Robusta uthålliga små avloppssystem

Robusta, uthålliga små

avloppssytem

En kunskapssammanställning

NATURVÅRDSVERKET

SE-106 48 Stockholm, Sweden Tfn: 08-698 12 00 Fax: 08-698 15 15 Internet-hemsida: www.naturvardsverket.se Miljöbokhandeln: www.miljobokhandeln.com ISBN 91-620-5224-1 ISSN 0282-7298 Naturvårdsverket Omslag: Patrik Sundström Tryck: Danagårds Grafiska 2002/12

Förord

Initiativet till att göra denna kunskapssammanställning kring småskalig VA-teknik kommer från en samarbetsgrupp med syfte att skapa ett FoU-program kring Robusta och Uthålliga Små Avloppssystem (RUSA). Byggforskningsrådet (numer FORMAS), Naturvårdsverket, LRF, VAV (numer Svenskt Vatten), Svenska Kommunförbundet, Miljödepartementet och Miljöteknikdelegationen (nedlagd från och med 2001) ingår eller har ingått i RUSA-samarbetet. Arbetet har finansierats av Byggforskningsrådet, Naturvårdsverket, LRF, VAV och Miljödepartementet. Rapporten har författats av Ola Palm, Linda Malmén och Håkan Jönsson. Författarna svarar ensamma för innehållet i rapporten.

Kunskapssammanställningen har även använts som underlag i arbetet med det uppdrag som regeringen har givit Naturvårdsverket att utreda frågorna om miljö- och hälsoskyddskrav för avloppsslam och dess användning samt om återföring av fosfor1. Denna rapport publiceras i samband med färdigställandet av detta

uppdrag, tillsammans med ett antal delrapporter som tagits fram som underlag till regeringsuppdraget.

Syftet med denna rapport har varit att sammanställa, syntetisera och preliminärt värdera den internationella kunskapen om olika tekniker och systemlösningar för enskilda och små anläggningar för samlad bebyggelse för mellan 1 och 500 personekvivalenter. Kunskapsbehovet har bedömts som störst för enskilda anläggningar och därför har arbetet koncentrerats på dessa. Värderingen av de olika teknikerna har skett utifrån svenska behov och förutsättningar samt utifrån de bedömningar som gjorts av miljömyndigheter och i politiska dokument. Litteraturen som använts rör huvudsakligen anläggningar belägna i Sverige eller i länder med liknande klimat som Sverige. Förhoppningen är att

kunskapssammanställningen ger en god översikt över olika systemlösningars möjligheter och det FoU-behov som finns.

En syntesgrupp har bidragit med synpunkter och råd när syntes och värdering av teknik- och systemlösningarna samt identifiering av kunskapsluckor har gjorts. Följande personer har ingått i gruppen: Daniel Hellström, Stockholm Vatten AB; Erik Kärrman, Scandiaconsult; Per-Arne Malmquist, programchef Sustainable Urban Water Management; Caroline Schönning, Smittskyddsinstitutet; Mikael Pell, docent Institutionen för mikrobiologi, SLU. Dessutom har professor Petter Jenssen, Norges landbrukshøgskole, och professor Hallvard Ødegaard, Norges

teknisk-naturvitenskapelige universitet, Trondheim, lämnat värdefulla synpunkter inför litteratursökningen samt bidragit med synpunkter på rapporten.

Naturvårdsverket, september 2002

1 _{I enlighet med promemoria ”Uppdrag till Naturvårdsverket om miljö- och}

Innehåll

Kriterier för hållbara och miljöanpassade små VA-system ...18

Minimera risken för smittspridning ...19

Hushållning med naturresurser...19

Minimerad miljöpåverkan...19

Övrigt ...20

Ekonomi...21

Uppsamling och behandling av källsorterat avloppsvatten ...24

Urinsortering ...24

Klosettvattensortering ...30

Torra system...33

Behandling av blandat avloppsvatten ...42

Förbehandling...42

Minireningsverk ...46

Kemisk fällning som komplement ...56

Filter med P-sorberande förmåga...61

Rotzonsanläggning - beväxta system med horisontellt eller vertikalt flöde i markprofilen ...65

Infiltrerande system med vertikalt flöde i markprofilen ...70

System med ytvattenflöde ...85

Diskussion, generella slutsatser och FoU-behov ...93

Referenser ...97

Personliga meddelanden och internetreferenser...102

Bilagor ...103

Bilaga 1: Litteraturdata över inkommande och utgående halter i avloppsvatten till olika typer av minireningsverk ...104

Bilaga 2: Litteraturdata över inkommande och utgående halter i avloppsvatten som behandlas i rotzonsanläggningar ...108 Bilaga 3: Litteraturdata över utgående halter i avloppsvatten som behandlats i markbädd...112 Bilaga 4: Litteraturdata för avloppsvatten som behandlats i

Sammanfattning

Mer än hälften av Sveriges enskilda avlopp bedöms inte uppfylla kraven i miljö-balken på längre gående rening än slamavskiljning. Beräkningar från Naturvårds-verket visar även att de totala fosforutsläppen från enskilda avloppsanläggningar är ungefär lika stort som från samtliga kommunala avloppsreningsverk. Lokalt kan enskilda avlopp utgöra den enskilt största utsläppskällan av fosfor till vatten. I rapporten har ett tiotal systemlösningar för framför allt enskilda avloppsanlägg-ningar, men även små anläggningar för samlad bebyggelse upp till 500 person-ekvivalenter, studerats via litteraturen.

Vid urinsortering bedöms att minst 65 % och kanske 85 % av urinen sorteras ut. Detta innebär att 50-70 % av hushållsavloppets kväve och 35-50 % av dess fosfor sorteras ut och således inte tillförs behandlingsanläggningen för övrigt avlopp. Det minskade näringsinnehållet i övrigt avloppsvatten, som därmed blir bättre anpassat till mikroorganismernas behov, bör innebära att reningsgraden för kväve ökar och för fosfor är oförändrad eller ökar i efterföljande behandlingssteg. Käll-sorterad urin har flera egenskaper som gör att den bör kunna bli eftertraktad av jordbrukarna. Källsorterad humanurin är lätt att hantera hygieniskt även i liten skala och bör fungera bra till de flesta trädgårdsväxter. Många aspekter av urin-sortering är väl belysta, dock är långtidserfarenheterna begränsade eftersom syste-met funnits i permanentbostäder i knappt tio år.

Vid klosettvattensortering förväntas kväve- och fosforbelastningarna på ett hus-hålls avloppsvattenrening minska med 90 % respektive 75-85 % av det normala för ett konventionellt system. Denna näring kan i stället samlas upp och återföras till odling efter hygienisering/stabilisering och endast BDT-vattnet släpps ut till recipient efter avloppsvattenrening. Principen att samla upp klosettvattnet separat har länge använts i form av vanliga eller snålspolande toalettstolar och sluten tank. Skall klosettvattnet användas inom jordbruket måste det hygieniseras. För att klosettvattnet ska bli behandlingsbart krävs att betydligt mindre mängd spolvatten förs till uppsamlingstanken än vad som sker när normala eller snålspolande toa-lettstolar är direktkopplade till tanken.

Litteraturgenomgången för torra system visar att det är mycket svårt att få dem att fungera acceptabelt. De flesta problem som noterats för torra toaletter – exempel-vis dålig lukt, lakvatten och mycket flugor – beror troligen på att toaletten tillförts för mycket vätska med urinen. Det finns erfarenheter som visar att om fekalierna är tillräckligt torra så är problemen med lukt och flugor små eller obefintliga. Minireningsverk med biofilm (biorotorer, torra och våta biobäddar) tål generellt sett variation i såväl hydraulisk som organisk belastning bättre än konventionella aktivslamanläggningar, och biofilmprocesser förefaller ha stor potential för små anläggningar. Minireningsverk med satsvisa processer (SBR-processer) kan göras mycket robusta, och i litteraturen har SBR-anläggningarna genomgående visat goda behandlingsresultat. Kemisk fällning används med gott resultat i många olika minireningsverk. Ibland är det dock problem med doseringsutrustningens

driftsäkerhet. De goda resultaten förutsätter att fällningskemikalier verkligen fylls på, vilket inte alltid sker.

Kemisk fällning som komplement kan användas för att fälla fosforn i slamav-skiljaren i befintliga enskilda anläggningar, där vattnet sedan går in i en befintlig markbädd. Mätningar hittills visar på lovande resultat, men risken för igensättning av markbädden behöver utvärderas. Kemisk fällning har under lång tid använts i form av fällningsdammar med gott resultat. Fällningsdammarna är enkla och robusta och har visat god reduktion av såväl fosfor som bakterier.

För de flesta material som ingår i filter med P-sorberande förmåga är det oklart hur de fungerar i praktiken, hur hydrauliken fungerar och vilken fosforupptag-ningsförmåga de verkligen har. Med många sorptionsmaterial är oklarheterna dessutom stora vad gäller fosforns växttillgänglighet, materialets upptag av tung-metaller, andra miljöstörande ämnen och patogener, samt hur hanteringen vid hämtning, transport och spridning rent praktiskt skall gå till.

I rotzonsanläggningar ökas komplexiteten i anläggningen av växterna och det horisontella flödet, och försvårar hydraliekn i anläggningen jämfört med en vanlig markbädd. Växterna i en rotzonsanläggning är tänkta att bidra till reningen genom att ta upp växtnäring, att föra ned syre i vattnet via rötterna och att tillföra kolkälla som kan utnyttjas för denitrifikationen. Ett flertal forskare har dock ifrågasatt om växterna verkligen bidrar till reningen. Ytbehovet för rotzonsanläggningar (5–15 m2/pe) är ungefär samma som för markbädd och kan ibland utgöra en begränsning.

Markbäddar och infiltrationsanläggningar är de vanligaste anläggningstyperna i landet och är de som hittills rekommenderats. Om förutsättningarna, utformningen och belastningen är korrekta fungerar dessa anläggningar som regel bra. Normalt försämras dock fosforreningen i markbäddar med tiden, men försämringen före-faller dock vara liten. Det största problemet med markbäddar är att variationen i deras funktion är stor från början. Det finns troligen ett stort antal markbäddar som inte fungerade ens när de var nya. En orsak kan vara felaktig utformning. För samlad bebyggelse har öppna markbäddar/öppen infiltration visats vara en robust och intressant teknik.

Reningsförmågan hos väl fungerande infiltrationsanläggningar är, jämfört med markbäddar, ungefär likvärdig vad gäller BOD/COD och troligen något högre vad gäller fosfor och kväve. Infiltrationsanläggningar har normalt god driftstabilitet och ger en viss, men måttlig grundvattenpåverkan. Då konstruktionen är snarlik markbäddens kan man misstänka att funktionen, även hos nya anläggningar, varierar mycket. Dessutom är livslängden beroende av belastningsförhållanden. Det renade vattnet går direkt till grundvatten, vars omsättning ofta är låg. Detta innebär att eventuella störningar från avloppsutsläppet inte upptäcks förrän kvali-teten hos grundvattnet, vilket i många fall används som dricksvatten, blivit påver-kad. Författarnas rekommendation är därför att markbädd bör övervägas innan beslut om infiltration tas.

Bevattning av odlad mark, dvs. energiskog eller andra grödor, kan ske inom ett mycket stort belastningsintervall beroende på förutsättningarna. Bevattningen kan styras av grödans vatten- eller växtnäringsbehov. När bevattningen styrs av grö-dans vattenbehov sker normalt ingen nämnvärd vattentransport till yt- eller grund-vatten. Spridningen av föroreningar till yt- eller grundvatten är troligen försumbar. Mängderna tillförd växtnäring blir ofta låga, vilket gör att tilläggsgödsling behövs.

När bevattningen sker efter växtnäringsbehovet, kommer den i vissa fall att leda till infiltration av avloppsvatten. Under förutsättning att grödan är i god tillväxt är dock kväveläckaget till grundvattnet normalt litet. Lagring av avloppsvatten för bevattning innebär vanligen stora näringsförluster.

För system med ytvattenflöde visar litteraturen att hastigheten på de biologiska vattenreningsprocesserna i dammar är låg på vintern, vilket innebär att reningen blir dålig. Data från biodammarna på Gotland visar att även i Sverige är reningen liten. Om man ser till hela systemet, dvs. när vattnet efter biodammarna även lagrats i lagringsdamm, ökar dock reduktionen av BOD, fosfor och kväve. Våt-marker med vassbildande vegetation har byggts på flera håll i Sverige för kväve-reduktion och efterbehandling av utgående vatten från avloppsreningsverk. Kvävereduktionen är ofta god, speciellt om ingående vatten är nitrifierat. Efter-behandlingen kan också ge god reduktion av fosfor när ingående halter är låga. Kostnader för installation, drift och underhåll av småskaliga avloppsssystem måste kunna bäras av brukarna själva. För beräkning av en acceptabel nivå före-slås att anslutningsavgiften till kommunalt vatten och avlopp samt den årliga brukningskostnaden används. År 2001 var den genomsnittliga anslutningsavgiften strax under 70 000 kronor och den årliga brukaravgiften drygt 4 000 kronor per hushåll. I normalfallet klarar samtliga studerade systemlösningarna i stort sett denna kostnadsnivå.

Oavsett teknik, ju mindre anläggningen är desto osäkrare och mera variabel blir funktionen. På små anläggningar är dessutom möjligheterna att mäta, och däri-genom utvärdera, funktionen ofta obefintliga. Detta innebär att både användare och tillståndsmyndigheter som regel har mycket dålig kunskap om anläggningens funktion både som nyinstallerad och under drift. Ett viktigt krav på alla nya an-läggningar är därför att de förses med mätpunkt för utgående behandlat vatten. Under lång tid har i Sverige infiltration varit förstahandsvalet för enskilda av-loppsanläggningar, vilket innebär att grundvatten har valts som recipient före ytvatten. Det finns dock flera skäl som talar för en omprövning så att man i första hand istället använder ytvatten som recipient (möjliggör mätning; skyddar grund-vattnet som ofta är dricksvattentäkt och påverkan tar lång tid att upptäcka samt är svårt att åtgärda).

Summary

Sustainable small-scale wastewater treatment system

The purpose of this project was to summarise, synthesise and preliminarily evaluate national and international experiences and research results on on-site sewage treatment processes and systems, for small settlements (between 1 and 500 persons), suitable for Swedish conditions. The project was financed by the Swedish Council for Building Research (now part of FORMAS), the Swedish Environmental Protection Agency, the Federation of Swedish Farmers, the Swedish Water & Wastewater Association and the Ministry of the Environment. The different treatment technologies were evaluated within the Swedish context, including goals and statements by the government and by environmental

authorities. The research results and experiences used in this synthesis are mainly from Sweden or from locations with a similar climate.

It is believed that less than 50 % of the on-site sewage systems in Sweden fulfil the legal requirement of performing more effective sewage treatment than sludge removal alone. Calculations by the Swedish Environmental Protection Agency indicate that the total discharge of phosphorus to water from on-site sewage

systems equals or exceeds the total discharge from all municipal treatment plants in Sweden. On-site sewage systems are the largest contributors of phosphorus to many small recipients.

Where urine is source separated, it is estimated that at least 65 % (but up to 85 % could be possible) of the urine is actually separated and collected. This implies that 50-70 % of the nitrogen and 35-50 % of the phosphorus in the household wastewater will be collected separately for reuse as fertiliser. The nutrient load on the sewage treatment process is decreased correspondingly. This means that the balance between organic matter and nutrients in the remaining wastewater will better meet the requirements of the microorganisms, and therefore the removal of both nitrogen and phosphorus ought to increase. Source separated urine has several qualities which ought to make it attractive to farmers. It is easy to handle hygienically, even on a small scale, and it ought to function well for most field and garden crops. Most aspects of urine separation have been well studied. However, since urine separation has only been applied for about 10 years in residential buildings, no real long-term experiences exist.

By source separating the black water (urine + faeces + some flushwater) the loads of nitrogen and phosphorus to the treatment unit from the remaining household wastewater is expected to decrease by 90 % and 75-85 % respectively compared to a conventional system. The only wastewater discharge from this type of system is that from treated greywater. In many existing systems the black water from ordinary or low-flush toilets is collected in closed collection tanks. Before blackwater is used in arable farming it should be sanitised. This is vastly

simplified if the flush water volume is significantly less than that from ordinary or low-flush toilets. Thus vacuum toilets or ultra-low-flush toilets are recommended.

According to the literature, toilet systems which handle the faeces dry rarely function well. The main reason for most reported problems - for example bad odour, leachate production and lots of flies - is probably too much fluid in the form of urine being supplied to the toilet system. Experience shows that when the faecal matter is dry enough the odour and/or fly problems are small or non-existent.

Small wastewater treatment plants, based on biofilm processes (biorotors, trickling filters or submerged biobeds), normally accept larger variations in both hydraulic and organic load than those based on conventional active sludge

processes. Thus, biofilm processes seem to suit small wastewater treatment plants well. Small wastewater treatment processes based on the Sequential Batch

Reactor (SBR) technology can also be very robust and the experiences reported in literature are generally good. Many small treatment plants use chemical

precipitation, with good results. However, the reliability of the dosing equipment is sometimes inadequate. When precipitation is used, it is essential that the

precipitation chemicals be refilled when they run low. This is not always the case. Chemical precipitation can also be installed as a supplement to existing treatment units which include a septic tank. In this case the precipitation chemical is dosed into the sewage pipes in the house and the precipitation takes place in the existing septic tank, where the sludge is accumulated. After passing the septic tank the wastewater is distributed, as before, in the existing sand filter or infiltration unit. The results from this type of installation are promising so far, but the risk for clogging must be thoroughly evaluated. Chemical precipitation has also long been used with good results in precipitation ponds. These are simple and robust units which reduce both bacteria and phosphorus well.

Phosphorus reduction filters are based on materials with high phosphorus

sorption. However, for most of these materials it is unclear how well they function in practical use, how their hydraulic performance is and how large their

phosphorus sorption ability really is. For most materials it is also unclear how plant-available the sorbed phosphorus is or how contaminated it is by heavy metals, pathogens and other environmentally hazardous substances. It is also unclear how these materials will be handled and spread when reused as fertilisers in arable farming.

Reedbeds are usually based on a horizontal saturated hydraulic flow. This, together with plant roots filling part of the pores means that the hydraulics are more complicated than in an ordinary vertical flow sand bed. The function of the reeds is to oxygenate the water via their roots and supply easily degradable organic matter to the denitrification process. However, several researchers have questioned if the reeds really contribute to the purification of the water. The dimensioning area for a reedbed (5-15 m2/pe) in the Nordic countries is approximately the same as for an ordinary sand filter bed.

Sand filter beds and infiltration units (leachfields) are presently the most common on-site treatment systems in Sweden and are the ones presently recommended. If they are correctly designed and loaded, and under suitable conditions, these systems usually function well. Normally the phosphorus removal by sand filter beds decreases with time, but this decrease seems to be small. The most serious problem with sand filter beds seems to be that their initial performance varies so much. A large number of the sand filter beds in Sweden have probably never

functioned well, even when they were new. The primary reasons for this are poor design and construction. Sand filter beds and leachfields with open infiltration surfaces have proven robust and reliable as treatment units when several households are connected.

Compared to sand filter beds, the purification by properly functioning leachfields is probably about the same for BOD/COD and somewhat higher for phosphorus and nitrogen. Leachfields are normally reliable but they affect the quality of the groundwater slightly. As their design and construction strongly resembles that of a sand filter bed, we suspect that their performance varies to the same extent, even when they are new. The lifetime of a leachfield depends on its loading rate. The treated water infiltrates directly to groundwater, which often has a slow rate of renewal. This means that negative effects due to the effluent will not be discovered until the groundwater has been negatively affected. This is serious since the groundwater is often the local source of drinking water. Therefore, our recommendation is that construction of a sand filter bed should always be considered before construction of a leachfield is decided upon.

When wastewater is used for irrigating arable land, for producing energy forest or other crops, the application rate can vary widely depending on circumstances and conditions. The application rate can be based on the amount of water or the amount of plant nutrients needed by the crop. When based on the water

requirement there will normally be no flow of water to surface or ground water and thus the flow of contaminants to these recipients ought to be negligible. However, the rates of plant nutrient supply will normally be low and

supplementary plant nutrients may be needed. When an application rate based on the plant nutrient requirement is used, some of the water will usually infiltrate. However, if the crop grows rapidly the leaching of nitrogen into the ground water will normally be small. Prolonged storage of the wastewater for irrigation during the growth season normally leads to large losses of plant nutrients.

In ponds, the rate of purification is low during winter because the rates of the biological processes are low. This is verified for Swedish conditions by data from biological ponds on the island of Gotland. However, here the water is stored in storage ponds after the treatment in the biological ponds. If these storage ponds are also included in the treatment system, then the total reduction of BOD, phosphorus and nitrogen increases.

Pond systems with reed vegetation have been constructed in several Swedish municipalities for nitrogen removal and as a final treatment of the effluent from the treatment plant. Their nitrogen reduction is usually good, especially if the incoming water is nitrified. Provided that the phosphorus concentration in the incoming water is low, these ponds also reduce phosphorus well.

Users must be able to pay for installation, operation and maintenance of these small sewage systems. The cost to connect to municipal water and wastewater can serve as an indicator of acceptable investment cost. Likewise, the municipal user cost can serve as an indicator of acceptable running cost. The average municipal connection cost was just under 70 000 SEK (2001) and the yearly user cost just above 4 000 SEK per household. Under normal conditions all of the systems studied can meet this cost level.

Irrespective of the technology used, the smaller a system is the more sensitive it is to disturbances. Additionally, small systems don’t usually offer the possibility to measure and thus evaluate their function. This means that both the owner/user and the authorities usually lack information on how successful the treatment is. This is true both for new units and for old ones. Thus, an important requirement on all wastewater treatment units should be that they are equipped with a dedicated sampling point for the effluent.

The default system for on-site treatment systems in Sweden has long been infiltration, which means that groundwater has been the preferred recipient over surface water. This ought to be reconsidered; there are several reasons why surface water is the preferred recipient. These include the ease of measuring effluent quality and the protection of groundwater, which is often used as the local source of drinking water. Negative effects on the groundwater take longer to discover and are difficult to remedy.

Inledning

I Miljömålskommitténs betänkande, Framtidens miljö – vårt gemensamma ansvar (SOU 2000-52), nämns införandet av sorterande VA-system, för bl.a. enskilda hushåll och samlad bebyggelse, som en av många åtgärder för att nå målet om 75 % återföring av fosfor från avfall och avlopp till jordbruk eller annan produktiv mark.

Tidigare utredningar från bl.a. Naturvårdsverket (t.ex. NV, 1993) har pekat på att dagens enskilda avloppsanläggningar inte är uthålliga. Utsläppen är för stora och återförseln av växtnäring för liten, ja, i stort sett obefintlig. För att råda bot på detta har Byggforskningsrådet, Naturvårdsverket, LRF, VAV och Miljöteknik-delegationen initierat FoU-satsningen Robusta och Uthålliga Små Avloppssystem (RUSA).

I Sverige har under 80- och 90-talen forskningsverksamheten rörande enskilda avlopp varit låg. Detta innebär också att vi till Sverige endast i ringa omfattning tagit hem landvinningar som skett i andra länder rörande behandling av avlopp i enskilda anläggningar. Därför har denna genomgång av den internationella kunskapen och forskningen gjorts, där de internationella erfarenheterna värderas utifrån ett svenskt perspektiv. Vi har valt att fokusera på litteratur som behandlar framför allt enskilda avloppsanläggningar eftersom vi bedömer att

kunskapsbehovet är störst kring dessa anläggningar.

Målsättningen har varit att i första hand söka litteratur som innehåller mätdata från undersökningar av småskaliga VA-system, där undersökningen helst ska ha genomförts i större skala än pilotförsök. Vidare har eftersträvats att hitta så aktuell litteratur som möjligt, för att på bästa sätt kunna avspegla dagens kunskapsläge. Litteratur med data från försök genomförda i varmare klimat än det svenska har inte ansetts relevant för studien.

Syfte

Syftet har varit att sammanställa, syntetisera och preliminärt värdera den inter-nationella kunskapen om olika tekniker och systemlösningar för enskilda och små anläggningar för samlad bebyggelse för mellan 1 och 500 personekvivalenter (pe). Vi har koncentrerat arbetet kring lösningar för permanentboende och framför allt för enskilda fastigheter. Syntesen och värderingen har skett utifrån svenska behov och förutsättningar. Litteraturen som använts omfattar huvudsakligen anläggningar belägna i Sverige eller i länder med liknande klimat som Sverige. I fall där teknik ansetts överförbar till mindre anläggningar har det refererats till litteratur för anläggningar avsedda för fler än 500 pe.

Översikt/indelning

I Figur 1 visas vilka system som behandlas i rapporten. Huvudindelningen ”Käll-sorterat avloppsvatten” och ”Blandat avloppsvatten” har valts då avloppsvattnets karaktär kraftigt förändras om urin eller allt klosettvatten samlas upp separat. Flera av systemen kan vara blandningar av olika tekniker och kan därför föras till flera rubriker. I rapporten redovisas dock varje system under endast en rubrik och då under den rubrik där den huvudsakliga behandlingen sker.

Urinsortering

Klosettvattensortering

Torra system

Minireningsverk

Kemisk fällning som komplement

Filter med P-sorberande förmåga

Rotzonsanläggningar

Infilterande system med vertilat flöde i markprofilen

markbädd, infiltration, bevattning

System med ytvattenflöde damm, våtmark Källsorterat avloppsvatten Blandat avloppsvatten Förbehandling Övrigt avloppsvatten

Kriterier för hållbara och miljöanpassade

små VA-system

Begreppet hållbar utveckling fick bred spridning genom den s.k. Brundtland-kommissionens rapport (WCED,1987). Där definieras begreppet på följande sätt:

”En hållbar utveckling kan definieras som en utveckling som tillfredsställer dagens behov utan att äventyra kommande generationers möjligheter att tillfredsställa sina behov.”

Under 1999 antog Sveriges riksdag 15 nationella miljökvalitetsmål, vilka beskriver de egenskaper som landets natur- och kulturmiljö måste ha för att samhällsutvecklingen ska vara ekologiskt hållbar. För att ett VA-system ska vara hållbart och miljöanpassat måste hänsyn tas till framför allt följande tre

miljökvalitetsmål:

- God bebyggd miljö: ”Städer, tätorter och annan bebyggd miljö skall utgöra en god och hälsosam livsmiljö samt medverka till en god regional och global miljö. Natur- och kulturvärden skall tas tillvara och utvecklas. Byggnader och anläggningar skall lokaliseras och utformas på ett miljöanpassat sätt och så att en långsiktigt god hushållning med mark, vatten och andra resurser främjas”. - Giftfri miljö: ”Miljön ska vara fri från ämnen och metaller som skapats i eller

utvunnits av samhället och som kan hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden.”

- Ingen övergödning: ”Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för

biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten.”

De 15 miljökvalitetsmålen är relativt nya som utgångspunkt för miljöarbetet. I tidigare arbeten kring VA-system, från bl.a. Naturvårdsverket, har i stället kriterier formulerats. Kriterierna ryms inom miljökvalitetsmålen, men kriterierna lyfter tydligare fram aspekter som är specifika för VA-system.

Med utgångspunkt från miljökvalitetsmålen samt Naturvårdsverket (1998) har följande kriterier identifierats för den typ av VA-system som behandlas i denna rapport:

• Minimera risken för smittspridning

• Hushållning med naturresurser (En god bebyggd miljö)

• Minimerad miljöpåverkan (Giftfri miljö, Ingen övergödning)

Dessutom finns kriterier som, inom ramen för denna rapport, inte bedömts som möjliga att kvantifiera på ett jämförbart sätt. Dessa är ekonomi, robusthet och anpassning till användarna.

Minimera risken för smittspridning

Genom hela VA-systemet måste en hög hygienisk standard hållas för att minska risken för överföring av smittämnen från avloppet till människor, djur och miljö. För det enskilda hushållet innebär det att toaletten som används och den eventu-ella hanteringen av latrinen/wc-avloppet bör vara utformat så att risken för spridning blir så liten som möjligt. Toalettstolen bör vara utformad så att smitt-ämnen inte kan spridas samt att den är lätt att rengöra. Vid rengöring ska inte övriga delar av systemet påverkas negativt, t.ex. genom att onödigt stor mängd vatten behöver användas eller att olämpliga ämnen tillförs systemet.

I de fall hushållets avloppsvatten renas via infiltration är det viktigt med ett till-räckligt säkerhetsavstånd till eventuella dricksvattentäkter. På samma sätt måste avloppsvatten som kommer i kontakt med eventuella närliggande vattendrag vara tillräckligt renat, bland annat med avseende på smittämnen. Tills bättre kriterier finns, bör avloppsvattnet hålla badvattenkvalitet när människor och djur kan komma i kontakt med det.

Om det behandlade materialet, delar eller hela avloppsvattenmängden, ska användas på åkermark är det extra viktigt att materialet hygieniseras, så att det därefter kan användas på åkermark utan risk för smittspridning.

Hushållning med naturresurser

I avloppsvattnet finns resurser som fosfor, kväve, kalium, mikronäringsämnen, humusämnen, energi och vatten. Humus- och näringsämnen, i första hand fosfor, bör om möjligt återföras från VA-systemet till jordbruk. Energin i avloppsvattnets organiska material kan i vissa fall exempelvis utvinnas som biogas via rötning, eller som värme från våtkompostering.

Vid konstruktion av VA-systemet bör om möjligt förnyelsebara råvaror användas och/eller materialen vara möjliga att återvinna. Den totala materialåtgången bör vara låg. Den yta och därmed markresurs som systemet kräver bör vara rimlig i förhållande till miljönyttan och de lokala förutsättningarna. Ett litet ytbehov bör eftersträvas.

Systemets totala energiförbrukning för konstruktion och drift bör vara låg och relateras till miljönyttan.

Minimerad miljöpåverkan

VA-systemet utformas så att utsläpp till luft, mark och vatten av miljö- och hälso-skadliga ämnen från anläggning, drift och underhåll av VA-systemet och anslutna verksamheter minimeras. Avloppsutsläpp får inte leda till ökad förorening av grundvatten, sjöar och hav. Utsläpp till ytvattenrecipient förordas före utsläpp till grundvatten. Utsläppskraven bör relateras till önskat miljötillstånd i recipienten.

Övrigt

Kriterierna ovan är möjliga att bedöma kvantitativt. Dessutom finns kriterier/ /aspekter som är lika viktiga, men där bedömningarna blir mer kvalitativa. Dessa kriterier/aspekter har samlats under denna rubrik ”övrigt”. Ekonomi diskuteras mer utförligt i ett separat avsnitt och inte i relation till varje system.

Installationen av ett nytt VA-system i hushållet innebär kostnader för investering, drift och underhåll. Användarna av VA-systemet bör kunna bära hela kostnaden för detta. Som referens för en acceptabel nivå på investeringskostnaden kan en jämförelse göras med anslutningsavgiften till kommunalt vatten och avlopp. Kostnader för drift och underhåll kan på motsvarande sätt relateras till de årliga kostnaderna vid anslutning till kommunalt vatten och avlopp.

VA-systemet bör vara tillförlitligt, driftsäkert och stabilt. Detta kan sammanfattas som att systemet skall vara robust. Det bör också vara enkelt att kontrollera dess funktion, och att sköta underhåll och drift utan stor arbetsinsats från den enskilde husägaren.

VA-systemet måste vara anpassat till en bred användargrupp och inte utesluta någon beroende på ålder, kön, handikapp, etisk- eller religiös tillhörighet. Användare av toalettstolen ska förstå funktionen genom utformningen och inte behöva läsa en instruktion.

Det är en fördel om skötsel och service av systemet kan utföras av annan part, t.ex. via serviceavtal. Systemet bör därför vara utformat

så att det är lättillgängligt.

Användare, konsumenter och lantbrukare ska kunna ha förtroende för VA-systemet med avseende på funktion och uppfyllelse av de mål det utlovas att uppnå.

Ekonomi

Ovan nämns att som referens och jämförelse för investeringskostnaden för en enskild VA-anläggning kan den kommunala anslutningsavgiften vara en utgångs-punkt. Anslutningsavgiften varierar stort mellan olika kommuner, med en median-avgift för typhus A (friliggande källarlös villa, 150 m2 yta och 800 m2 tomtyta) på 68 827 kronor för den 1 januari år 2001 (VAV, 2001). Den lägsta avgiften var 20 500 kronor, medan den högsta var 137 500 kronor. Huvuddelen (86 %) av kom-munerna har en anslutningsavgift mellan 40 000 och 100 000 kronor (VAV, 2001). Kostnaden för drift och underhåll av en enskild anläggning kan relateras till

brukningsavgiften för VA vid kommunal anslutning. Den 1 januari år 2001 var den beräknade genomsnittliga brukningsavgiften (typhus A – en villa med 200 m3 årlig vattenförbrukning) 4 267 kronor. I brukningsavgiften ingår dels avgifter som är oberoende av förbrukad vattenmängd, dels avgift för förbrukad vattenmängd. Om brukningsavgiften (ev. fasta avgifter + kubikmeterpris för förbrukad

vattenmängd, dvs. 200 m3 för typhus A) räknas om till avgift per förbrukad vattenmängd blir kubikmeterpriset 21,34 kronor (VAV, 2001).

Västerviks kommun har tagit fram beräkningsexempel för olika enskilda avlopps-lösningar (Internetreferens: Västerviks kommun, 2001). Utifrån dessa exempel har kostnaderna för några av systemen som beskrivs i denna rapport beräknats, Tabell

1. Kostnaderna kan dock variera beroende på lokala förhållanden och hur

marknaden för nya lösningar utvecklas. Till exempel så är kostnaden i dag (2002) för minireningsverk, installerat och ”nyckelfärdigt”, ofta lägre än 80 000 kronor (Gustafsson, Petterson och Tjörnvik, pers. medd.).

Tabell 1. Kostnader för olika system för behandling av avloppsvatten från ett hushåll (Västerviks kommun, 2001). Samtliga kostnader avser 1/1 1999 och är angivna exkl. moms. I de fall ett kostnadsspann har angivits i underlagsmaterialet har den högsta kostnaden valts. I kostnaderna ingår varken rör m.m. eller schakt-ning för dessa fram till eller efter behandlingsanläggschakt-ningen (om avståndet över-stiger några meter). Ledningssystem inne i bostadshuset ingår inte heller.

System Pris, exklusive moms Kommentar

Urinsortering 25 000:-

20 000:-

Kostnad för BDT-vattenrening respek-tive klosettvattenrening tillkommer

Urinsortering med torr fekaliehantering Dubbelspolande urinsorterande klosett

Klosettvatten-sortering 10 000:- _{15 000:-}

Kostnader för rör och arbete tillkommer liksom kostnader för BDT-vattenrening

Uppsamlingsbehållare Vakuumtoalett Torrt system (Multrum) 32 000:- _{55 000:-} Kostnad för BDT-vattenrening tillkommer Placering i källare Nedgrävd placering

doserings-Installationskostnad tillkommer utrustning. Filter för P-sorption

samt BOD-rening 60 000:- Inkl. slamavskiljare. Anläggningsarbete

tillkommer Markbädd 45 000:- Infiltration 30 000:- Kompaktfilter med IN-DRÄN för BDT-vattenrening Markbädd för BDT-vattenrening 25 000:- 40 000:-

a) Enligt tillverkarna är kostanden 2002 för en komplett anläggning, inklusive installation ofta lägre än 80 000:- (Gustafsson, Petterson och Tjörnvik, pers. medd.).

Refsgaard & Etnier (1998) har beräknat kostnaden för olika enskilda avloppslös-ningar i Norge om systemet byggs för 1 eller 10 hushåll (gemensamhetsanlägg-ning), Tabell 2. Installationskostnader anges under följande förutsättningar:

• Installationen sker i ett nytt hus.

• Hanteringen omfattar uppsamling, transport, behandling och jordbruks-användning av ev. restprodukter.

• Kostnadsbesparingar för hantering av matavfall som kan ingå i avlopps-hanteringen eller genom att vattenledningar förläggs i samma ledningsgrav har räknats in.

• Systemen är dimensionerade för 5 pe, men belastningen är baserad på 3 pe.

• Fullt kapacitetsutnyttjande för uppsamlings- och lagringstankar, transport, behandling och jordbruksanvändning har antagits.

Kostnadsberäkningarna från både Sverige och Norge visar att infiltration och markbädd är de klart billigaste alternativen för att behandla avloppsvatten från ett enskilt hushåll. Refsgaard & Etnier (1998) betonar dock att kostnaden för vissa av systemen drastiskt sjunker om flera fastigheter kan ordna behandlingen gemen-samt i stället för enskilt, Tabell 2.

Tabell 2. Relativ investeringskostnad i Norge för olika system att behandla av-loppsvatten från 1 respektive 10 hushåll gemensamt (Refsgaard & Etnier, 1998).

System Relativ

investerings-kostnad, 1 hushåll

Relativ investerings-kostnad, 10 hushåll Vanlig klosett och infiltration av allt

avlopps-vatten 1 0,6

Waterless-klosett med våtkompostering av svartvatten och infiltration av BDT-vatten

1,8 1,3

Vacuumklosett med våtkompostering av

svartvatten och infiltration av BDT-vatten 2,7 1,3

Vanlig klosett och rening av allt avloppsvatten i rotzonsanläggning

2,1 1,6

Vanlig klosett och rening av allt avloppsvatten

i våtmark 1,8 1,2

Vanlig klosett och rening av allt avloppsvatten i minireningsverk

3 0,8

Investeringskostnaderna för en enskild anläggning enligt Tabell 1 är i samma nivå eller lägre än den genomsnittliga anslutningsavgiften för kommunalt vatten och avlopp i Sverige (68 827 kronor). Kostnaden för att ordna dricksvatten till det enskilda hushållet tillkommer dock. Därför är det troligt att endast infiltration och markbädd är billigare än den genomsnittliga kommunala anslutningsavgiften i Sverige. Om däremot anläggningen byggs gemensamt för flera hushåll är det troligt att de flesta av systemen har en lägre kostnad än en genomsnittlig kommunal anslutning.

Någon beräkning av driftkostnader har inte tagits med, då det för svenskt vidkom-mande saknas jämförbara data.

Uppsamling och behandling av

käll-sorterat avloppsvatten

Urinsortering

Urinsortering innebär att urinen sorteras ut vid källan, dvs. i toaletten.

Urinsorterande toaletter har därför två skålar, en främre för urin och en bakre för uppsamling av fekalier och toalettpapper. Toaletterna kan vara dubbel- spolade (båda skålarna spolas med separat eller gemensam spolfunktion), enkelspolade (urinskålen spolad, medan fekalierna hanteras torrt) eller ospolade (vanligt i fritidshus). Från toaletten leds urinen via ett separat ledningssystem till en uppsamlingstank, varifrån den ofta transporteras till en lagringstank. Här lagras urinen för att nå tillfredsställande hygienisk kvalitet, varefter den kan användas som gödselmedel.

Slutsatser

Urinsortering är intressant, kanske speciellt eftersom det är det bäst utforskade systemet av dem som möjliggör återföring av mycket växtnäring till odling från enstaka hushåll. Den minskning av utsläppen som urinsortering ger är också rela- tivt lätt att grovt kontrollera, eftersom minskningen är direkt proportionell mot den mängd näring som finns i den uppsamlade urinen.

Enligt Jönsson m.fl. (2000) bedöms att minst 65 % och kanske 85 % av urinen sorteras ut, vilket innebär att 50–70 % av hushållsavloppets kväve och 35–50 % av dess fosfor sorteras ut och således inte tillförs behandlingsanläggningen för övrigt avlopp. Detta innebär att halterna av fosfor och kväve som är löst i avloppsvattnet minskar, medan påverkan på halten av partikulärt bunden näring inte bör påverkas. Den reduktion av partikelbunden näring som sker i förbehandlingen, slamavskilj-ningen, bör därför öka relativt sett 2–3 gånger, från 3–20 % (Refsgaard & Etnier, 1998; NV, 1990) till 10–50 % av mängden näring i avloppsvattnet.

Eftersom utsorteringen av urin leder till att kvoterna mellan BOD och kväve och mellan BOD och fosfor stiger i avloppsvattnet, kommer också en större del av av-loppsvattnets kväve och fosfor att delta i de biologiska processerna. Detta har störst betydelse när behandlingen sker i ett högt belastat biologiskt steg, eftersom slamtillväxten då är stor och mycket näring binds upp i, och förs bort med, det bildade biologiska slammet. I ett normalt belastat konventionellt reningsverk åter-finns ofta 20–30 % av inkommande kväve och fosfor i slammet före rötning. Vid urinsortering bör därför andelen kväve och fosfor som återfinns i, och kan bort-föras med, slammet öka, kanske 2-3 gånger. När slammet rötas, eller delvis mine-raliseras genom långtidslagring i en slamavskiljare, vilket sker i många mini-reningsverk, minskar dess innehåll av kväve och fosfor. Men även efter sådan

lagring bör den relativa skillnaden kvarstå, alltså att den relativa andelen av i avloppsvattnet inkommande näring som bortförs med slammet i ett system med urinsortering bör vara 2-3 gånger större än för ett konventionellt system.

Om slamtillväxten är låg eller obefintlig, som i en markbädd eller en infiltrations-anläggning, leder det lägre förhållandet mellan näring och BOD i stället till att uppehållstiden för kväve och fosfor i reningsprocessen förlängs, eftersom en stor andel av näringen kommer att assimileras av mikroorganismerna. Denna näring frigörs sedan när mikroorganismerna mineraliseras. Näringens ökade uppehållstid i reningsprocessen bör även innebära att andelen kväve som avgår som gas ökar. Huruvida den förlängda uppehållstiden för fosfor innebär att en större andel kom-mer att reagera och bindas är däremot en öppen fråga.

Sammantaget bör därför det minskade näringsinnehållet i övrigt avloppsvatten, som därmed blir bättre anpassat till mikroorganismernas behov, innebära att reningsgraden för kväve ökar och för fosfor är oförändrad eller ökar. Detta till-sammans med den minskade belastningen innebär att vattenutsläppen av kväve minskar med mer än 50–70 % och av fosfor med 35–50 % eller mer. Detta resone-mang stöds av mätningar på avloppsreningsverket i Södra Valsäng av Jernlid & Karlsson (1997). Reningsverket behandlade vatten från ett område med urin-sortering, men med möjlighet att leda den källsorterade urinen till reningsverket. Jämfört med när även urinen leddes till reningsverket ökade reningsgraden för kväve från 31 % till 54 % när urinen sorterades ut. För fosfor ökade reningsgraden från 88 % till 97 % (verket hade kemfällning) och för BOD från 94 % till 97 %. Vid urinsortering minskade således utgående halter relativt mer än ingående. Reningsgraden 54 % för totalkväve är högt för ett reningsverk utan speciellt kvävereningssteg. Mätningarna av vattenutsläppen från två enskilda anläggningar i Stockholm med urinsortering visade likaså på små utsläpp, vilket dock till stor del troligen förklaras av att de var nyanlagda och lågbelastade (Nilsson & Norén, 2000).

Källsortering av urin har visats ha många fördelar. För att systemet skall vara in-tressant att införa i stor skala är det mycket viktigt, liksom för alla återförings-system, att det finns god avsättning för produkten, dvs. att lantbrukarna gärna vill använda den källsorterade urinen. Källsorterad urin har flera egenskaper som gör att den bör kunna bli eftertraktad av jordbrukarna. Det är ett lättlösligt, snabb-verkande välbalanserat fullgödselmedel med nästan lika hög (80–90 %) kväve-effekt och lika hög fosforkväve-effekt som mineralgödsel (konstgödsel) och med mycket låga tungmetallhalter. Urinen hanteras också som flytgödsel, vilket många lant-brukare har utrustning för.

Lantbrukarnas användning av humanurin kommer emellertid till stor del att styras av om livsmedelsföretagen kommer att tillåta dem att använda humanurin och livsmedelsföretagens inställning är ännu osäker. De flesta livsmedelsföretag har ännu ingen uttalad policy i frågan, men flera säger sig jobba på en policy i en positiv anda. Arla tillåter dock sedan 1996 användning av humanurin under vissa villkor.

Sannolikt skulle efterfrågan på den källsorterade urinen bli väsentligt bättre om den blev godkänd av EU för användning i ekologisk odling, vilket den ännu inte är, utom vad gäller urin från lantbrukarens eget hushåll. En av svårigheterna med att få källsorterad urin godkänd för ekologisk odling är att osäkerheten ännu är stor om dess innehåll av läkemedelsrester och hormoner.

Källsorterad humanurin är lätt att hantera hygieniskt även i liten skala och bör fungera bra till de flesta trädgårdsväxter, vilket gör att många intresserade villa-ägare själva kan använda den källsorterade urinen i trädgården. Förutom att detta underlättar avsättningen och förenklar organisationen och logistiken, har det också stora pedagogiska fördelar.

Många aspekter av urinsortering är väl undersökta, t.ex. hygien, utsorteringsgrad och näringsutbyte, urinens växtnäringseffekt, miljöpåverkan och resurshushållning (Jönsson, m.fl., 2000, Johansson m.fl., 2000). Detsamma gäller användaraspekter, där det konstaterats att viss regelbunden skötsel krävs för problemfri drift. Lång-tidserfarenheterna är dock begränsade, eftersom systemet funnits i permanent-bostäder i knappt 10 år. Bedömning av hur väl kriterierna i tidigare kapitel uppfylls redovisas i Tabell 3.

Tabell 3. Bedömning av hur kriterierna smittspridning, hushållning och miljö-påverkan uppfylls av urinsortering, 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 0 till + För uppsamlingen ingen skillnad jämfört med

konven-tionell lösning.

Genom att lagra urinlösningen 1 till 6 månader (beroende av temperatur och användningsområde) kan smittskyddet för användningen av urinen tillgodoses. Smittriskerna med övrigt avloppsvatten kvarstår oförändrade.

Hushållning + Upp till 50 % av fosforn och 70 % av kvävet i

avlopps-vattnet från ett hushåll finns i urinen.

Miljöpåverkan + Genom att urinlösningen förs bort från avloppsvattenflödet

kan vattenutsläppen bli låga.

Urinsortering bedöms uppfylla miljökvalitetsmålen enligt följande:

- En god bebyggd miljö: Se ”Hushållning” i Tabell 3 ovan. Uppsamling av urin för jordbruksanvändning kommer troligen att kräva fler transporter än i dag med tunga fordon från varje hushåll, vilket påverkar den bebyggda miljön. - Giftfri miljö: Ur föroreningssynpunkt är urin den renaste

växtnäringsproduk-ten från enskilda avlopp. Förekomst och eventuella effekter av läkemedels-rester och hormoner är dock oklar.

- Ingen övergödning: Se ”Miljöpåverkan” i Tabell 3 ovan.

Systemets möjligheter samt FoU-behov

Urinsortering är en komplettering till avloppssystemet som redan i dag bör vara intressant för en stor del av de fastigheter i gles och samlad bebyggelse som behö-ver förbättra sitt avloppssystem. Urinsortering är nämligen relativt väl undersökt, det är ett enkelt system som är lätt att förstå och det kan enkelt byggas såväl för en enskild fastighet som för områden med samlad bebyggelse.

Socialt och organisatoriskt krävs vissa förändringar för att införa urinsortering. Dessa förändringar bör dock inte utgöra större problem för genomförandet. Den utbredda användningen av urinsorterande toaletter i fritidshus visar att många anser att systemets fördelar är större än dess nackdelar, åtminstone på enklare toa-letter, och att systemet kan socialt accepteras. De organisatoriska förändringarna är också rimliga. På motsvarande sätt som kommunerna i dag ansvarar för att tre-kammarbrunnar och slutna tankar töms, behöver kommunerna ta ett ansvar för att urintankarna töms och att den källsorterade urinen omhändertas på bästa sätt. God efterfrågan på källsorterad urin är en viktig faktor för att urinsortering skall införas i stor skala. För att få god efterfrågan är det väsentligt att urinens innehåll av läkemedelsrester och hormoner blir ordentligt utredd. Mängden läkemedels-rester och hormoner i urin och fekalier är en viktig fråga för alla avloppssystem, inte bara urinsorterande. Den är dock extra viktig vid urinsortering. Av speciellt intresse är antibiotikarester och risken för antibiotikaresistens, maskmedel, cell-gifter och ev. hormonmedel.

Hanteringssystemet, toaletter, ledningar och tankar, för den källsorterade urinen bör förbilligas och förbättras för att systemet skall bli mer intressant för olika fas-tighetsägare. Utveckling som syftar till att göra det lättare att komplettera avlopps-systemen i befintliga hus med urinsortering är viktig. Andelen utsorterad urin ökar förhoppningsvis när toaletterna bättre anpassas till brukarna och när användarna blir bättre informerade om urinsorteringens fördelar.

Den minskning av utsläppen till vatten som urinsorteringen ger, finns i dag endast uppskattad. Osäkerhet råder om hur utsorteringen av urin påverkar behandlingen av övrigt avloppsvatten. Mätningar av faktiska utsläpp från två hushåll med urinsorte-ring sker inom projektet Bra Små Avlopp (Nilsson & Norén, 2000), men fler mät-ningar är önskvärda för att belysa påverkan på behandlingen av övrigt avlopps-vatten. Sådana undersökningar behövs för olika sorters behandling, som t.ex. mini-reningsverk och markbädd. Ett viktigt syfte med dessa bör vara att undersöka om urinsortering möjliggör enklare och resurssnålare rening av det resterande avlopps-vattnet.

Organisation och regler kring hanteringen av källsorterad urin behöver utvecklas. Regler behöver utvecklas så att det blir enkelt för den enskilde att installera urin-sortering, att få urintanken tömd och att vara säker på att urinen återförs och an-vänds på ett miljömässigt bra sätt.

I villabebyggelse torde den källsorterade urinen, all eller delar av den, ofta kunna användas på den egna tomten. Där detta kan ske utan olägenhet för kringboende i form av lukt och dylikt är det en ur organisations-, kostnads- och resurssynpunkt mycket intressant lösning som bör övervägas. Den största fördelen är dock troli-gen den pedagogiska. Erfarenhet av att använda urin på den egna tomten kan, lik-som hemkompostering, ha mycket stor betydelse för att sprida förståelsen för att växtnäring, även den från avlopp, bör gå i kretsloppet.

Hos många trädgårdsodlare kommer urinen troligen att ersätta konstgödsel. Efter-som konstgödsel för trädgårdsbruk ofta innehåller mycket höga halter av fosfor, är det troligt att användning av urin snarare minskar än ökar upplagringen av fosfor i tomtmarken.

Det är dock viktigt att det finns en väl utvecklad organisation för hämtning, så att egen användning inte blir ett tvång. Dessutom bör de ekonomiska konsekvenserna av egen användning, liksom av hemkompostering, vara väl avvägda.

Litteratursammanställning

Många aspekter av urinsortering har blivit grundligt undersökta och finns rappor-terade i två slutrapporter (Jönsson m-fl., 2000; Johansson m.fl., 2000). I dessa redovisas mätningar av uppsamlad urin från tre områden, Understenshöjden (Stockholm), Palsternackan (Stockholm) och Hushagen (Borlänge). Urinen innehöll, per person och dygn, mellan 4,2 och 5,3 g totalkväve , ca 0,4 g fosfor och mellan 1,1 och 1,5 g kalium. Detta innebär att den uppsamlade urinen utgjorde 62–63 % av den som beräknades produceras i Palsternackan och Hushagen, två hyresområden, medan den beräknades motsvara 82 % i ekobyn Understenshöjden. God information till de boende om urinsorteringen är således viktig för att uppnå hög uppsamling (Johansson m.fl., 2000).

Ammoniakförlusterna från systemet beräknas vara små, normalt bara ca 5 % och nästan hela denna förlust uppstår vid spridningen av urinen (Johansson m.fl., 2000). Flera undersökningar av urinens växtnäringsvärde finns redovisade. Sammantaget visar studierna av kväveverkan att gödsling med urin ger en skörd av stråsäd som motsvarar 85–95 % av den som motsvarande mängd konstgödselkväve ger, sedan ammoniakförlusten vid spridningen av urin (ca 5 %) frånräknats (Johansson m.fl., 2000). Fosforverkan var lika god som den från konstgödsel (Jönsson m.fl., 2000). Urinvattenlåsen på urinsorterande toaletter sätter ofta igen efter något års bruk. Initialt fanns ingen kunskap hur dessa stopp skulle åtgärdas, med påföljd att bru-karna inte kunde avlägsna stoppen och tvingades leva med en dåligt fungerande toalett. Detta ledde till att många upplevde toaletten som dålig, vilket också note-rats i Jönsson m.fl. (2000) och Johansson m.fl. (2000). Nu vet man att de flesta stopp enkelt kan avlägsnas med rensvajer och att de resterande enkelt klaras med kaustiksoda (Jönsson m.fl., 2000), vilket har förbättrat brukarnas uppfattning av toaletten. Dock har ingen undersökning av brukarnas attityder genomförts sedan denna kunskap kom fram. Förutom stoppen har ett flertal andra önskemål om för-bättringar av toaletten framförts.

I Jönsson m.fl. (2000) beräknades de förväntade effekterna på miljöpåverkan och resurshushållning. Beräkningarna gjordes för fallet att 65 % av urinen sorterades ut, motsvarande vad som uppmättes i Palsternackan och Hushagen. Simuleringarna visar att utsläppen till vatten av kväve borde minska med 55 % och av fosfor med ca 35 %. Beräkningarna visar att den procentuella minskningen av utsläppen inte beror av hur bra avloppsvattenreningen är. Detta innebär att ju sämre avlopps-vattenreningen är, ju mer reduceras utsläppen i absoluta mängder.

Låga utsläpp från enskilda avlopp med urinsortering har konstaterats i projektet Bra Små Avlopp (Nilsson & Norén, 2000) vid mätningar på två anläggningar med nyanlagda markbäddar och från 38 hushåll med urinsortering kopplade till ett minireningsverk i Södra Valsäng (Jernlid & Karlsson, 1997).

Mängden växttillgänglig näring som kunde återföras till åkermark beräknades av Jönsson m.fl. (2000) vara mångdubbelt större vid urinsortering än vid det

konven-tionella systemet med behandling i biologiskt/kemiskt reningsverk från vilket 50 % av slammet antogs återföras till åkermark, vilket var den andel av slammet från Stockholm som spreds 1998. Vid urinsortering återfördes ca 44 gånger mer växttillgängligt kväve och ca 25 gånger mer kalium än för det konventionella systemet, medan mängden återförd fosfor ökade med endast ca 35 %.

Skillnaderna blir givetvis större respektive mindre om inget respektive allt slam återförs.

Jämfört med det konventionella systemet sparades också energi. Om urinen trans-porterades kortare än ca 22 km med lastbil, blev energiförbrukningen för avlopps-systemet med urinsortering, inklusive urintransport och urinspridning, ungefär lika stor som den för det konventionella avloppssystemet. Den konstgödsel som urinen ersatte, kunde alltså ses som en ren bonus – en ren besparing. Den tillverk-ningsenergi som sparas på grund av den sparade konstgödseln motsvarar ca 40 % av den energi som det konventionella avloppssystemet använder. Om urinen nyttiggörs kan alltså urinsortering leda till en väsentlig energibesparing (Jönsson m.fl., 2000).

Koncentrering av urin kan bli intressant om systemet införs storskaligt. Flera metoder har undersökts: omvänd osmos (Jönsson m.fl., 2000), direkttorkning (Hellström & Thurdin, 1998), nitrifiering av en del av ammoniumkvävet och efterföljande intorkning till ammoniumnitrat (Johansson & Hellström, 1999), koncentrering genom frysning, genom fällning med magnesium till struvit samt genom användande av jonbytare (Lind m.fl., 2000; Lind m.fl., 2001). Inom ramen för projektet ”Lokalt reningsverk för Hammarby Sjöstad”, som Stockholm Vatten driver, kommer olika metoder för koncentrering av urin att undersökas.

Höglund (2001) har sammanfattat smittskyddsforskning kring källsorterad human-urin. I Höglunds doktorsavhandling (2001) och i Jönsson m.fl. (2000) finns de rekommendationer kring hygien som utarbetats. Tabell 4 sammanfattar de rekom-menderade lagringstiderna för hygienisering av källsorterad humanurin. Hög temperatur, hög kvävekoncentration (låg utspädning) och ett högt pH främjar hygieniseringen av urinblandningen. Om dessa rekommendationer följs bedöms de hygieniska riskerna som små vid hantering och jordbuksanvändning av urin.

Tabell 4. Samband mellan lagringsbetingelser och urinblandningens kvarvarande patogeninnehålla efter lagring samt rekommenderat val av gröda för större sys-temb. Det förutsätts att urinblandningens pH är minst 8,8 och dess kvävehalt minst 1 g/l. För enskilda anläggningar avgörs rekommendationen av lokala förutsätt-ningar. Dock bör alltid nedmyllning och en månads latenstid mellan spridning och skörd eftersträvas. Efter Jönsson m.fl. (2000).

Lagrings-temperatur Lagringstid Eventuella varande patogener kvar- Rekommenderade grödor

4 oC ≥ 1 månad Virus, protozoer Foder- och livsmedelsgrödor som

processas

4 oC ≥ 6 månader Virus Livsmedelsgrödor som processas,

fodergrödorc

20 oC ≥ 1 månad Virus Livsmedelsgrödor som processas,

fodergrödorc

20 oC ≥ 6 månader Troligen inga Samtligad

a) Grampositiva bakterier och sporbildande bakterier inkluderas ej.

b) Med större system menas i det här fallet att urinblandningen används till att gödsla grödor som konsumeras av andra än medlemmar i hushållet som urinen samlats från. c) Ej vall för produktion av foder.

d) För livsmedelsgrödor som konsumeras råa rekommenderas att urinen sprids senast en månad före skörd samt att den nedmyllas.

Klosettvattensortering

Separat uppsamling av avloppsvattnet från klosetter, klosettvatten eller KL-vatten, till en så kallad sluten tank är en lösning som funnits länge i områden där

exempelvis lämplig recipient saknas eller risken för förorening av grundvatten (vattentäkter) är stor. Vid klosettvattensortering kommer all växtnäring från urin och fekalier att avlastas anläggningen för behandling av det övriga avloppsvattnet, BDT-vattnet. För att få rimliga mängder klosettvatten till lagringstanken och för att möjliggöra dess behandling måste extremt snålspolande klosetter användas. Efter hygienisering kan klosettvattnet användas som gödselmedel.

Slutsatser

Av näringsinnehållet i hushållsspillvatten kommer vid normal hemmavaro, 16 timmar per dygn, ca 90 % av kvävet och 75 % av fosforn från KL-vattnet. Vid beräkningen har näringsinnehållet i hushållets KL-vatten antagits vara pro-portionell mot hemmavaron, medan BDT-vattnets näringsinnehåll antagits vara konstant. Om bara fosforfria tvätt- och rengöringsmedel används, innehåller KL-vattnet hela 85 % av hushållsavloppsKL-vattnets fosfor. Vid klosettvattensortering samlas denna näring upp och återförs till odling efter hygienisering/stabilisering och endast BDT-vattnet släpps ut till recipient efter avloppsvattenrening. Vid klosettvattensortering bör således kväve- respektive fosforbelastningarna på avloppsvattenreningen minska med 90 % respektive 75–85 % av de för ett

konventionellt system. BDT-vattnets innehåll av fosfor påverkas starkt av använd-ningen av fosforhaltiga tvätt- och rengöringsmedel och även många miljömärkta produkter innehåller fosfor. Detta kan vara en delförklaring till att halterna av fosfor i BDT-vattnet, det kvarvarande övriga avloppsvattnet, varit oväntat höga i de fåtal mätningar som hittills gjorts i anläggningar med klosettvattensortering (Weglin & Vinnerås, manuskript; Nilsson & Norén, 2000).

Klosettvatten måste av hygieniska skäl behandlas innan det kan användas i jord-bruket. Våtkompostering (Norin, 1996) eller rötning tillsammans med t.ex. livs-medels- och/eller matavfall, stallgödsel med flera material är möjliga metoder (Palm m.fl., 2000).

Principen att samla upp klosettvattnet separat har länge använts i form av vanliga eller snålspolande toalettstolar och sluten tank. Skall klosettvattnet användas inom jordbruket måste det hygieniseras. För att klosettvattnet skall bli behandlingsbart krävs att betydligt mindre mängd spolvatten förs till uppsamlingstanken än vad som sker när normala eller snålspolande toalettstolar är direktkopplade till tanken. Enligt Norin (1996) bör spolvolymen som förs till uppsamlingstanken i genom- snitt inte överstiga 1,5 liter per spolning. För att klara detta kan t.ex. vakuum-system eller extremt snålspolande toalettstolar användas (med eller utan urinsorte-ring för att minska den totala spolvattenvolymen). Det finns några få utvärdeurinsorte-ringar av sådana system (Norin m.fl., 2000, Gulbrandsen, 1999), men erfarenheterna är mycket begränsade framför allt kring robusthet, ekonomi och användaraspekter. Bedömning av hur väl kriterierna i tidigare kapitel uppfylls redovisas i Tabell 5.

Tabell 5. Bedömning av hur kriterierna smittspridning, hushållning och miljö-påverkan uppfylls för klosettvattensortering, där + betyder väl, 0 betyder varken bra eller dåligt, – betyder dåligt och ? att det är osäkert eller att erfarenhet/upp-gifter saknas.

Kriterier Bedömning Kommentar

Smittspridning + Allt material förutsätts behandlas så att en hygienisering

kan garanteras.

Hushållning + Huvuddelen av hushållsavloppsvattnets växtnäring

kommer från klosettvattnet (ca 90 % av kvävet och 75 % av fosforn). Denna näring kan återföras till jordbruk. Miljöpåverkan + Genom att huvuddelen av hushållsavloppsvattnets

växt-näring samlas upp blir vattenutsläppen mycket små.

Klosettvattensortering bedöms uppfylla miljökvalitetsmålen enligt följande: - En god bebyggd miljö: Se ”Hushållning” i Tabell 5 ovan. Uppsamling av

klosettvatten för jordbruksanvändning kommer att kräva betydligt fler trans-porter med tunga fordon från varje hushåll, vilket påverkar den bebyggda miljön.

- Giftfri miljö: Ur föroreningssynpunkt är klosettvatten en av de renare växt-näringsprodukterna från enskilda avlopp. Förekomst och eventuella effekter av läkemedelsrester och hormoner är dock oklar.

Systemets möjligheter samt FoU-behov

Klosettvattensystem kan på medellång (5–10 år) sikt innebära stora potentiella miljö- och resursmässiga fördelar såväl i gles som samlad bebyggelse under för-utsättning att forskningen på och utvecklingen av systemet blir lyckosam. Detta beror på att klosettvattensystem möjliggör en mycket stor minskning av närings-utsläppen till vatten och samtidigt en mycket stor återföring av näring till odling. En annan stor fördel som kan uppnås med systemet är minskad risk för spridning av smitta, under förutsättning att klosettvattnet hålls avskiljt tills det är säkert hygieniserat.

Behovet av forskning på, och utveckling av, klosettvattensystem är stort och om-fattar samtliga delar av systemet. Forskning och utveckling behövs beträffande själva toaletterna samt lednings- och uppsamlingssystemet. Målet är att med en minimal vatteninblandning, helst bara någon deciliter per spolning, samla in urin och fekalier i koncentrerad form.

Resurssnåla metoder för hygienisering av klosettvattnet behöver utvecklas. Spe-ciellt intressant är metoder som kan göras enkla och tillförlitliga även i så liten skala som för ett enskilt hushåll.

Ett klosettvattensystem ger möjlighet att ta omhand matavfall och klosettvatten-avlopp i samma system. Detta påverkar samhällets infrastruktur och systemstudier av detta behövs.

Det är svårt att förutsäga vilka sociala och organisatoriska förändringar som kom-mer att krävas för att systemet skall kunna införas kom-mera allmänt på fastigheter med enskilda anläggningar. Det hänger nämligen samman med resultaten av den forskning och utveckling som krävs innan ett införande kan bli aktuellt.

För systemets spridning är det viktigt att det finns god efterfrågan på behandlat klosettvatten. För att få detta är det viktigt att innehållet av läkemedelsrester och hormoner i klosettvattnet undersöks.

När klosettavloppsvattnet avskiljts återstår endast BDT-vattnet, som behöver renas. Från fritidsbebyggelse finns erfarenheter av behandling i liten skala av bara BDT-vatten. Det är således väl känt att behandling av BDT-vatten oftare ger upp-hov till dålig lukt jämfört med behandling av ett blandat avloppsvatten (NV, 1991). Erfarenheter från Vibyåsen (Sollentuna kommun) visar dessutom på att problem med avsättningar och stopp kan uppstå i ledningarna för bara BDT-vatten liksom korrosion. Det finns således behov av forskning på vilka speciella krav som BDT-vattnet ställer på det övriga avloppssystemet, dess ledningar och behandlingsprocess.

Inga odlingsförsök med våtkomposterat klosettvatten har genomförts i Sverige. Då andelen organiskt kväve är relativt hög, enligt Norin (1996) ca 65 %, borde dess växtnäringseffekt likna den hos svinflytgödsel, vars mineralkväveandel också är ca 65 % (Steineck m.fl., 2000).

Litteratursammanställning

Norin m.fl. (2000) har utvärderat ett klosettvattensystem i en nybyggd skola, där uppsamlingen sker med hjälp av vakuumklosetter. Uppsamlingssystemet har

funge-rat tekniskt väl och som regel uppfattats positivt av användarna. Det uppsamlade materialet har dock haft en låg TS-halt (ca 0,3 %), vilket kan bero på att klosett-vattnet kommer från en skola och därför inte är representativt för normal använd-ning. Vattenförbrukningen var ca 1,3 l/spolanvänd-ning. Klosettvattnet har behandlats i en våtkompostreaktor tillsammans med en stor andel flytgödsel och efter lagring har det använts som gödselmedel inom jordbruket.

Vid högskolan i Ås i Norge har funktionen hos ett källsorterande avloppssystem undersökts (Gulbrandsen, 1999). Fyrtioåtta personer, boende i studentrum, är an-slutna till systemet. Klosettavloppsvattnet samlas via ett vakuumsystem upp i en sluten tank, medan BDT-vattnet renas i en våtmarksanläggning med ett vertikalt aerobt förfilter med efterföljande konstruerad våtmark. TS-halten på svartvattnet var 0,53 respektive 0,75 % vid två redovisade mättillfällen. Vattenförbrukningen var mellan 1,3 och 1,4 l/spolning.

I ett koloniområde i Lund har ett system för klosettvattensortering införts under 1998. Under 1999 har systemet, som använde 6–9 l/spolning, utvärderats (Blom, 2001) för att svara på frågan om hantering av klosettvatten (inklusive jordbruks-användning) ökar den ekologiska hållbarheten eller om det varit bättre för miljön om avloppsvattnet letts till ett avloppsreningsverk (där delar av växtnäringen förs till jordbruket med slam). Utvärderingen visar: att kvalitén på växtnäringen i klosettvattnet är hög och jämn; att 50 dagars lagring sommartid av klosettvatten inte är tillräckligt för tillfredsställande hygienisering; att klosettvattensystemet förbrukar mer energi (transporter); att vattenutsläppen är lägre för klosettvatten-systemet; att påverkan på växthuseffekten är högre i klosettvattenklosettvatten-systemet; samt att tillförseln av tungmetaller till åkermark minskar med klosettvatten i

jordbruksanvändning jämfört med slam.

De klosettvattensystem som utvärderats i studierna som refererats ovan, har haft till syfte att bl.a. återföra uppsamlat klosettvatten till jordbruket. Därför måste materialet hygieniseras före användning. Våtkompostering är normalt den metod som används för att behandla klosettvatten. Målet är att få en hygienisk slutprodukt. Termofil kompostering sker under aeroba förhållanden och uppnår temperaturer mellan 45 och 65 °C. Den hygieniserande effekten är beroende av metod för in-blandning av obehandlat material, förvaringssätt och behandlingstid. Det är också viktigt att allt material uppnår tillräckligt hög temperatur. Med rätt materialbland-ning (toalettavfall kan blandas med exempelvis gödsel, växtmaterial eller hushålls-avfall för att höja torrsubstanshalten till 3–10 %) kommer komposten att kunna nå en temperatur mellan 55 och 65 °C under 5–10 dagar. Detta ger en slutprodukt som är hygieniskt riskfri och som kan användas som gödselmedel (Stenström, 1996).

Torra system

Torrtoaletter är toalettsystem som inte använder spolvatten, utan toalettavfallet samlas upp och behandlas separat från eventuellt BDT-vatten. Toalettavfallet behandlas som regel genom kompostering. Oftast används komposten på fastig-heten. Om materialet inte komposteras i uppsamlingsbehållaren måste latrinen antingen hämtas för vidare behandling/omhändertagande eller föras över till en separat kompostbehållare.