoretisk och verklig tillgång till nitrat i reaktor 2 samt teoretiskt behov av nitrat i slamavskiljaren beräknat utifrån olika definitioner av organiskt material.

Definition av

organiskt material ^{Biofilm med} reservoar ^{Biofilm utan} reservoar

Behov av nitrat i slamavskiljaren

CH2O 18 582 g NO3 7 485 g NO3

C10H19O3N 222 g NO3 90 g NO3

C12H87O23N12P 51 g NO3 21 g NO3 Teoretisk tillgång till

nitrat från reaktor 2 ^{2 454 g NO}3 1 325 g NO3

Verklig tillgång till

Definitionen av organiskt material (C10H19O3N) i avloppsvatten ansågs representera det verkliga avloppsvattnet bäst framför den generella beskrivningen av organiskt material (CH2O) och den specifika formeln för en cell (C12H87O23N12P). Vid jämförande av de teoretiska mängderna nitrat i reaktor 2 med den faktiska uppmätta mängden i proverna var skillnaderna mycket stora i båda anläggningarna. I biofilmsanläggningen utan reservoar uppmättes mängden nitrat i hela tanken till 175 g NO₃, vilket motsvarade 13 % av den teoretiskt tillgängliga mängden nitrat. Den uppmätta nitratmängden i anläggningen med reservoar motsvarade endast en promille av den teoretiska mängden. De teoretiska beräkningarna visar alltså att det är möjligt att uppnå avsevärt högre koncentrationer av nitrat till följd av nitrifikation.

I biofilmsanläggningarna försågs denitrifikationsprocessen i slamavskiljaren med nitrat från andra reaktorn genom återpumpning, vilket alltså var avgörande för reduktionen av kväve från avloppsvattnet. Teoretiska beräkningar av hur mycket nitrat som bildas i andra reaktorn jämfördes med ett teoretiskt behov av nitrat i slamavskiljaren för att uppskatta storleken på returpumpflödet från andra reaktorn. Teoretiska mängden nitrat i slamavskiljaren till biofilmsanläggningen med reservoar (222 g NO₃) beräknades räcka i knappt 6 timmar, motsvarande ett uttag av cirka 17 batcher från slamavskiljaren. I biofilmsanläggningen utan reservoar förväntades mängden nitrat i slamavskiljaren (90 g NO3) räcka i knappt 3 timmar, vilket motsvarade ett uttag av 8 batcher. För att upprätthålla tillräcklig mängd nitrat som behövdes teoretiskt i slamavskiljaren i anläggningen med reservoar krävdes att 4 % av batchflödet returpumpades med samma frekvens som batcherna förflyttades (var tjugonde minut). För biofilmsanläggningen utan reservoar krävdes att 2,6 % av batchflödet returpumpades för att bibehålla 90 g NO3 i slamavskiljaren. I förhållande till forskning gjord vid en aktivslamanläggning med fördenitrifikation där returpumpning av 4 gånger tillflödet till anläggningen rekommenderades, var de teoretiska resultaten mycket avvikande (Persson 2005). Situationerna var dock inte helt kompatibla i termer av reningsteknik (biofilm/aktivslam) och storlekar på inkommande flöde och batchflöde. Samtidigt baserades rekommendationen på erfarenhetsvärden i verkliga anläggningar och inte teoretiska beräkningar som tagits fram i denna utredning, vilket troligen var den huvudsakliga förklaringen till de mycket olika resultaten. Av detta konstateras ändå att 4 % respektive 2,6 % var en mycket lågt räknad returpumpsmängd av batchflödet. Beräkningen utgick från teoretisk tillgång och behov av nitrat, vilka sannolikt inte kan uppnås även vid ett fullt funktionerande reningsverk. Därför bör returpumpningen ökas med ytterligare en säkerhetsfaktor för att uppfylla det verkliga behovet av nitrat i slamavskiljaren. Beräkningarna utifrån teoretiska reaktionsformler kan anses motsvara en mycket förenklad verklighet, men resultaten visar ändå på att det finns goda möjligheter att förse denitrifikationsbakterierna med den mängd nitrat som behövs för att avlägsna kvävet från avloppsvattnet.

Ett annat sätt att undersöka förutsättningarna för denitrifikation är att studera förhållandet mellan COD och BOD5, kvoten ska helst vara 0,5 (Metcalf & Eddy 2003). I ingående vatten till första reaktorn i biofilmsanläggningen med reservoar visade sig

förhållandet mellan COD och BOD₅ vara på en nivå (0,2) i avloppsvattnet som tolkas ha en hög halt av biologiskt svårnedbrytbara ämnen som försvårar denitrifikation. Även i biofilmsanläggningen utan reservoar var denna kvot på en nivå (0,4) som tyder på att denitrifikationsbakterierna hade det svårt att arbeta optimalt. Detta visualiseras även i

Figur 9 där halten COD i biofilmsanläggningen var avsevärt mycket högre än i anläggningen utan reservoar. Dock noterades, utifrån beräkning av denna kvot, att inkommande vatten till reningsverket med reservoar inte innehöll en för hög halt (0,6) av ämnen som hämmar denitrifikationen. De biologiskt lättnedbrytbara ämnena har troligtvis reducerats genom sedimentation till följd av fällning till en så hög grad i slamavskiljaren att det kan ha en hämmande effekt på denitrifikationen.

En annan anledning till varför nitrifikationen inte fungerar som önskat är möjligtvis att reningsverken inte var anpassade till det speciella avloppsvatten som det var avsett att rena. Reningsverken dimensionerades efter normalt hushållsavlopp som i normala fall innehåller upp till 350 mg BOD7/l och normalt ca 700 mg CODcr/l, men halterna var nu istället i genomsnitt 1140 mg BOD7/l och 3180 mg CODcr/l. Eftersom både förhållandet mellan COD och BOD var annorlunda och halterna mycket högre så är det troligt att mikroorganismerna helt enkelt inte hinner med att reducera allt organiskt material i den tank som är avsatt till det, detta trots att en stor del flockas och sedimenteras i slamavskiljaren genom fosforfällningen. Den bristfälliga reduktionsförmågan av kväve förklaras därför sannolikt av att reaktorerna är för små eller kanske till och med för få för att klara av den höga organiska belastningen.

Vid tillväxt av mikroorganismer är balansen mellan näringsämnen essentiell, både för de organismer som utför reduktion av kväve och de som reducerar organiskt material. Balansen mellan näringsämnen är därigenom även avgörande för reningsgraden. Ytterligare en beräkning som kan göras för att studera förutsättningarna för denitrifikation är därför kvoten BOD5:TN, som inte bör understiga 2,5 för att processen ska fungera normalt (Winkler 2012). I biofilmsanläggningen med reservoar låg kvoten på 4,1 vilket alltså tyder på att det inte saknas organiskt material som förser mikroorganismerna med kol. Optimala förhållandet mellan kol och kväve (50:7) visade att det inte heller råder någon brist på kväve i förhållande till mängden tillgängligt kol i avloppsvattnet (Ekholm 2008). Varken mängden kol eller kväve utgör alltså någon risk för hämmande effekt på reningsgraden i biofilmsanläggningarna.

I första reaktorn förväntades den biologiska reduktionen av organiskt material ske genom tillväxt av mikroorganismer. Tillväxten kräver närvaro av kol, kväve och fosfor för att fungera normalt. Vattnet som genomgått behandling i slamavskiljaren hade enligt tagna prover som presenteras i Figur 9 tillgång till en mycket liten mängd fosfor.

Figur 9. Koncentrationer av BOD₇, COD_cr, totalkväve och totalfosfor i vattnet som går in till första reaktorn.

I biofilmsanläggningen med reservoar fanns 2,8 g totalfosfor/m³ och i anläggningen utan reservoar endast 0,9 g totalfosfor/m³. Notera samtidigt att uppmätta koncentrationer av fosfat efter reaktorerna som presenterades i Figur 8 uppgick till 0,3 g/m³ för biofilmsanläggningen med reservoar och 0,1 g/m³ för den utan. Koncentrationerna är så små att de även om de blivit uppmätta inte automatiskt innebär att mikroorganismerna kan tillgodogöra sig det eftersom organismerna också måste ”hitta” fosfatet. Forskning som gjorts har visat att fosfatfosfor är tydligt begränsande vid tertiär nitrifikation som i dessa biofilmsanläggningar om koncentrationerna understiger cirka 0,15 g/m³ (Nordeidet et al. 1994). Utifrån givna fakta var alltså mängden fosfor precis på gränsen eller under den koncentration som visat sig vara klart begränsande för nitrifikation. Med anledning av detta undersöktes tillgången/bristen på fosfor utifrån de teoretiskt optimala kvoterna mellan kväve och fosfor. Det visade sig även här att stora mängder fosfor saknades i reaktorerna i förhållande till behovet för optimal tillväxt, se

Figur 10. 130 480 150 2,8 83 200 170 0,9 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 BOD7 CODcr TN TP K on ce ntra tio n (g /m³)

Figur 10. Andel fosfor som saknas i förhållande till olika kvoter av optimalt tillgänglig mängd kväve i inkommande vatten (in) till verket med reservoar samt i inkommande vatten till de första reaktorerna (R1).

Fosforbristen i reaktorerna uppmättes till cirka 87 % i biofilmsanläggningen med reservoar och cirka 96 % i den utan reservoar baserat på förhållandet 7:1 mellan kväve och fosfor. Samtliga tre förhållanden (5:1, 7:1 och 9:1) som av olika källor anses motsvara optimala kvoten mellan näringsämnena visade samstämmigt på stor frånvaro av fosfor i reaktorerna (Ekholm 2008; Slade et al. 2011; Sandberg 2010). Bristen på fosfor berodde på att reduktionen av fosfor var mycket stor i slamavskiljaren och förklarade varför reduktion av organiskt material krävdes i båda reaktorerna. När mikroorganismerna saknade tillräckliga mängder av det väsentliga näringsämnet fosfor kunde de inte fungera normalt, något som var speciellt påtagligt då halten organiskt