System för återföring av fosfor ur avlopp

Transcription

System för återanvändning av
fosfor ur avlopp
Peter Balmér
Karin Book
Bengt Hultman
Håkan Jönsson
Erik Kärrman
Erik Levlin
Ola Palm
Caroline Schönning
Anette Seger
Kristina Stark
Henriette Söderberg
Henrik Tideström
Helena Åberg
NATURVÅRDSVERKET
Beställningsadress
Naturvårdsverket
Kundtjänst
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 91-620-5221-7.pdf
ISSN 0282-7298
Naturvårdsverket
Omslag: Patrik Sundström
Tryck: Danagårds grafiska 2002/10
Upplaga: 600 ex
1
Förord
Regeringen har givit Naturvårdsverket i uppdrag att utreda frågorna om miljöoch hälsoskyddskrav för avloppsslam och dess användning samt om återföring
av fosfor1. Naturvårdsverket redovisar uppdraget till regeringen senast den 15
december 2002, efter begärd förlängning. Arbetet med uppdraget har bl.a.
bedrivits i form av ett antal delprojekt. Denna rapport är resultatet av ett av
delprojekten.
MISTRA-programmet Urban Water, tillsammans med ytterligare forskare och
konsulter, har fått i uppdrag av Naturvårdsverket att ta fram underlagsmaterial
kring de delar av regeringsuppdraget som berör möjliga framtida systemlösningar
för återföring av fosfor ur avlopp. Underlagsmaterialet ska beskriva teknikläge
och potentiella konsekvenser vid införandet av de olika systemen. Materialet gör
inte anspråk på att vara en heltäckande genomgång av aktuell litteratur inom
området, utan snarare en beskrivning av teknikläget utifrån ett urval av
litteraturen. Tiden, resurserna och uppdragets omfattning har inte medgivit något
annat. Författarna svarar ensamma för innehållet i rapporten och bilagorna.
Följande personer har medverkat i arbetet: Ola Palm (projektledare) och Karin
Book, JTI; Erik Kärrman (biträdande projektledare), Scandiaconsult; Bengt
Hultman, Erik Levlin och Kristna Stark, KTH; Anette Seger och Henrik
Tideström, VA-projekt; Caroline Schönning, Smittskyddsinstitutet; Håkan
Jönsson, SLU; Peter Balmér, VA-strategi. Henriette Söderberg, Chalmers, har
bidragit med material kring organisation och Helena Åberg, Göteborgs
universitet, med brukaraspekter, men i övrigt har de inte medverkat i arbetet med
rapporten.
Stockholm i oktober 2002
Naturvårdsverket
1
I enlighet med promemoria ”Uppdrag till Naturvårdsverket om miljö- och
hälsoskyddskrav angående avloppsslam samt återföring av fosfor”,
2001-04-11 nr. 8
2
3
Innehåll
Förord.......................................................................................................................1
Innehåll ....................................................................................................................3
Sammanfattning .......................................................................................................5
Summary..................................................................................................................9
1
Bakgrund .........................................................................................................13
1.1 Inledning ................................................................................................13
1.2 Hållbarhetsaspekter på vissa växtnäringsämnen....................................14
2
System för återanvändning av fosfor ..............................................................15
2.1 Introduktion ...........................................................................................15
2.2 Referensscenario ....................................................................................16
2.3 Uppsamling av urin................................................................................17
2.4 Uppsamling av klosettvatten..................................................................18
2.5 Slamanvändning i jordbruk....................................................................19
2.6 Utvinning av fosfor ur avloppsvatten – Biologisk fosforrening och
PhoStrip...........................................................................................................20
2.7 Utvinning av fosfor ur slam – KREPRO ...............................................21
2.8 Utvinning av fosfor ur aska – BioCon ...................................................22
3
Systemanalys – förutsättningar .......................................................................24
3.1 Introduktion ...........................................................................................24
3.2 Förutsättningar och avgränsningar.........................................................24
3.3 Antaganden om uppsamlings- och behandlingssystemet ......................26
4
Analys av systemen.........................................................................................29
4.1 Miljö och resurshushållning...................................................................29
4.2 Hygienaspekter ......................................................................................41
4.3 Ekonomi.................................................................................................45
4.4 Produktmarknad.....................................................................................56
4.5 Organisation...........................................................................................64
4.6 Brukaraspekter .......................................................................................69
5
Möjligheter och hinder ....................................................................................72
5.1 Systemens utvecklingsläge och utvecklingsmöjligheter........................72
5.2 Tidsperspektiv för införande av systemen .............................................77
5.3 Acceptans...............................................................................................78
4
5.4
5.5
6
Hållbarhetskriterier och mål ..................................................................79
Miljökvalitetsmål ...................................................................................82
Diskussion, osäkerheter, slutsatser..................................................................85
6.1 Sammanfattande diskussion...................................................................85
6.2 Osäkerheter och kunskapsluckor i underlagsmaterial och bedömningar90
6.3 Slutsatser................................................................................................92
Bilagor ...................................................................................................................95
Hållbarhetsaspekter på vissa växtnäringsämnen....................................................97
Biologisk funktion...........................................................................................97
Teknisk beskrivning av system för återanvändning av fosfor .............................105
Uppsamling av urin .......................................................................................105
Uppsamling av klosettvatten .........................................................................107
Slamanvändning i jordbruk ...........................................................................109
Utvinning av P ur avloppsvatten ...................................................................109
Utvinning av P ur slam..................................................................................115
Utvinning av P ur aska efter förbränning - BioCon-processen .....................117
Superkritisk våtoxidation med AquaReci-processen ....................................120
6.4 Återvinning av P med jonbytare efter syralakning av aska .................122
Systemanalys - förutsättningar och antaganden...................................................127
Miljö- och resurshushållning – beräkningsunderlag............................................129
Ingångsdata och förutsättningar för beräkning av substansflöden ................129
Underlagsberäkningar för bassystemet .........................................................133
Kemikalieproduktion och transporter............................................................141
Ekonomi – beräkningsunderlag ...........................................................................147
Brukaraspekter .....................................................................................................157
Hushåll–konsumenter som aktörer i VA-systemen.......................................157
Att skapa arenor för hushåll–konsumenters medverkan ...............................157
Förutsättningar och konsekvenser av tekniker för återanvändning av fosfor158
Framtida forskningsbehov.............................................................................158
Organisation – nätverksanalys och kapacitetsprofiler .........................................161
Nätverksanalys ..............................................................................................161
Kapacitetsprofiler ..........................................................................................167
Procentuell återföring av växttillgängligt kväve, fosfor, kalium och svavel –
exempel................................................................................................................173
Referenser ............................................................................................................175
5
Sammanfattning
MISTRA-programmet Urban Water, tillsammans med ytterligare forskare och
konsulter, har fått i uppdrag av Naturvårdsverket att ta fram underlagsmaterial
kring möjliga framtida systemlösningar för återföring av fosfor ur avlopp. Detta
underlag är en del av Naturvårdsverkets regeringsuppdrag med att utreda frågorna
om miljö- och hälsoskyddskrav för avloppsslam och dess användning samt om
återanvändning av fosfor.
Uppdraget från Naturvårdsverket har varit mycket brett och omfattat vitt skilda
aspekter såsom bedömningar av systemlösningar och tekniska konsekvenser vid
införandet, organisation, ekonomi, brukaraspekter, hygienaspekter, miljöpåverkan,
resurshushållning, produktkvalitet och -marknad etc. Utredningstiden har dessutom
varit kort i förhållande till uppdragets omfattning. Inom flera områden finns det
även större eller mindre kunskapsluckor samt motstridiga forskningsresultat och
erfarenheter. Sammantaget finns därför osäkerheter i både rapportens beskrivningar, bedömningar och slutsatser.
Sex system för återföring av fosfor från avlopp har studerats och jämförts med ett
referenssystem bestående av konventionell avloppsvattenrening, inklusive kväverening, där slammet omhändertas genom förbränning. De sex systemen är: separat
uppsamling av urin, separat uppsamling av klosettvatten, direkt användning av
hygieniserat slam, utvinning av fosfor från avloppsvatten, utvinning av fosfor
från slam och utvinning av fosfor från aska efter slamförbränning. Systemen som
studerats har begränsats till sådana som idag tillämpas eller som befinner sig nära
tillämpning i full skala.
I alla system, utom direkt slamanvändning, ingår slamförbränning. För samtliga
alternativ har också förutsatts att uppfyllelse av nationella miljömål eftersträvas
och att den produkt som återförs skall vara hygieniskt invändningsfri.
Utan hänsynstagande till växttillgänglighet bedöms urinuppsamling kunna återföra ca 40% av fosforn, klosettvattenuppsamling ca 75%, direkt slamanvändning
ca 95%, utvinning från avloppsvatten ca 60%, utvinning från slam ca 70% och
utvinning från slamaska ca 60%. Eftersom 16% av befolkningen bor utanför tätorter blir den möjliga totala återföringen motsvarande mindre även vid ett totalt
införande. Uppsamling av urin och klosettvatten är dock system som lämpar sig
att införa även utanför tätorter, där de kan minska utsläppen av växtnäring
väsentligt. Genom kombinationer av olika metoder kan högre återföring uppnås,
kostnaderna blir dock högre. Med urinoch klosettvattenuppsamling kan även
huvuddelen av avloppets kväve, kalium och svavel återföras.
I jämförelse med den totala antropogena påverkan framgår att de studerade systemen framför allt påverkar miljön vad gäller utsläpp till vatten av kväve och fosfor
(övergödande ämnen) samt tungmetaller. Systemet med klosettvattenuppsamling
6
bedöms medföra väsentligt lägre kväveutsläpp till vatten än övriga alternativ men
har nackdelen att det kräver betydligt mer energi för driften än övriga alternativ.
Bortses från läkemedelsrester ger urin och klosettvattenuppsamling en ren produkt. Även om kunskaperna är otillräckliga bedöms även utvinningssystemen
ge rena produkter. Slammet är den produkt som beräknas föra med sig mest
metaller till åker vid återanvändning. Slamanvändning bedöms dock kunna ge
lägre metallflöden och urinoch klosettvattensortering samt utvinningssystem
väsentligt lägre metallflöden till åker i förhållande till gällande regelverk.
Direkt användning av slam är från teknisk synpunkt genomförbart inom ca 10 år,
liksom utvinning av fosfor från avloppsvatten. Att införa utvinning av fosfor
från slam torde också kunna gå på ca 10 år, dock måste först tillräcklig praktisk
erfarenhet från de anläggningar som nu byggs eller är under utveckling inväntas.
Urin- eller klosettvattenuppsamling förutsätts införas successivt i samband med
nybyggnation och förnyelse av det den befintliga bebyggelsen. Ett fullständigt
införande bedöms därför ta ca 50 år.
Om slam skall omhändertas genom förbränning bedöms kostnaderna, relativt nuvarande förhållanden, öka med 50-100 kr per person och år. Vid direkt användning av slam förväntas kostnaderna bli ca 26 kr lägre per person och år, eftersom
investeringar i förbränningsanläggningar kan undvikas. Kostnaderna för utvinning
av fosfor från avloppsvatten är starkt beroende av lokala förhållanden. Med de
förutsättningar som gjorts i utredningen bedöms kostnaderna ej bli högre än ca 14
kr per person och år relativt referenssystemet eller 33 kr per kg återförd fosfor.
Vid utvinning av fosfor från aska och slam bedöms kostnaderna relativt referensalternativet bli 26-42 kr per person och år eller ca 60-80 kr per kg återförd fosfor.
Urin- och klosettvattenuppsamling bedöms ge kostnader på 550-900 kr per person
och år relativt referenssystemet, eller 1 600-1 900 kr per kg återförd fosfor. Dessa
system återför även kväve, kalium och svavel. Då den genomsnittliga årliga kostnaden för vatten och avlopp i Sverige för närvarande är ca 2 000 kr per person
innebär detta kostnadsökningar på uppmot 50% för de källsorterande systemen.
För samtliga kostnadsuppskattningar ovan gäller att de är grova, att de är beroende av lokala förhållanden och att teknisk utveckling kan sänka kostnader och att
oförutsedda komplikationer kan höja dessa. En stor del av urinoch klosettvattensystemens kostnader består av ökade kapitalkostnader för avloppsintallationerna i
fastigheterna. Dagens kapitalkostnader för VA-installationer i fastigheterna finns
inte med i genomsnittskostnaden för vatten och avlopp i Sverige ovan.
Storskaligt införande av urin- eller klosettvattenuppsamling torde kräva förändringar i VA-lagen.
Utredningsuppdraget har gällt återföring av fosfor. Under arbetet har framkommit
underlag som visar att ett ur uthållighetsperspektiv bör även andra näringsämnen
beaktas. Ett mer allomfattande mått för kretslopp av icke förnybara resurser, kan då
vara genomsnittlig procentuell återföring av kväve, fosfor, kalium och svavel.
Fortsatt forskning bör initieras för att ta fram lämpliga verktyg för att analysera
resurseffektiviteten i avloppssystem. Den genomsnittliga procentuella återföringen
av växtnäringsämnena kväve, fosfor, kalium och svavel för de olika systemen
bedöms vid direkt slamanvändning vara 24%, för de tre
fosforutvinningsprocesserna 15-18%, för urinsortering 50% och för klosettvattensortering 74%.
7
Under utredningen har konstaterats att främst följande kunskapsluckor bör fyllas
för att öka förutsättningarna för en god bedömning av systemlösningar:
•
teknisk funktion och kostnader för olika system för återföring av fosfor och
andra näringsämnen, liksom för andra lovande alternativ t.ex. våtoxidation
vid superkritisk temperatur
•
acceptans hos allmänhet, VA-sektor och livsmedelssektor för olika system för
återföring av fosfor och andra näringsämnen
•
möjligheterna att anpassa befintliga system för avledning av avloppsvatten
till uppsamling av urin- eller klosettvatten
•
bättre kriterier för bedömning av långsiktig hållbarhet hos olika system
•
bättre kännedom om sammansättning och egenskaper hos de produkter som
återförs med olika system.
Slutligen bör det framhållas att planering mot mer uthålliga VA-system är betydligt mer komplext än att endast handla om återanvändning av fosfor. I MISTRAprogrammet Urban Water (där flera av rapportens författare deltar) pågår under
perioden 1999-2005 forskning för att ta fram planeringsverktyg för att beakta
uthållighetsaspekter i strategisk VA-planering.
8
9
Summary
Systems for re-use of phosphorus from sewage
The Swedish government has commissioned the Swedish Environmental
Protection Agency (Swedish EPA) to review environmental and health standards
regarding the composition and use of sewage sludge, as well as the re-use of
phosphorus. The Swedish EPA is to present their results to the government no
later than the 15th of December 2002.
Scientists within the research programme ”Sustainable Urban Water
Management” have, together with additional researchers and consultants, been
requested by the Swedish EPA to provide a synthesis of current knowledge
around potential systems for the re-use of phosphorus from sewage. The synthesis
should describe the technology and potential consequences related to the
introduction of the different systems. Parts of the material have been discussed
with representatives from wastewater treatment plants and the Swedish EPA,
whereupon additional points have been included in the synthesis.
The synthesis is not claimed to be a complete survey of relevant literature in the
field, but rather a description of the present technology from selected literature.
The assignment from the Swedish EPA was a broad evaluation of systems for
phosphorus re-circulation and includes widely differing aspects, such as:
-
technical feasibility
time for implementation
organisation
economy
usability and operability
hygiene
environmental impact
use of resources
product quality
product market etc.
The time for the assignment has been short in relation to its scope. In many areas
there are major or smaller gaps in knowledge and also contradictory research
findings and experiences reported. Thus, there are uncertainties in descriptions,
evaluations and conclusions. The report has to be read with these conditions in
mind.
Six systems for the re-use of phosphorus from sewage have been analysed and
compared to a reference system. The reference system consists of conventional
wastewater treatment, including nitrogen removal, and incineration of the sludge.
The six systems are: separate collection of urine, separate collection of
blackwater, direct agricultural use of dewatered, hygienised sludge, extraction of
phosphorus from wastewater, extraction of phosphorus from sludge and extraction
of phosphorus from ashes after incineration of sludge. These systems are, or are
believed to soon be, technically feasible.
10
Incineration of sludge is included in all the systems, except for the system with
direct agricultural use of sludge. For all the systems the Swedish Environmental
Quality Objectives are to be fulfilled, and there is to be no concern regarding the
hygienic quality of the re-used product.
With total introduction of the systems, and without consideration of the
bioavailability of the nutrients, there is estimated to be a 40% return of
phosphorus for the system with separate collection of urine, 75% with collection
of blackwater, 95% with direct sludge use, 60% with extraction from sewage,
70% with extraction of sewage sludge and 60% with extraction from ashes after
incineration of sludge. Since 16% of the population in Sweden live outside urban
areas, the total recirculation will be lower. However, the systems with separate
collection of urine and blackwater could also be introduced outside of urban areas,
where they can give additional benefits, such as reductions of the discharge of
plant nutrients to receiving waters. Combinations of different methods could
recycle even more phosphorus, however at a greater cost. The systems for the
collection of urine and blackwater also make it possible to recycle most of the
nitrogen, potassium and sulphur in the wastewater.
The systems mainly affect the environment through discharge to water of nitrogen
and phosphorus (causing eutrophication) and heavy metals. The system with
collection of blackwater is estimated to result in considerably lower discharge of
nitrogen to water than the other alternatives. On the other hand this alternative has
the disadvantage that it requires more energy than the other systems.
Apart from residues of pharmaceuticals and their metabolites, the systems with
collection of urine and blackwater give clean products. Despite some gaps in
knowledge, the systems based on extraction are also considered to produce clean
products. The sewage sludge is the product estimated to take most metals back to
arable land, when the sludge is applied as fertiliser. However, for all systems the
flows of metals to arable land are expected to be lower or much lower than the
presently legislated maximum values.
Direct agricultural use of hygienised sludge with improved quality is, from a
technical point of view, practicable within approximately 10 years. An
introduction of extraction of phosphorus from sludge will probably also be
practicable within 10 years, as soon as enough practical experience has been
gained. An introduction of systems for the collection of urine or blackwater is
expected to be gradual, and implemented in conjunction with the construction of
new urban areas and the renewal of existing houses. A total introduction is
therefore estimated to take about 50 years.
If the sludge has to be incinerated, the costs will increase with 50-100 SEK per
person and year, compared to the present situation. By direct use of sludge, the
costs are expected to decrease with 26 SEK per person and year, since
investments in incineration plants can be avoided. The cost for extraction of
phosphorus from wastewater is very dependent on the local conditions. With the
assumptions made in the report, the costs are not estimated to be higher than
approximately 14 SEK per person and year, compared to the reference system, or
33 SEK per kilogram of recycled phosphorus. For extraction of phosphorus from
ashes and sludge, the costs are estimated to increase with 26-42 SEK per person
and year, compared to the reference system, or approximately 60-80 SEK per
kilogram of phosphorus to be recycled. Collection of urine or blackwater are
11
estimated to increase the costs with 550 and 900 SEK respectively per person and
year, compared to the reference system, or 1 600-1 900 SEK per kilogram of
phosphorus to be recycled. These systems also recycles nitrogen, potassium and
sulphur to agriculture.
As the average cost per person for services of potable water and sewage is
presently about 2 000 SEK in Sweden, the source-separating systems imply an
increase of the costs with up to 50%. All the cost estimates are crude, and are
dependent on the local conditions. Technical development could decrease the
costs while unforeseen complications could increase them. A large part of the
costs, for the systems with the collection of urine or blackwater, consists of
increased capital costs for the installations in the buildings. It should be noted that
the present costs, related to potable water and sewerage, do not include the capital
costs for the installations. Large-scale introduction of systems for the collection of
urine or blackwater will probably require changes in the laws regulating potable
water and sewerage.
This report focuses on the re-use of phosphorus from sewage. During the work it
was noted that, from a perspective of sustainability, other nutrients should also be
considered. A more all-embracing measure for recycling of non-renewable
resources could, for example, be an average return of nitrogen, phosphorus,
potassium and sulphur, calculated as a percentage. Further research ought to be
initiated to establish suitable tools to analyse the resource-efficiency in sewerage
systems. The average return, calculated as a percentage, of nitrogen, phosphorus,
potassium and sulphur for the different systems, is estimated to be 24% for direct
sludge use, 15-18% for the three phosphorus extraction systems, 50% for
collection of urine and 74% for collection of blackwater.
To improve the basis for good judgement in the selection of new systems, the
following gaps in knowledge ought to be filled:
-
technical function and costs, for different systems for recycling
of phosphorus and other nutrients, as well as for other promising
alternatives
-
acceptance by the public, the water and wastewater industry and
the food industry for different systems for recycling of
phosphorus and other nutrients
-
the possibilities of adapting existing sewerage systems for the
collection of urine or blackwater
-
better criteria for judgement of long-term sustainability for
different systems
-
better knowledge about composition and qualities of the
products that are recycled with different systems
Finally, it must be stated that planning towards sustainable water and wastewater
systems is considerably more complex, than just being a question of re-use of
phosphorus from sewage. In the research programme “Sustainable Urban Water
Management” (in which many of the authors of this report are participating), the
research is aimed at developing support for strategic decisions on the future
sustainable systems in Sweden.
12
13
1 Bakgrund
1.1 Inledning
I Sverige är så gott som alla hushåll i tätorter anslutna till kommunala avloppsreningsverk. Vid rening av avloppsvatten bildas slam. År 1998 uppkom ca
1,2 miljon ton slam med en genomsnittlig TS-halt på 20% vid de kommunala
avloppsreningsverken (SCB, 1999). Slam definieras enligt miljöbalken som
avfall.
Avloppsslam innehåller ca 3% fosfor och en återanvändning eftersträvas genom
användning av slam i jordbruket. Den senaste tiden har förutsättningarna för
användning av avloppsslam på åkermark kännetecknats av osäkerhet. Osäkerheterna gäller kvalitetsaspekter (halter och effekter av metaller, smittämnen och
organiska ämnen) samt framför allt acceptans och förtroende för slamgödslade
livsmedel. Lantbruket och livsmedelsindustrin är beroende av förtroende för
sina varor hos konsumenterna. LRF rekommenderar därför sedan hösten 1999
sina medlemmar att tills vidare inte använda slam på åkrarna.
Ett mycket kraftfullt styrmedel för en kretsloppsanpassad avfallshantering är
införandet av hushållnings- och kretsloppsprincipen som en av de allmänna
hänsynsreglerna i miljöbalken. Denna princip innebär att ”miljöbalken skall
tillämpas så att återanvändning och återvinning liksom annan hushållning med
material, råvaror och energi främjas så att ett kretslopp uppnås.” Detta är en
betydande förändring jämfört med den gamla miljöskyddslagen. Tidigare kunde
inte krav ställas på åtgärder för att spara resurser, eller för att genom exempelvis
återvinning kretsloppsanpassa en tillverkning.
Som ett led i omställningen till en ekologiskt hållbar utveckling har regeringen
föreskrivit i renhållningsförordningen (1998:902) att det från och med den
1 januari 2005 är förbjudet att deponera organiskt avfall. Avloppsslam är ett
organiskt avfall. Vidare har en deponiskatt införts (Prop. 1998/99:84) för allt
avfall som deponeras. Beslutet syftar till att främja återvinningen av det organiska
avfallet och dess resurser av närings- och humusämnen, främst fosfor.
Regeringen har tidigare angivit att, som ett led i åtgärderna för att nå en långsiktigt
hållbar utveckling (Prop. 1997/98:145, MJU 1998/99:6), slutna kretslopp mellan
samhälle och jordbruk bör skapas för närings- och humusämnen, i första hand för
fosfor. I propositionen framhölls även att risken för smittspridning till djur och
människor skulle minimeras samt att slamanvändningen inte fick leda till negativa
hälso- eller miljöeffekter, varken på kort eller lång sikt.
Utifrån dessa utgångspunkter har detta kunskapsunderlag utarbetats där teknikläget beskrivs och potentiella konsekvenser vid införandet av olika system för återanvändning av fosfor ur avlopp diskuteras ur olika aspekter. Aspekterna som analyseras har olika karaktär, vilket innebär att vissa utvärderas kvalitativt och andra
kvantitativt. De värderade aspekterna ingår i en samlad bedömning för respektive
teknik, där potentialen för ett brett införande av tekniken diskuteras och bedöms.
14
1.2 Hållbarhetsaspekter på vissa
växtnäringsämnen
Enligt regeringsförklaringen 1996 skall Sverige "vara en pådrivande internationell
kraft och ett föregångsland i strävan att skapa en ekologiskt hållbar utveckling".
Hållbar utveckling i vid mening definieras som en samhällsutveckling som tillgodoser dagens behov utan att äventyra kommande generationers möjligheter att
tillgodose sina behov (Prop. 97/98:145). Hållbarhet kräver därför att jordbruksmarkens bördighet skall bibehållas, vilket bland annat innebär att åkermarkens
förråd av näringsämnen ej får utarmas. Åkern måste tillföras lika mycket näring
som förs bort. För att inte de fossila förråden av näringsämnen skall minska onödigt
mycket, och därmed minska framtida generationers möjligheter att tillfredsställa
sina behov, bör tillförseln av näringsämnen till jordbruket huvudsakligen baseras
på att kretsloppen av näringsämnen sluts. Detta innebär bland annat att "Ett framtida hållbart och kretsloppsanpassat VA-system bör vara utformat så att: - slutna
kretslopp mellan samhälle och jordbruk skapas för närings- och mullämnen" (Prop.
1997/98:145).
Den viktigaste råvaran för åkerns mullämnen är rötter och skörderester, av vilka
det produceras ca 12 miljoner ton per år (Pettersson, 1992). I jämförelse med
denna är mängden mullråämnen i avloppsslam relativt liten. Om halten organiskt
material i producerat avloppsslam sätts till 50% blir den totala mängden organiskt
material i avloppsslam (SCB, 1999) ca 120 000 ton per år. En bibehållen god
bördighet och goda årliga skördar torde vara det effektivaste sättet att bibehålla en
god mullhalt, då höga skördar också innebär stor produktion av rötter och skörderester.
Resursmålen vad gäller växtnäring kan således ges prioritetsordningen: 1) bibehålla
åkermarkens möjlighet till hög produktion av högkvalitativa livsmedelsråvaror och
2) tära så lite som möjligt på de fossila resurserna som måste tas i anspråk för att
bibehålla åkermarkens produktivitet. En fördjupning kring hållbarhetsaspekter på
växtnäringsämnena återfinns i bilaga 1. Framför allt diskuteras kväve, kalium,
fosfor och svavel, vilka är de växtnäringsämnen som de flesta grödor behöver i
störst mängd.
15
2 System för återanvändning av fosfor
2.1 Introduktion
Ett flertal tänkbara principer för återanvändning av fosfor ur avlopp finns. Utifrån
en princip kan sedan olika tekniska lösningar och system byggas upp, vilket ger
ett flertal varianter. Vi har valt ut sex system för ingående analys och jämförelse.
Systemen är utvalda för att de dels är åtminstone provade i pilotskala eller liknande,
dels att det finns underlagsmaterial som gör beräkningar möjliga. Följande system
har studerats:
− Uppsamling av urin
− Uppsamling av klosettvatten
− Slamanvändning i jordbruk
− Utvinning av fosfor ur avloppsvatten
− Utvinning av fosfor ur slam
− Utvinning av fosfor ur aska efter förbränning av slam
Urvalet av system har även gjorts så att en mångfald av principer för återanvändning av fosfor belyses - sorterande system för uppsamling av fosforrika fraktioner
nära ”källan” (uppsamling av urin respektive klosettvatten), slamanvändning i
jordbruk samt system för fosforutvinning (ur avloppsvatten, slam respektive aska).
I bilaga 2 finns detaljerade beskrivningar av de sex systemen samt i begränsad
utsträckning varianter av dessa.
För att göra rättvisa jämförelser mellan olika system måste även vissa andra system
vid sidan av själva återanvändningen av fosfor tas in i bedömningen. Hit hör omhändertagandet av övriga restprodukter från avloppshanteringen, förutom fosfor,
som systemen ger upphov till.
Ett systemanalytiskt angreppssätt har valts. I detta fall innebär det att olika metoder
för återanvändning av fosfor beskrivs och analyseras utifrån ett antal aspekter och
därefter jämförs. Dataunderlaget hämtas från litteratur och försök samt fullskaleanläggningar. Detta medför att endast metoder som idag är dokumenterade har
analyserats.
Vid analysen av de sex systemen jämförs de med referenssystemet ”konventionellt
avloppsreningsverk där slammet förbränns och askan deponeras”. Vi har valt detta
som referens därför att referenssystemet är en trolig konsekvens av dagens förutsättningar, som bl.a. innebär deponeringsförbud för organiskt avfall från år 2005
och stora svårigheter med fortsatt jordbruksanvändning av slam.
Hela mängden urin, fekalier, spolvatten och BDT-vatten som genereras av en person ingår i beräkningarna. Även inläckande dräneringsvatten i ledningsnätet ingår
liksom spillvatten från allmän service som finns i bostadsområden (skolor, daghem,
vårdinrättningar, butiker etc.). Industriellt spillvatten ingår inte.
16
2.2 Referensscenario
Hushållsspillvatten
Kemikalier
Avloppsreningsverk
Slam
Förbränning
Recipient
Deponi
Teknisk beskrivning och förutsättningar
I referenssystemet leds allt spillvatten, dvs. urin, fekalier och BDT-vatten, i gemensamt avloppssystem till befintligt reningsverk med mekanisk, biologisk och kemisk
rening. Den biologiska reningen omfattar även kväverening. Järnsulfat används som
fällningskemikalie.
Slammet stabiliseras genom mesofil rötning och avvattnas. Det slam som bildats vid
reningsverket förbränns i anläggning som antas vara belägen i direkt anslutning till
reningsverket. Ingen inblandning av annat avfall sker. Efter förbränning deponeras
askan. Ingen återvinning av fosfor sker i detta system.
17
2.3 Uppsamling av urin
Urin,
spolvatten
Fekalier,
spolvatten,
BDT
Avloppsreningsverk
Lagring
Recipient
Kemikalier
Slamförbränning
Deponi
I hushållen används klosetter med urinsortering. Från toaletten leds urinen och
spolvatten via ett eget ledningsnät till en uppsamlingstank, som kan ligga i fastigheten, på tomten eller, om urinsortering införs i ett större område eller en stad, kan
vara gemensam för hela området eller staden. I det alternativ som ingår i den här
analysen antas urinen samlas upp i tankar vid varje fastighet. Från uppsamlingstanken transporteras urinen till ett lager som bör ligga nära den mark där urinen
senare skall användas som gödsel. Urinen lagras separat, utan någon påfyllning,
för att åstadkomma en tillräcklig hygienisering före användning.
Fekalier, BDT-vatten samt felsorterad urin leds via befintligt ledningsnät för
behandling vid befintligt avloppsreningsverk med mekanisk, kemisk och biologisk
rening samt kväverening. Som fällningskemikalie används järnsulfat. Slammet
genomgår mesofil rötning och avvattnas. Det slam som bildats vid reningsverket
förbränns i anläggning som antas vara belägen i direkt anslutning till reningsverket.
Ingen inblandning av annat avfall sker. Askan deponeras. Ingen fosforutvinning
från dessa flöden förutsätts.
18
2.4 Uppsamling av klosettvatten
Snålspolad
vakuumtoalett
Hygienisering
BDT-vatten
Avloppsreningsverk
Kemikalier
Slamförbränning
Rötning
Recipient
Deponi
I hushållen används vakuumklosetter för uppsamling av klosettvattnet. Klosetterna
är inte urinsorterande men är utformade med en mindre spolmängd för urin och en
större för fekalier, detta för att hålla nere inblandning av spolvatten. Klosettvattnet
samlas upp i lagringstankar belägna vid varje vakuumstation. Därifrån sker hämtning med lastbil för transport till behandlingsanläggning. Denna förutsätts vara
belägen i anslutning till den jordbruksmark där det behandlade klosettvattnet skall
användas så att ytterligare landsvägstransport undviks.
Klosettvattnet hygieniseras och stabiliseras före användning i jordbruket. Utveckling av ny teknik för detta pågår för närvarande (se bilaga 2). Här har förutsatts
beprövad teknik.
Klosettvattnet pastöriseras genom upphettning till 70°C i minst en timme. Därefter
sänks temperaturen och klosettvattnet rötas termofilt (ca 55°C) under 10 dygn.
Det hygieniserade och rötade klosettvattnet lagras vid behandlingsanläggningen.
BDT-vattnet leds i befintligt system med självfall och pumpar till reningsverk.
Befintliga reningsverk förutsätts kunna anpassas till rening av BDT-vattnet och
det slam som uppstår. Vid beräkningar förutsätts mekanisk,biologisk och kemisk
rening. Någon särskild kväverening krävs ej. Det slam som uppstår rötas termofilt
och biogas utvinns. Slam förbränns utan inblandning av annat avfall. Askan transporteras till deponi.
19
2.5 Slamanvändning i jordbruk
Kemikalier
Avloppsreningsverk
inkl. hygienisering
Slam
Recipient
Jordbruk
Förutsättningarna i fastigheter och vid avloppsreningsverket fram till att slammet
ska rötat är desamma som i referenssystemet, dvs. allt spillvatten leds till ett konventionellt reningsverk med kväverening. Före rötning pastöriseras slammet vid
70oC i minst 1 timme. Därefter sker en konventionell rötning och slammet avvattnas.
Slammet lagras vid reningsverket eller vid särskilt mellanlager och transporteras
sedan med lastbil för användning på åkermark. Jordbruksanvändningen sker med
normal utrustning för spridning av fastgödsel.
20
2.6 Utvinning av fosfor ur avloppsvatten –
Biologisk fosforrening och PhoStrip
Avloppsreningsverk
Recipient
Kemikalier
Retur
slam
Förbränning
PhoStrip
Stripper (ättiksyra)
Fällning med kalk
Deponi
I detta alternativ sker endast förändringar vid avloppsreningsverket, dvs. installationer i hushåll och ledningsnät är desamma som för referenssystemet.
PhoStrip-processen bygger på utvinning av fosfor med kristallisationsteknik ur
en delström av avloppsvattnet. I reningsverk med biologisk fosforreduktion utsätts
bakterierna växelvis för aeroba och anaeroba förhållanden. I det anaeroba steget
avger bakterierna fosfat samtidigt som de tar upp lättnedbrytbart organiskt
material och i det aeroba steget förbränns upptaget organiskt material samtidigt
som fosfat tas upp. Andelen vattenlöst fosfat är därför störst efter det anaeroba
steget och andelen fosfat i slamfasen är störst efter det aeroba steget. Genom att
ta ut överskottslammet efter det aeroba steget erhålls en reduktion av fosfathalten
i utflödet.
I PhoStrip-processen leds en del av returslammet till en anaerob ”stripper” där
fosfor frigörs från slammet. Genom tillsats av ättiksyra förmås bakterierna att
avge fosfor. Efter separering av slamfasen fälls den lösta fosfaten med kalk.
Kalciumfosfat som utvunnits ur en sidoström i reningsverket har en tillräckligt
låg halt av föroreningar för att kunna användas som råvara i fosfatindustrin.
I processen tillförs organiskt material till den anaeroba strippern. Om den biologiska fosforreduktionen i reningsverket kräver tillsats av organiskt material, gör
fosforfrigörning i strippern med åtföljande fosforåtervinning, att mindre mängd
fosfor cirkulerar med returslammet varför en mindre mängd organiskt material
behöver tillsättas i reningsverket. För processen gäller att ca 10% av fosforn går
21
ut med utflödet varför traditionell kemisk fällning kan behöva användas som
komplement för att uppfylla utsläppsvillkor. Fällningen kan göras på sandfilter
för utgående renat avloppsvatten.
Det rötade överskottsslammet som inte passerar PhoStrip-processen förbränns i
en anläggning förlagd i anslutning till reningsverket.
2.7 Utvinning av fosfor ur slam – KREPRO
P från slam - Krepro
Kemikalier
Slam
Avloppsreningsverk
Järnsulfat
Rejekt löst
Järnfosfat
Recipient
KREPRO:
Surgörning,
Förvärmning,
Hydrolys,
Centrifugering,
Fosforutfällning
Organiskt
fiberslam
Förbränning
Tungmetallslam
Jordbruk
Deponi
I detta alternativ sker endast förändringar vid avloppsreningsverket, dvs.
installationer i hushåll och ledningsnät är desamma som för referenssystemet.
Avloppsreningsverket är ett konventionellt reningsverk med kväverening och
mesofil rötning av slammet. Efter avvattning förs slammet till fosforutvinning.
För fosforutvinning har förutsatts att den sk KREPRO-processen nyttjas. KREPROprocessen har utvecklats av Kemira Kemwater. Data har använts för den anlägggning
som projekterats för Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö. Förutom slam från
Sjölunda kommer även slam från närliggande avloppsreningsverk att behandlas i
anläggningen. Denna mängd är ungefär lika stor som slammängden från Sjölunda.
Principen är att avvattnat slam från avloppsreningsverket samt externt slam behandlas genom surgörning med hjälp av svavelsyra, pH 1,5 – 2, och termisk hydrolys
där utlösning av fosfor och metaller sker samt en del kväve och organiskt material.
Innehållet av fast material minskar till ca 50-60% av inkommande TS-mängd under
22
hydrolysen. Den del av slammet, som inte lösts upp vid hydrolysen, avskiljs i en
första centrifug. Denna fraktion innehåller huvudsakligen organiskt material samt
omkring hälften av tungmetallerna i slammet. Detta organiska fiberslam förbränns
och askan deponeras.
Rejektvattnet innehåller övriga komponenter som utlösts vid hydrolysen. Genom
en stegvis pH-justering kan de olika komponenterna fällas ut och avskiljas i olika
separationssteg. Fosforn fälls ut som järnfosfat och avskiljs genom centrifugering.
Järnfosfatslurryn torkas för att få en mer lätthanterlig slutprodukt. Målet för järnfosfatutfällningen är att fälla ut och separera >95% av till utfällningen inkommande fosfor, genom att använda inkommande tvåvärt järn som fällningsmedel.
Detta uppnås genom att till råmaterialströmmen sätta väteperoxid för att oxidera
det tvåvärda järnet till trevärt vid pH 3 varvid trevärt järn fäller fosfatjoner.
De tungmetaller som inte bundits i det organiska slammet avskiljs för att undvika
en ackumulering i reningsverket. Utfällning av tungmetallsulfider sker i ett tredje
steg genom tillsats av natriumvätesulfid. De utfällda tungmetallerna omhändertas
som farligt avfall.
Efter behandling i KREPRO återstår ett rejektvatten som innehåller löst kväve och
organiskt material. Efter det att kvävet och det organiska materialet har avskilts,
vilket exemepelvis kan ske i en SBR-anläggning inkluderande nitrifikation/denitrifikation leds rejektvattnet tillbaks till inkommande flöde i reningsverket.
2.8 Utvinning av fosfor ur aska – BioCon
Kemikalier
Avloppsreningsverk
Slam
Fällningskemikal.
Tungmetallslam
BioCon:
Torkning
Förbränning
Malning
Surgörning
Jonbyte
Indunstning
Fosforsyra
Recipient
Deponi
Förädling
23
I detta alternativ sker endast förändringar vid avloppsreningsverket, dvs. installationer i hushåll och ledningsnät är desamma som för referenssystemet.
Avloppsreningsverket är ett konventionellt reningsverk med kväverening och
mesofil rötning av slammet. Efter avvattning förs slammet till torkning och därefter sker förbränning.
Fosforåtervinningen föutsätts ske enligt den teknik som utvecklats av företaget
BioCon och som projekterats för Främby avloppsreningsverk i Falun. Företaget
BioCon har köpts upp av firma Krüger som har dragit sig ur åtagandet i Falun.
Denna anläggning kommer således ej att bli uppförd enligt tidigare planer. Detta
bör hållas i minnet vid bedömning av det faktaunderlag som använts i denna
utredning.
Anläggningen i denna studie antas vara belägen i anslutning till reningsvserket.
BioCon-anläggningen är uppbyggd av tre moduler; torkning, förbränning och återvinning. I slamtorken torkas det avvattnade slammet till en torrsubstanshalt på ca
90%. För torkningen används den energi som förbränningen genererar. Den vattenånga som bildas vid torkningen kyls ned i en kondensor och tas ut som kondensat.
Den avkylda och torra luften leds tillbaka till torken.
Förbränningen av det torkade slammet sker i en förbränningsugn vars botten är
försedd med vattenkyld rost, som kyler slaggen efter förbränning. Bottenaskan går
till återvinningsprocessen.
Askan från förbränningen förs till en kvarn som finfördelar den till ett pulver.
Pulvret löses upp i svavelsyra. I processen återvinns fosfor och fällningskemikalier.
Askans innehåll av sand sedimenterar under processförloppet och skiljs av i botten.
Syralösningen pumpas till ett jonbytarbatteri bestående av fyra sektioner. Den
första sektionen är katjonbytare där järnjonerna tas upp. Vid regenerering med
svavelsyra bildas järnsulfat som är den fällningskemikalie som används på avloppsreningsverket. Nästa sektion är anjonbytare där sulfat tas upp. I tredje sektionen
tas fosfat upp som bildar fosforsyra (50%) genom regenerering med svavelsyra.
Fosforsyran kan användas som råvara till handelsgödsel.
I den sista jonbytarsektionen, som är en katjonbytare, tas lösningens innehåll av
tungmetaller upp. Genom att regenerera jonbytarna med saltsyra avskiljs en slamrest som innehåller tungmetallerna som kloridföreningar. Slamresten omhändertas
som farligt avfall.
24
3 Systemanalys – förutsättningar
3.1 Introduktion
Systemanalysen genomförs i form av jämförelser av sex olika avloppssystem.
Dessa system analyseras vad gäller:
•
miljö- och resurshushållning
•
hygienaspekter på fosforprodukterna
•
ekonomi
•
produktmarknad
•
organisation
•
brukaraspekter
Analys av dessa sju grupper av aspekter sker med fastställda förutsättningar och
avgränsningar såsom funktionell enhet, geografi, bebyggelse, tekniska system och
tid.
3.2 Förutsättningar och avgränsningar
De sex utvalda systemen samt referensalternativet analyseras för den funktionella
enheten:
Behandling av hushållsspillvatten eller dess fraktioner (urin, fekalier och BDTvatten) från en person under ett år.
Denna avgränsning benämnes bassystem i analysen av miljö- och resurshushållning. begreppet ”behandling” innefattar även återvinning av vissa näringsämnesrika
produkter till åkermark. För detaljer kring förutsättningar och avgränsningar, se
bilaga 3.
Hela mängden urin, fekalier, spolvatten och BDT-vatten som genereras per person
och år ingår i beräkningarna, dvs. såväl det som genereras under hemmavaro som
det som uppkommer på arbetsplatsen, skolan, eller annan plats där personer vistas
under dygnet. Även inläckande dräneringsvatten till spillvattenledning ingår samt
spillvatten från allmän service (såsom vårdinrättningar, daghem, skolbespisning,
butiker m.m.). Industrispillvatten är dock exkluderat från beräkningarna.
Utredningen avser urbana områden. Avgränsning av ett mer specifikt område undviks så långt som möjligt. I analysen av miljö och resurshushållning samt ekonomi
har dock ett specifikt val av storlek på avloppssystem och geografiskt läge varit
nödvändigt. I dessa fall har Örebro använts som modellstad, vars reningsverk har
ca 100 000 personekvivalenter anslutna. Örebros geografiska läge tas vidare som
utgångspunkt för antaganden om avstånd för transport av kemikalier till avloppssystemen.
25
Transportavståndet från avloppsbehandlingssystemet till jordbruk har antagits
vara 30 km och transportavståndet från avloppsbehandlingssystemet till deponi
100 km.
För aspekterna miljö och resurshushållning analyseras förutom bassystemet även
ett utvidgat system. I det utvidgade systemet tas förutom aspekterna i bassystemet
även hänsyn till återvinning av den totala mängd av näringsämnena kväve, fosfor,
kalium och svavel som igenomsnitt en person genererar i urin, fekalier och BDTvatten. Det utvidgade systemet har följande funktionella enhet:
Behandling av hushållsspillvatten eller dess fraktioner (urin, fekalier och BDTvatten) från en person under ett år samt tillförsel av 5,0 kg växttillgängligt kväve,
0,73 kg växttillgängligt fosfor, 2,5 kg kalium och 0,57 kg svavel per år till åker.
De studerade systemen kan återvinna olika stora andelar av dessa näringsämnen
(inget system ger 100% återvinning). De återvunna näringsämnena förutsätts
ersätta handelsgödselanvändning i jordbruk. För att fylla upp till de angivna
nivåerna läggs erforderlig mängd handelsgödsel till i varje alternativ. Gränserna
för de två systemen åskådliggörs i figur 1.
UTVIDGAT
SYSTEM
BASSYSTEM
Hushåll: urin, fekalier, BDT
Energi
produktion
Kemikalie
produktion
Produktion av
gödsel
Behandling och förädling av
produkt för återanvändning
Jordbruk
Deponi
EMISSIONER TILL VATTEN OCH LUFT
ENERGI
Figur 1. Principiell teknisk avgränsning av systemet för behandling av hushållsspillvatten eller dess fraktioner. Pilarna avser flöden och transporter.
Bassystemet och det utvidgade systemet i figur 1 analyseras med avseende på
flöden av fosfor, kväve, kalium, svavel och tungmetaller. Direkta utsläpp till
26
vatten beaktas såväl som vattenemissioner från kemikalieproduktion. Vattenemissioner från jordbruk ingår ej i studien. Luftemissioner från förbränning av
fossila bränslen, transporter samt produktion av kemikalier i form av svaveldioxid, koloxid, koldioxid och kväveoxider (NOx), beaktas från samtliga komponenter beskrivna i bassystemet i figur 1. I såväl bassystem som utvidgat system
analyseras energianvändning i form av total energianvändning (här tas endast
hänsyn till förbrukning av el och förbrukning av fossila bränslen ) samt primärenergianvändning, där hänsyn tas till förbrukning och utvinning av höggradig
energi. Utvunnen biogas antages gå till elproduktion. Av biogasen blir en tredjedel av energiinnehållet el och resten värme och förluster. Endast elproduktion
tillgodoräkas i primärenergiberäkningarna.
3.3 Antaganden om uppsamlings- och behandlingssystemet
Ledningsnät
Avloppsvatten leds via befintligt ledningsnät som beräknas använda 0,8 MJ el per
kubikmeter vatten inklusive pumpning vid reningsverket (Kärrman m.fl., 1999).
Detta värde bygger på data från Uppsala, men är sannolikt representativt för småoch medelstora svenska kommuner. I storstäder där tunnlar har sprängts för avledning av avloppsvatten och där mer resurser finns för att underhålla pumpar och
ledningsnät kan energianvändningen reduceras kraftigt. I Göteborg används t.ex.
endast ca 0,1 MJ/m3 för pumpning i ledningsnät (Va-verket i Göteborg, 2000)
samt 0,27 MJ/m3 för pumpning i avloppsreningsverket.
Flödet i ledningsnätet som pumpas till reningsverket och behandlas i detsamma,
uppgår till 365 liter per person och dygn i samtliga system utom systemen med
uppsamling av urin och uppsamling av klosettvatten. Flödet härstammar från hushåll, allmän service samt inläckande vatten. Detta värde gäller generellt för personer anslutna till avloppsledningsnät i Sverige och har beräknats från VAV (1999)
där flöden från industri har dragits av. I systemet med urinsortering minskas flödet
till 332 liter per person och dygn och i systemet med klosettvattensortering 315
liter per person och dygn.
I alternativet med uppsamling av urin har förutsatts att 20% av urinen felsepareras,
dvs. den hamnar i fekaliedelen av den tvådelade toalettskålen.
Avloppsreningsverk
I avloppsreningsverket behandlas avloppsvattnet mekaniskt, biologiskt och
kemiskt. I samtliga system utom alternativet med biologisk fosforrening antages
två tredjedelar av inkommande mängd BOD7 avskiljas i försedimenteringen som
följd av förfällning, medan endast en tredjedel förutsätts avskiljas i försedimenteringen i alternativet med biologisk fosforrening. För nedbrytning av BOD7 som ej
avskiljs i försedimenteringen krävs syre. Detta tillförs genom luftning med kompressorer som förbrukar 3,6 MJ el per kg borttagen BOD7. I de system där det är
aktuellt ingår kväverening ner till utsläppshalten 8 mg N-tot/l via nitrifikation/-
27
denitrifikation. Gränsen vid 8 mg N-tot/l i utgående avloppsvatten är satt för att ge
en 20-procentig säkerhetsmarginal för att uppfylla utsläppskravet 10 mg N-tot/l
som idag är vanligt vid kustnära svenska reningsverk. Nitrifikation beräknas åstadkommas genom luftning som kräver 16 MJ el per kg totalkväve som skall denitrifieras. Vid denitrifikation kan dock 3/8 av energitillförseln vid nitrifikation återvinnas varvid nettoförbrukningen 10,3 MJ el per kg totalkväve som skall avskiljas
används i beräkningen. Övrig energianvändning (exklusive pumpning och luftning)
i avloppsreningsverk beräknas vara 54 MJ per person och år (Balmér & Mattsson,
1993). Fosfor fälls genom tillsats av järnsulfat med doseringen 1,0 mol järn per mol
fosfor. Kemfällningen tillämpas så att utgående vatten maximalt innehåller 0,24 mg
P/l, vilket motsvarar en 20-procentig säkerhetsmarginal för att klara det vanliga
utsläppskravet om 0,3 mg P/l för svenska verk.
I samtliga system rötas slammet som genereras vid reningsverket och i systemet
med uppsamling av klosettvatten rötas dessutom klosettvattnet separat. Innehållet
av organisk torrsubstans i fekalier och BDT-vatten beräknas generera biogas. Den
organiska substansen antas avskiljas i försedimenteringen samt i aktivtslamsteget.
I samtliga system antas att 11 MJ biogas utvinnes per kg organisk torrsubstans in
till rötkammaren.
Vidare behandling av slammet består av förtjockning och avvattning. För att förbättra slammets avvattningsegenskaper tillsätts 5 kg polymerer per ton torrsubstans
i det avvattnade slammet.
I bilaga 4 redovisas hur olika substanser fördelas på vatten- och slamfas efter
reningsverket.
Hygienisering tillämpas då en organisk restprodukt innehållande fekalier (som
under tidigare renings- eller förädlingsprocesser inte har behandlats vid tillräckligt
hög temperatur) används för spridning i jordbruk. Hygieniseringen består av upphettning till 70°C i minst en timme. Hygienisering tillämpas i alternativen med
slamanvändning i jordbruk och uppsamling av klosettvatten. I systemet med slamanvändning i jordbruk beräknas emellertid värme finnas tillgänglig, t.ex. från gasmotor för utnyttjande av biogas, varför ingen extern energianvändning för hygienisering har belastats detta alternativ i analysen av miljö och resurshushållning.
Förbränning av organiska restprodukter
I samtliga alternativ, utom slamanvändning i jordbruk, ingår förbränning av slam.
Förbränningen kan ske i en särskild slamförbränningsanläggning eller i en förbränningsanläggning för fast avfall eller annat fast bränsle. Eftersom det är stora
skalfördelar inom förbränningstekniken, kommer troligen förbränningen i de
flesta fall att ske i stora anläggningar dit slammet transporteras. Lokala förhållanden kommer att avgöra vilken förbränningslösning som väljs och vilka transportavstånd som blir aktuella. I denna studie har vi valt att förutsätta att slammet förbränns i en anläggning av sådan storlek att kostnaderna per ton avvattnat slam blir
de som förutsatts i avsnitt 4.3. I alternativen med uppsamling av klosettvatten och
utvinning av fosfor ur slam – KREPRO blir slammängderna lägre än i övriga alternativ. Detta bör i princip ge högre kostnader per ton slam. Detta bedöms dock inte
ha någon avgörande betydelse och därför har inte någon hänsyn tagits till detta.
28
I de systemstrukturer där slam eller annan restprodukt med organiskt innehåll förbränns antages att detta sker separat utan inblandning av annat avfall.
Värmeutvinning från förbränning diskuteras endast översiktligt i analysen av
miljö- och resurshushållning. Värmen redovisas inte i energiberäkningarna för
bassystem eller utvidgat system.
Kemikalieanvändning för fosforutvinning
I tabell 1 redovisas kemikalieanvändningen för fosforutvinning i alternativen som
innehåller PhoStrip, KREPRO och BioCon. Observera att kemikalieåtgången för
KREPRO-alternativet är beroende av slammets järninnehåll. Antagandena i denna
rapport är baserade på förhållandena vid Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö.
Tabell 1. Antagen kemikalieanvändning per utvunnen mängd fosfor.
Alternativ
Kemikalie
Mängd
Utvinning av fosfor ur avloppsvatten –
Biologisk fosforrening och PhoStrip
Ättiksyra
4,7 kg Hac/kg P
Kalk
5,7 kg CaO/kg P
Utvinning av fosfor ur slam – KREPRO
Svavelsyra
10 kg H2SO4/kg P
Natriumhydroxid
3,3 kg NaOH/ kg P
Magnesiumoxid
2,5 kg MgO/kg P
Väteperoxid
1,3 kg H2O2/kg P
Polymerer
0,08 kg/ kg P
Svavelsyra
19 kg H2SO4/kg P
Natriumhydroxid
1,8 kg NaOH/ kg P
Utvinning av fosfor ur aska – BioCon
29
4 Analys av systemen
4.1 Miljö och resurshushållning
I detta avsnitt redovisas en grov miljösystemanalys av de sex utvalda systemen för
återanvändning av fosfor. Arbetet har genomförts med knappt om tid vilket har
inneburit begränsningar i datainsamlingen. På grund av detta har det varit nödvändigt att skatta ett antal parametrar. Beräkningarna finns redovisade i bilaga 4.
I tabell 2 görs en jämförelse av simuleringsresultat med den totala påverkan från
antropogena källor i Sverige.
Tabell 2. Andelen av samhällets totala utsläpp och energianvändning från bassystemet i de sex studerade systemen samt referensalternativet utslaget per person.
Data kring samhällets totala påverkan är sammanställt av Kärrman m.fl. (1999).
Aspekt
N-tot till vatten
P-tot till vatten
Cu till vatten
Pb till vatten
Cd till vatten
Hg till vatten
SO2 till luft
NOx till luft
CO till luft
CO2 till luft
Användning av el, olja, gas
Primärenergianvändning
Bassystemets andel av samhällets miljöpåverkan i
de studerade sex systemen samt referensalternativet
0,2 – 12%
10 – 12%
8 – 10%
5 – 6%
3 – 5%
6 – 11%
0,005 – 0,8%
0,007- 1,2%
0,0005 – 0,08%
0,002 – 0,4%
0,1 – 0,4%
0,1 – 0,4%
Av tabell 2 kan man konstatera att andelen av de totala utsläppen till vatten av
kväve, fosfor och tungmetaller från avloppssystemen är ett antal procent, medan
luftemissioner och energianvändning ligger under 1% (med undantag av NOxutsläppen som enligt beräkningarna överskrider 1% i ett av systemen). Med denna
jämförelse som grund har vi i detta avsnitt valt att lyfta fram resultaten kring utsläpp till vatten och tonat ner luftutsläppen. Energianvändning redovisas relativt
detaljerat och det beror främst på att skillnaderna mellan bassystemet och det
utvidgade systemet tydligast framträder vid energijämförelser.
Förutom parametrarna i tabell 2 redovisas förstås även återanvändning av fosfor
och andra näringsämnen till jordbruket eftersom dessa aspekter är själva grunden
för utredningen.
30
Återföring av näringsämnen i bassystemet
Fosfor kan återföras i samtliga alternativ, utom referensscenariot, där vi antar att
slammet förbränns och askan läggs på deponi utan utvinning. I figur 2 redovisas
beräknad återföring av fosfor men också kväve, kalium och svavel i samtliga
system. Den största återföringen (ca 95% av inkommande) sker vid direkt slamanvändning där allt fosfor i slammet kan återföras. Om biologisk fosforrening
införs och fosfor utvinns från en delström med höga fosfathalter genom fällning
med kalk beräknas knappt 60% av inkommande mängder fosfor kunna utvinnas.
En något högre utvinning beräknas ske (drygt 70%) om ett blandat kemfällt och
biologiskt slam behandlas via KREPRO-processen medan förbränning av samma
typ av slam och utvinning av fosfor med BioCon kan återvinna drygt 60% fosfor
av inkommande mängd till reningsverket.
Potetntiell återföring av näringsämnen (% från avlopp)
Kväve, kalium och svavel återförs i hög grad i de sorterande alternativen men
inte i övriga alternativ. I urinsorteringsalternativet kan ca 65% av kväve, 40% av
fosfor, 35% av kalium, knappt 60% svavel från inkommande mängder återföras.
Motsvarande värden för klosettvattensystemet är 90% för kväve, 75% för fosfor,
60% för kalium och 70% för svavel. Genomsnittlig återföring av växtnäringsämnena kväve, fosfor, kalium och svavel för de olika systemen är vid direkt slamanvändning 24%, för de tre fosforåtervinningsprocesserna 15-18%, för urinsortering 50% och för klosettvattensortering 74%. Det bör noteras att KREPRO och
BioCon förbrukar avsevärda mängder svavelsyra för fosforutvinning vilket leder
till en ”negativ återföring” av svavel som inte redovisats i Figur 2.
100
90
80
70
60
N
P
K
S
50
40
30
20
10
0
Ref
Urin
KL
Slam
PhoStrip KREPRO
BioCon
Figur 2. Potentiell återföring i bassystemet av kväve (N), fosfor (P), kalium (K)
och svavel (S) i % av det totala innehållet av dessa samma ämnen i urin, fekalier
och BDT-vatten. Ref = referensscenario, Urin = uppsamling av urin, KL = uppsamling av klosettvatten, Slam = slamanvändning i jordbruk, BioP = Biologisk
fosforrening och PhoStrip, KREPRO = utvinning av fosfor – KREPRO, BioCon =
Utvinning av fosfor ur aska – BioCon.
31
Figur 2 redovisar potentiell återföring av kväve och kalium, medan figur 3 redovisar mer realistiskt till vilken grad återvinning av närsalter i systemen kan utnyttjas av växter, genom att hänsyn tas till spridningsförluster samt de återvunna
närsalternas bedömda växttillgänglighet (tabell 3 och figur 3). Spridningsförlusterna för slam beräknas vara 25% av totalkväve, vilket motsvarar andelen av
kvävet som föreligger som ammonium. Spridningsförluster för urin och klosettvatten bedöms vara 5%. Dessa låga förluster kan uppfyllas om produkterna myllas
ned snabbt efter spridning (Jönsson m.fl., 2000). Av fosfor i slam bedöms 70%
vara växttillgängligt och av fosfor i urin och klosettvatten förväntas allt vara växttillgängligt (Bengtsson m.fl., 1997). Av järnfosfat från KREPRO beräknas 85%
vara växttillgängligt (här antages att järnfosfaten används direkt som gödselmedel
utan förädling). Av slammets innehåll av kväve förväntas 30% vara växttillgängligt.
Motsvarande grad för urin och klosettvatten beräknas vara 90%.
Tabell 3. Antagna spridningsförluster och växttillgänglighetsgrad.
Ref
Urin
KL
Slam
PhoStrip KREPRO
BioCon
Spridningsförluster,
kväve
(% av spridd mängd)
-
5
5
25
-
-
-
Växttillgänglighet,
kväve (% av spridd
mängd minus
spridningsförluster)
-
90
90
30
-
-
-
Växttillgänglighet,
fosfor (% av spridd
mängd minus
spridningsförluster)
-
100
100
70
100
85
100
Figur 3 indikerar att den potentiella återföringen av fosfor i samtliga system, utom
referens och urinsorteringssystemen, ligger i spannet 58-75%. Det är förmodligen
komplicerat och resurskrävande att utforma system som ger en högre återvinning
om inte kombinationer av system tillämpas (t.ex. urinsortering samt utvinning av
fosfor ur slam från fekalie- och BDT-fraktion med KREPRO). De sorterande lösningarna har förmågan att återvinna betydliga mängder kväve, kalium och svavel,
vilket får positiva effekter då det utvidgade systemet analyseras (figur 6-9). Den
genomsnittliga återförseln av växttillgängligt kväve, fosfor, kalium och svavel i de
olika systemen är ca 70% i klosettvattensystemet, 47% i urinsorteringssystemet,
27% i slamåterföringssystemet, 14-16% i de tre systemen med fosforutvinning
(förbrukningen av svavelsyra i KREPRO och BioCon ej inräknat) och 0% i
referenssystemet.
I tabell 4 redovisas beräknade mängder önskade ämnen – kväve, fosfor och
kalium samt oönskade ämnen i form av tungmetaller som beräknas medfölja vid
återföring av olika restprodukter från avloppssystemet. Här framgår tydligt potentialen i att sortera ut näringsrika flöden – framför allt urinen som innehåller
mycket låga halter av tungmetaller. Utsortering av klosettvatten medför en ännu
bättre återföring av näringsämnen än urinsortering men har nackdelen att större
mängder tungmetaller, främst zink och kvicksilver medföljer till åkermarken.
Återföring av växttillgängl. näringsämnen (% av avlopp)
32
100
90
80
70
60
N
P
K
S
50
40
30
20
10
0
Ref
Urin
KL
Slam
PhoStrip KREPRO
BioCon
Figur 3. Återföring i bassystemet av växttillgängliga näringsämnen i procent av
totala innehållet av dessa ämnen i urin, fekalier och BDT-vatten. Även spridningsförluster är beaktade.
Användning av slam i jordbruk innebär en högre återföring av fosfor än både urinoch klosettvattensortering men betydligt sämre återföring av kväve och kalium
och större mängder tungmetaller som medföljer till åkermark. Slam med kvalitet
enligt tabell 4 och med antagen fosforgiva 15 kg P/ha kan dock med marginal
användas på åkermark enligt gällande svenskt regelverk (SNFS 1994:2).
Tabell 4. Beräknade substansflöden till jordbruk per person och år.
Urinlösning
(80% rätt
sorterat)
KL-vatten
N (g)
3 200
4 600
880
P (g)
290
550
700
K (g)
880
1 500
38
Cu (mg)
30
440
3 100
Cr (mg)
3
11
340
Ni (mg)
2
30
170
Zn (mg)
13
2 800
7 100
Substans
Slam
Pb (mg)
0,6
8
350
Cd (mg)
0,3
4
13
Hg (mg)
0,4
8
11
33
För att uppnå en ännu mer fosforrik produkt men ändå erhålla lika låga tungmetallmängder som för urin krävs tekniker med fraktionering av slam eller aska
som t.ex. KREPRO eller BioCon, eller införande av biologisk fosforreduktion
med efterföljande PhoStrip-process och kalkfällning. Som framgår av figur 2 och
3 ger de tre sistnämnda alternativen en hög återföring av fosfor men ingen återföring av kväve eller kalium.
Emissioner från bassystemet
På grund av de valda beräkningsförutsättningar om maximala halter av fosfor och
kväve till vatten blir utsläppen av fosfor likvärdiga i samtliga alternativ (tabell 5).
Skillnader som trots allt föreligger beror på att de sorterande systemen har lägre
inflöden till avloppsreningsverket (totalt inflöde till reningsverket har valts till
365 liter per person och dygn enligt VAV:s statistik exklusive industribelastning,
i KL-systemet beräknas inflödet vara 315 liter per person och dygn och i det urinsorterande systemet 332 liter per person och dygn). I KL-systemet är kväveflödet
in till reningsverket så lågt att halterna i utgående vatten utan behandling hamnar
under det satta utsläppskravet om 8 mg N-tot/l. Mängden kalium i utgående vatten
beror till på storleken på inflödet. Nästan allt kalium, 98,5% av inkommande
mängd till reningsverket, beräknas passera i vattenfasen rakt igenom verket. Mängderna tungmetaller till utgående vatten beror helt och hållet på vilka mängder som
avskilts till slammet.
Tabell 5. Beräknade mängder i utgående vatten från reningsverk angivet per
person och år. Förutsättningar enligt bilaga 4.
Substans Urinsorterande system
(20%Urin+Feces+BDT)
KL-system
(BDT)
Övriga
(Urin+Feces+BDT)
N (g)
970
22
1100
P (g)
29
28
32
K (g)
1 600
980
2 500
Cu (mg)
540
480
550
Cr (mg)
140
140
140
Ni (mg)
520
500
520
Zn (mg)
1 300
840
1 300
Pb (mg)
88
86
88
Cd (mg)
9
7
9
Hg (mg)
7
4
7
Observera att endast de direkta utsläppen till vatten från reningsverken är redovisade i tabell 5. Utöver detta tillkommer vattenemissioner från produktion av
kemikalier och transporter av kemikalier och restprodukter, men dessa har visat
sig vara försumbart små. Ytterligare en källa till vattenemissioner är läckage från
deponier där t.ex. fosforhaltiga avfallsprodukter skall deponeras. Modellering av
deponering av slam har visat att ca 6% av deponerad fosfor i avfall kan beräknas
läcka från deponier över 100 års sikt (Jönsson m.fl., 2000). Den mest fosforrika
produkten som förutsätts bli lagd på deponi i de sex utvalda systemen (referens-
34
scenariot borträknat) är askan från förbränt slam i systemet med uppsamling av
urin. Fosforläckaget från en person av denna aska per år kan beräknas bidra till
25 g P till vatten vilket är i samma storleksordning som direktutsläpp från de
studerade systemen. Skillnaden är att utlakningen från deponin sker under lång tid
medan utsläppen från avloppssystemen sker direkt. Dessa resultat visar vikten av
att återvinna/återanvända fosfor för att i framtiden undvika ökande övergödning
av sjöar och hav.
Utsläpp till luft från bassystemet härstammar främst från transporter med båt och
lastbil. Det största transportarbetet sker när restprodukter transporteras till åkermark: ca 130 tonkm/person/år i klosettvattensystemet, 30 tonkm/person/år i urinsorteringsalternativet och mindre än 3 tonkm/person/år i övriga alternativ (enheten
”tonkm/år” inbegriper transportsträckan enkel väg). Transportarbetet till följd av
kemikalietransporter ger i allmänhet ett lägre bidrag: ca 1-5 tonkm/person/år i
utvinningssystemen och mindre än 1 tonkm/person/år i övriga system.
Systemet med uppsamling av klosettvatten är det alternativ som medför störst utsläpp till luft, på grund av den relativt stora volymen rötrest som skall transporteras ut till åkermark med tankbil. Systemet beräknas bidra med SO2: 41 g/p och år,
NOx: 380 g/p och år, CO: 90 g/p och år och CO2: 22 kg/p och år. Dessa bidrag är
dock inte större än 0,08-1,2% av vad en person i genomsnitt bidrar till för dessa
utsläpp i Sverige per år (tabell 2) och därmed görs ingen djupare analys av luftemissionerna i denna studie.
Energianvändning i bassystemet
I figur 4 redovisas energianvändning i bassystemet. Pumpning och behandling i
avloppsreningsverk är exakt lika i referenssystemet, slamanvändning, KREPRO
och BioCon (notera att rötning av slam är antaget även i KREPRO och BioCon).
Urinsorteringsalternativet avviker genom att energianvändningen för pumpning
respektive behandling är lägre jämfört med ovan nämnda system. I urinsorteringssystemet tillkommer dock en betydande energipost för transport av urinvatten från
uppsamlingstankar till jordbruk. I klosettvattensystemet görs ännu större energibesparingar vad gäller pumpning och behandling i reningsverket men detta överskuggas av energianvändning för hantering av klosettvattnet. Vakuumsystemet,
hygieniseringen och transporterna av rötrest till jordbruk är alla relativt energikrävande komponenter vilket leder till att användningen av energi är klart störst
i detta system. KREPRO-konceptet förbrukar el för fosforutvinningsdelen samt
för en SBR-anläggning som behandlar rejektvatten. KREPRO-alternativet förbrukar dessutom avsevärda mängder värme som dock inte är redovisat i figur 4.
Energianvändningen i BioCon, som är mindre än KREPROs, består av elanvändning och produktion av kemikalierna svavelsyra och natriumhydroxid.
I bassystemet ingår såväl energianvändning som utvinning av energi. Förutsättningarna för biogasproduktion är i stor sett lika i samtliga sju system, förutom i
systemet med biologisk fosforrening, där ca 25% mindre biogas antas genereras.
35
900
Energianvändning (MJ/p,år)
800
700
600
Spridning på åker
P-utvinning
Transporter (land, sjö)
Behandling
Pumpning
500
400
300
200
100
on
Bi
oC
O
R
EP
KR
St
rip
Ph
o
Sl
am
KL
rin
U
R
ef
0
Figur 4. Energianvändning (MJ/p och år) i studiens bassystem. Olika energibärare såsom el, olja, naturgas och kol har här summerats ”MJ för MJ” utan
hänsyn till energins kvalitet eller ”framställning”. Pumpning = pumpning i ledningsnät och verk samt vakuumsystemet i KL-alternativet. Behandling = avloppsrening, slambehandling, rötning av slam, produktion av fällningskemikalier och
polymerer. Transporter = transport av kemikalier och restprodukter till åker,
aska och slagg till deponi. P-utvinning = energianvändning och produktion av
kemikalier för dessa fraktioneringsmetoder. Spridning på åker = spridning av
restprodukt på åker.
För en rättvis jämförelse mellan alternativen krävs förstås en summering av
energianvändning och energiutvinning. I figur 5 redovisas den totala energianvändningen i systemen som användning av primärenergi. För användning av el
har svensk medelelproduktion antagits vilken år 2000 hade 44% förluster som i
huvudsak uppkom i samband med elproduktion i kärnkraftverk. Olje-, diesel- och
naturgasproduktion beräknas översiktligt ha 10% förluster i form av bl.a. utvinning, raffinering och distribution. Det bör dock observeras att resultatet skulle bli
ett annat om man antar maginalelproduktion istället för medelelproduktion. Av
biogasproduktionen beräknas en tredjedel kunna utnyttjas för elproduktion via
gasmotor. Resten utgörs av värme och förluster. Eventuella värmeproduktion i
systemen har inte tillgodoräknats i figur 5.
Primärenergiberäkningen i figur 5 ger ett likartat resultat som energianvändningen
i figur 4. Det kan dock noteras att systemet med uppsamling av klosettvatten avviker mindre än tidigare från övriga system genom att systemet har en betydande
andel oljeanvändning och framställning av olja innebär lägre förluster än framställning av el enligt förutsättningarna i denna beräkning.
36
1000
Primärenergi, bassystem (MJ/p,år)
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
Ref
Urin
KL
Slam
PhoStrip
KREPRO
BioCon
Figur 5. Användning av primärenergi i bassystemet. Elanvändning har beräknats
som svensk medel-el år 2000, med 44% förluster. Motsvarande förluster för olja
och naturgas har antagits vara 10%.
Utvidgat system
I analysen av det utvidgade systemet utökas den funktionella enheten till att omfatta behandlingen av hushållsspillvatten eller dess fraktioner (urin, fekalier och
BDT-vatten) från en person under ett år samt tillförsel av 5,0 kg växttillgängligt
kväve, 0,73 kg växttillgängligt fosfor, 2,5 kg kalium och 0,57 kg svavel per år till
åker.
Mängderna kväve, fosfor, kalium och svavel motsvarar potentiell återföring av
näringsämnen i urin, fekalier och BDT-vatten från en person under ett år. Inget
av de studerade systemen har förmågan att återföra 100% av dessa ämnen, varvid
återvinningen till jordbruk antas kompletteras med handelsgödsel. I figur 6 redovisas energianvändningen i det utvidgade systemet för de olika alternativen.
Jämfört med energianvändning i bassystemet består i stort sett rangordningen
mellan alternativen, men urinsorteringsalternativet intar en mer tydlig position
som det mest energieffektiva alternativet medan skillnaden mellan klosettvattenalternativets förbrukning och övriga alternativ minskar.
Anledningen till att urinsorterings- och klosettvattensystemen har fördelar när det
utvidgade systemet betraktas är att dessa alternativ återför kväve i hög utsträckning
och kväve är det växtnäringsämne som innebär klart störst energianvändning vid
handelsgödselproduktion. En slutsats som kan dras från detta är att det finns potential att återföra kväve för att hushålla med energi, medan återanvändning av fosfor
och kalium endast innebär marginell energibesparing jämfört med att tillverka och
använda handelsgödsel. Ett tydligt exempel på detta är jämförelsen mellan referensalternativet och användningen av slam i figur 6. I slamanvändningsalternativet kan
37
en betydande andel av fosforn återvinnas (och även marginella mängder kväve och
kalium), medan referensalternativet inte innebär någon återvinning av närsalter.
Trots detta är skillnaden i energianvändning marginell mellan alternativen. Detta
beror främst på att handelsgödselkväve i ungefär samma utsträckning måste produceras i bägge alternativen. Att användningen av fosforhandelsgödsel skiljer sig
högst väsentligt mellan alternativen är av underordnad betydelse. Inga dramatiska
förändringar jämfört med figur 6 uppträder om primärenergianvändningen beräknas
med samma metod som i figur 5 (se figur 7).
Energianvändning utvidgat system (MJ/p,år)
1000
900
800
700
Handelsgödselprod.
Spridning på åker
P-utvinning
Transporter (land, sjö)
Behandling
Pumpning
600
500
400
300
200
100
on
Bi
oC
O
EP
R
KR
oS
tri
p
Ph
Sl
am
KL
rin
U
R
ef
0
Figur 6. Energianvändning i utvidgat system. Olika energibärare såsom el, olja,
naturgas och kol har här summerats ”MJ för MJ” utan hänsyn till energins
kvalitet eller ”framställning”.
I figur 6 och 7 har energianvändningen för de olika alternativen jämförts för det
utvidgade systemet och ger därmed mått på resurseffektiviteten i alternativen. En
aspekt som inte har vägts in i dessa figurer är resursernas knapphet, dvs. hur stora
brytvärda fyndigheter som är kända för respektive ämne samt i vilken takt dessa
fyndigheter uttöms.
För att värdera och jämföra användningen av olika fossila resurser behövs viktningsindex. Detta index bör vara sådant att användningen av ämnen med liten
fossil reserv bör värderas som allvarligare än användningen av ämnen med stor
fossil reserv. Likaså bör användningen av ämnen vars reserv beräknas räcka kort
tid värderas som allvarligare än användningen av ämnen vars reserv beräknas
räcka lång tid. Ett index med dessa egenskaper föreslogs av Fava m.fl. (1993) och
användes bl.a. av Guinée & Heijungs (1995) enligt Lindfors m.fl. (1995). Detta
viktningsindex, w, för användningen av olika fossila resurser beräknas enligt
w=
1
RU
38
där R är reservens storlek, kg, och U är reservens livslängd, år. Detta viktningsindex för användningen av olika fossila resurser har de önskade egenskaperna,
vilket framgår av om man jämför indexet för två ämnen som båda har ekonomiska
reserver på 100 kg. Om 10 kg av ämne ett används per år blir livslängden för dess
reserv 10 år. Om användningen av ämne två är 2 kg per år blir livslängden på dess
reserv 50 år. Indexet för ämne ett blir 0,001 kg-1, år-1 och för ämne två 0,0002 kg1
, år-1. Enligt indexet är därför användningen av ämne ett fem gånger så allvarligt
som användningen av ämne två.
1000
Primärenergi, utvidgat system (MJ/p,år)
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
Ref
Urin
KL
Slam
PhoStrip
KREPRO
BioCon
Figur 7. Användning av primärenergi i utvidgat system. Elanvändning har
beräknats som svensk medel-el år 2000, med 44% förluster. Motsvarande
förluster för olja och naturgas har antagits vara 10%.
I figur 8 och 9 beräknas naturresursförbrukningen i det utvidgade systemet med
hjälp av indexet w. I beräkningarna av w som beskrivs i figur 8 beaktas fosfor,
kalium, svavel, olja och naturgas. I figur 9 beaktas förutom dessa ämnen även
uran som används för produktion av el.
Av figur 8 framgår att BioCon och KREPRO har en betydligt större fossilresursförbrukning än övriga alternativ när fosfor, kalium, svavel, olja och gas beaktas.
Detta beror på stor svavelanvändning (svavelsyra som används för utvinning av
fosfor). Slamanvändning i jordbruk och BioP är de alternativ som har den minst
allvarliga naturresursförbrukningen. I dessa alternativ återvinns fosfor i hög grad
utan användning av svavelsyra. Produkterna som sprids på åker är dessutom
relativt koncentrerade vilket medför låg förbrukning av olja för transport och
spridning.
39
Fossilförbrukningsindex*10e-16 per person och år
3000
2500
2000
Olja, gas
P,K,S
1500
1000
500
on
Bi
oC
O
EP
R
KR
oS
tri
p
Ph
Sl
am
KL
rin
U
R
ef
0
Figur 8. Fossilförbrukningsindex w i det utvidgade systemet, med beaktande av
fosfor, kalium, svavel, olja och naturgas. Figuren bör tolkas som ”ju högre index
desto allvarligare naturresursförbrukning”. Fossilförbrukningsindex förklaras
mer ingående i bilaga 1. Följande w-värden har använts: fosfor = 61,8, kalium
= 3,84, svavel = 263, gas = 1,21, olja = 1,76, samtliga med enheten 10-16/kg,år.
En brist i figur 8 är emellertid att resursförbrukning för användning av el inte ingår,
trots att samtliga alternativ innebär elförbrukning. I svensk medelelproduktion är
det främst kärnkraftsel som medför användning av fossila naturresurser i form av
uran. Den svenska elproduktionen består till 50% av kärnkraftsel. Uranförbrukning
har i figur 9 lagts till övrig naturresursförbrukning.
Figur 9 visar att urananvändning överskuggar övrig fossilförbrukning och
resultatet liknar i stort sett figur 7. Det bör noteras att alternativ elförbrukning,
t.ex. vatten- och vindkraft, helt skulle eliminera de stora ”el-bidragen” i staplarna
i figur 9.
35000
30000
25000
20000
El
Olja, gas
P,K,S
15000
10000
5000
on
Bi
oC
O
EP
R
KR
oS
tri
p
Ph
Sl
am
KL
U
R
rin
0
ef
Fossilförbrukningsindex*10e-16 per person och år
40
Figur 9. Naturresursförbrukningsindex w med beaktande av fosfor, kväve, kalium,
svavel, olja, naturgas och uran. Följande w-värden har använts: fosfor = 61,8,
kalium = 3,84, svavel = 263, gas = 1,21, olja = 1,76, uran = 44092, samtliga med
enheten 10-16/kg,år.
Diskussion
Utav de studerade systemen är det endast uppsamling av klosettvatten (och slamanvändning i jordbruk, om inte hänsyn tas till växttillgänglighet) som kan möta
miljömålskommitténs, numera återtagna, förslag om återvinning av 75% av fosfor
i avlopp. Att nå ett sådant mål till år 2010 kan möjligen ur teknisk synvinkel
lyckas med slamanvändning men är helt orealistiskt för uppsamling av klosettvatten. Återvinningsmålet bör sättas lägre för att det skall vara möjligt att uppnå
på den relativt korta tid som diskuteras i miljömålspropositionen, dvs. en generation.
Studier av det utvidgade systemet visar att fler fossila resurser än fosfor bör beaktas
för att undvika suboptimering. Ett resurseffektivitetsmål innehållande flera fossila
resurser som fosfor, kalium, svavel, olja, naturgas, och kanske fler, bör formuleras
snarare än ensidig fokusering på fosfor.
Fortsatt forskning bör initieras för att ta fram lämpliga verktyg för att analysera
resurseffektiviteten i avloppssystem. Någon universalmetod finns idag inte att
tillgå. Miljösystemanalysens kombination av återföringsgrader för näringsämnen,
primärenergi och fossilförbrukningsindex är dock en god ansats i strävan mot en
sådan metod.
I jämförelsen av systemens påverkan på miljön jämfört med den totala antropogena påverkan (tabell 2) framgår att avloppssystemen påverkar mest vad gäller
utsläpp till vatten av övergödande ämnen såsom kväve och fosfor samt tungmetaller. Det är intressant att notera att just kväve- och fosforutsläppen är relativt
stora (omkring 10% av varje persons totala utsläpp) trots att vi i samtliga system
41
räknar på att systemen är optimerade just för att generera låga kväve- och fosforutsläpp.
Vidare kan det från tabell 2 noteras att utifrån våra förutsättningar har samtliga
system likvärdiga utsläpp till vatten av ovan nämnda substanser. Ett undantag
är dock klosettvattensystemet som har ett betydligt lägre inflöde av kväve till
reningsverket och därmed har väsentligt lägre utsläpp av kväve än övriga alternativ.
Klosettvattensystemet sticker å andra sidan ut genom att ha en betydligt högre
energianvändning än övriga alternativ. Jämfört med urinsorteringsalternativet som
bedöms ha den lägsta energianvändningen har klosettvattensystemet ca 4 gånger
så hög energianvändning (detta gäller bassystemet, skillnaden är mindre i utvidgat
system). Som framgår av tabell 2 så är energianvändningen hur som helst mycket
låg jämfört med varje persons totala energianvändning. Bassystemet i klosettvattenalternativet är 905 MJ per person och år (summerat över hela landets befolkning
blir dock denna energianvändning väsentlig). Om all denna energi vore el skulle
konsumenten betala ca 220 kr per person och år för denna energikostnad (87,7
öre/kWh inklusive skatt och moms enligt STEM [2001]).
4.2 Hygienaspekter
Allmänt
Riskerna med hanteringen av de olika avloppsfraktionerna, slutprodukterna och
användning av dessa kommer att jämföras på en bedömningsnivå. Beräkningar av
mikrobiella risker är av tidsskäl inte möjligt att göra för de olika alternativen.
Riskerna beror framförallt på hur fekaliefraktionen hanteras eftersom sjukdomsframkallande mikroorganismer (patogener) i avloppssystem till största del härrör
från mänsklig avföring. Sorteras fekalierna ut beror risken framförallt på vilken
temperatur, och eventuellt pH, som används i behandlingsprocessen. Är klosettvattnet däremot en del av det avloppsvatten som ger upphov till avloppsslam föreligger risker med slammet och även med utgående renat avloppsvatten. Mikroorganismer koncentreras i slammet då de ofta är bundna till partiklar och halten i
råslam är ca 1 000-100 000 gånger högre än i renat avloppsvatten (Jönsson m.fl.,
2000).
Referensscenario
Halten patogener i utgående avloppsvatten varierar kraftigt (Stenström, 1987;
Carlander m.fl., 2001). Den beror bland annat på förekomst av infektioner i den
till avloppsreningsverket anslutna populationen samt reduktionen av olika mikroorganismgrupper i de olika behandlingsstegen. Ingående halter kan variera mer än
100 gånger mellan olika verk, samt vid olika tidpunkter i samma verk och reduktionen av mikroorganismer rapporterades i en svensk studie i medel vara 99-99,9%
(Stenström, 1987). Det finns idag inga mikrobiella gränsvärden för utsläpp av
avloppsvatten. Risken för smittspridning är till stor del beroende på den lokala
42
recipienten och utgörs till exempel av avloppsvattenpåverkan på råvatten (dricksvattenintag) eller badvatten.
Inga patogener finns kvar efter förbränning av slam. Askan utgör således ingen
hygienisk risk.
Uppsamling av urin
Hygieniska risker med urin bedöms utifrån antagandet att fekalier felsorterats. En
fekal inblandning på i medel 10 mg/l har uppmätts i ca 1/3 av alla uppsamlingstankar för urin och beroende på förekomst av infektion i befolkningen kan ett visst
patogeninnehåll uppskattas. Under lagring av urin avdödas bakterier på några
dagar, protozoer överlever längre och virus avdödas endast om lagring sker vid
högre temperaturer (runt 20°C). Beroende på tid och temperatur under lagringen
finns rekommendationer för vilka grödor som är lämpliga att gödsla (Höglund,
2001; Jönsson m.fl., 2000).
I beräkningarna och i hygienbedömningarna valdes en lagringstid på sex månader.
Under denna tid är det möjligt att temperaturen periodvis är ≤ 4°C vilket innebär
att ingen reduktion av virus sker (Höglund m.fl., 2001). Urinen är därför teoretiskt
sett inte helt fri från patogener. Urinen rekommenderas under dessa förhållanden
till samtliga grödor förutom till grödor som ska konsumeras råa (Jönsson m.fl.,
2000). Rekommendationerna är framtagna inom forskningsprojekt och inte relaterade till några myndighetsföreskrifter.
Det skulle troligen kunna gå att få en ännu större hygienisk säkerhet på urin
genom till exempel upphettning. För urin har dock ingen annan behandling än
lagring i omgivningstemperatur diskuterats i större utsträckning, men lagring vid
högre temperaturer skulle påskynda avdödningen av patogener. Det finns också
möjligheter att genom olika processer koncentrera näringen i urin och erhålla
hygieniskt säkrare produkter. Ingen av dessa processer har hittills undersökts
tillräckligt för att införa i större skala (Jönsson m.fl., 2000). Ser vi praktiskt på
systemet eftersträvas enkelhet och lagring och då ses föreslagen behandling som
den realistiska möjligheten som också ger en acceptabel risk.
För det renade avloppsvattnet och för slamaskan gäller detsamma som i referenssystemet (se ovan).
Uppsamling av klosettvatten
Fekalier innehåller inte alltid patogener, men för en riskbedömning antas en viss
del av befolkningen ha en enterisk (mag-tarm) infektion. Koncentrationen av
patogener är beroende av spolvattenmängd och urinmängd, i fekalier är koncentrationen någon tiopotens högre än i slam (Jönsson m.fl., 2000).
Risker med klosettvattenprodukten beror i stor utsträckning av temperaturen vid
behandlingen. Vid termofil rötning är det beroende på genomsnittlig uppehållstid
och uppehållstidsfördelning, möjligt att åstadkomma en tillräcklig hygienisering.
En hygienisering vid 70°C under minst en timme ger dock en betydligt säkrare
avdödning av patogener och därmed mycket låg risk eftersom de flesta mikro-
43
organismer med undantag för bakteriesporer avdödas (Feachem m.fl., 1983). Av
denna anledning och för att öka möjligheterna till sambehandling av annat avfall
har i analysen valts ett system med hygienisering vid 70°C i minst en timme före
rötning.
I RVF – Svenska Renhållningsverksföreningens frivilliga certifieringsregler
(RVF, 2000) för biogasanläggningar krävs hygienisering vid 70°C i minst en
timme om ingående material innehåller animaliskt lågriskavfall. Matavfall ingår
inte i den definitionen men speciellt köttrester kan innebära risk för smittspridning
till djur.
Det renade avloppsvattnet som har sitt ursprung i BDT-vatten innehåller väsentligt lägre halter patogener och innebär därmed en lägre risk än ett konventionellt
avloppsvatten som i referenssystemet. Patogener från bad- och tvättvatten samt
från matvaror kan dock förekomma (Ottoson & Stenström, 2001). Risker med
slamaska är desamma som för referensscenariot.
Slamanvändning i jordbruk
Koncentrationen av patogener i slam beror på förekomst av infektioner i den till
avloppsreningsverket anslutna populationen samt reduktionen av olika mikroorganismgrupper i de olika behandlingsstegen. Mikroorganismerna koncentreras
i slammet och kan vara ca 10-1 000 gånger högre än i ingående avloppsvatten
(Stenström, 1996).
Hygieniska risker med användning av slam på åkermark (och på annan mark) är i
huvudsak beroende av slambehandlingsmetod. I de flesta avloppsreningsverk idag
rötas slammet mesofilt (35-40°C) vilket inte innebär någon nämnvärd hygienisering (Gantzer m.fl., 2001; SVA, 2001). Vid termofil rötning (55°C) sker en
väsentlig reduktion av de flesta mikroorganismer och många patogener avdödas
inom några timmar (EC, 2001). Det finns dock en del virus som är värmetåliga
och kan överleva flera dygn vid dessa temperaturer (Albihn & Stenström, 1998;
Norin m.fl., 1996).
Det finns idag inga definierade behandlingsmetoder i regelverket och även
obehandlat slam får spridas under vissa förutsättningar (NV, 1994). Hanteringen
av de mikrobiella riskerna har hittills skett genom restriktioner om hur och när
slam får användas. Ett behov av tydligare regler har dock uppmärksammats och
utreds både inom EU och Sverige (i tidigare nämnda regeringsuppdrag).
Vi har i systemanalysen valt en hygienisering vid 70°C i en timme. Det är inte
säkert att det kommer vara ett framtida krav men det ger ett flexibelt system med
möjligheter till sambehandling av slam och andra avfallsprodukter. Det har också
visat sig att en kort upphettning till en högre temperatur (70°C) energimässigt och
inte heller praktiskt behöver innebära några nackdelar jämfört med att hålla en
lägre temperatur under en längre tid. Fördelar kan ligga i en snabbare stabiliseringsprocess och ett bättre gasutbyte vid rötningen. Vid upphettning till 70°C
under en timme avdödas de flesta mikroorganismer med undantag för bakteriesporer (Feachem m.fl., 1983). Det finns även andra metoder för hygienisering av
slam, till exempel pH-höjning genom tillsats av kalk eller aerob behandling vid
förhöjda temperaturer (Stenström & Carlander, 1999; EC, 2001).
44
Slam har inte kunnat kopplas till något fall av smittspridning, vilket ofta påpekas,
men faktum är att det innehåller patogener i halter som är beroende av ingående
avloppsvatten och slambehandlingsmetod (Stenström & Carlander, 1999). Den i
systemet använda behandlingsmetoden (pastörisering vid 70°C, en timme) innebär
att slammet utgör en försumbar risk för smittspridning för de som hanterar slam
och via miljön efter spridning på jordbruksmark.
För det renade avloppsvattnet gäller detsamma som i referenssystemet (se ovan).
System för fosforutvinning
Fosforprodukterna, liksom askan efter förbränning, från de tre systemen för
fosforutvinning ur avloppsvatten, slam respektive aska innebär inte någon
hygienisk risk.
För det renade avloppsvattnet gäller i princip detsamma som i referenssystemet
(se ovan).
Diskussion
Förutom det behandlade avloppsvatten som går ut i recipienten föreligger risker
med slam, urin och klosettvatten. Övriga produkter har behandlats på ett sätt som
gör de hygieniska riskerna obefintliga. I jämförelse med referenssystemet innebär
utvinning av P ur avloppsvatten, KREPRO och BioCon ungefär samma hygieniska risk eftersom ett liknande avloppsvatten släpps ut.
Föreslagen behandling av slam och klosettvattenfraktion innebär en i det närmaste
total avdödning av patogener. Jordbruksanvändning av slam kan därför sägas vara
jämförbart med referenssystemet medan riskerna i klosettvattensystemet totalt sett
kan vara mindre än i referenssystemet eftersom ett mindre förorenat avloppsvatten
(endast BDT-vatten) renas och släpps ut. Bakterier som återinfekterar och tillväxer
i den hygienbehandlade produkten kan under antagna förutsättningar ses som den
största hygieniska risken för klosettvatten- och slamsystemet. Det är därför viktigt
att hantering, transport och lagring sker på ett sådant sätt att denna risk minimeras.
Återinfektion innebär att patogener som avdödats under hygieniseringen på nytt
introduceras i produkten. Återinfektion med Salmonella i slam har rapporterats
(SVA, 2001) Endast bakterier kan tillväxa i slammiljön och om en konkurrerande
mikroflora saknas och förhållandena för övrigt är gynnsamma kan patogena bakterier tillväxa. Eftersom de nedbrytande bakterierna som är verksamma under rötningen kan konkurrera ut patogener och en väl hygieniserad produkt är känsligare,
är det fördelaktigt att ha hygieniseringssteget före rötningen. Ytterligare säkerhet
går att erhålla genom val av lämpliga grödor, spridningsmetoder samt latenstider
mellan gödsling och skörd.
I systemet med återanvändning av urin är risken totalt sett något större än i referenssystemet eftersom ytterligare en fraktion som ej är fri från patogener hanteras och
sprids. Risker i urinsorterande system har dock i tidigare utredningar bedömts och
beräknats vara låga (Höglund, 2001). I urinsorterande system finns ingen risk för
återinfektion eftersom den sorterade urinens förhöjda pH (pH 9) och ammoniak-/
ammoniumhalt är en ogynnsam miljö för bakterier.
45
Hälsoaspekter är ofta högt prioriterade i avloppssystem, även om dagens avloppssystem inte optimerats för reduktion av patogener. I referensscenariot liksom i
andra system föreligger risker med utgående avloppsvatten, vilka inte alltid är
acceptabla. Riskerna är beroende av lokala förutsättningar såsom vattenomsättning, temperatur m m. Risker med det utgående avloppsvattnet kan i samtliga
system åtgärdas om nödvändigt, exempelvis genom klorering. Ska produkter från
avloppssystem användas i jordbruket kan risker tillföras genom den hantering av
produkterna som sker och genom den potentiella smittspridning via miljön som
kan ske. Smittspridning till människor och djur kan ske via aerosoler vid spridning av produkten, via avrinning till vattendrag och transport till grundvatten samt
vid konsumering av gödslad gröda. Det är dock möjligt att minimera dessa risker
genom behandling av produkterna och i praktiken innebär det en avvägning mot
kostnader och förbrukning av andra resurser, till exempel energi. Således behöver
inget system prioriteras bort på grund av att det innebär en försämring av smittskyddet, däremot behöver systemen anpassas och utformas så att de hygieniska
riskerna minimeras.
4.3 Ekonomi
Gemensamma förutsättningar
Allmänt: De kostnader som redovisas i detta avsnitt är företagsekonomiska kostnader, uppskattade efter hur de skulle belasta aktörer som kommunala förvaltningar och fastighetsägare. Detta innebär exempelvis att statlig avfallsskatt är
inkluderad, liksom energiskatter. Mervärdesskatt ingår däremot ej. Energikostnader och energiintäkter är genomgående räknat till ett pris av 0,4 kr per kWh
oavsett energislag. Vid användning av internt genererad värme ger detta för höga
kostnader liksom för höga intäkter vid produktion av värme. Vid beräkning av
kapitalkostnader har realräntan satts till 5%. Uppgifterna är, där så varit möjligt,
hämtade från aktuella budgetofferter eller detaljprojekteringskostnader och avser
svenska förhållanden. I övriga fall är det i respektive avsnitt beskrivet på vilket
sätt kostnaderna uppskattats.
Förbränning: För slamförbränningen har antagits att ny förbränningskapacitet
måste byggas för ändamålet. För modellstaden har förutsatts att förbränningsanläggningen ligger i nära anslutning till reningsverket, vilket innebär att transporter av avvattnat slam minimeras.
På marknaden finns en rad leverantörer av förbränningsanläggningar, såsom Lurgi,
Seghers Better Technology, Thyssen Krupp EnCoke, UM Engineering, Foster
Wheeler samt Kvaerner Pulping. Storleken på de förbränningsanläggningar som
erbjuds ligger ofta mellan 3 och 20 ton/h, men för att få god ekonomi byggs ofta
anläggningarna för 20 ton/h, motsvarande ca 150 000 ton/år. Detta kan jämföras
med att slamproduktionen från modellstaden (100 000 pe) ligger på ca 8 800 ton
slam vid 25% TS (21,9 kg TS/p och år).
Enligt den marknadsundersökning om slamförbränning som Elektrowatt-Ekono
gjorde åt VAV sommaren 2001 ligger totala kostnaderna för en förbränningsanläggning (budget, turn key) i storleksordningen 70-100 Euro/ton slam, ca
46
650-950 kr/ton slam vid 25% TS. Det är dock oklart hur kapitalkostnaderna är
beräknade.
I den nyligen uppförda slamförbränningsanläggningen i Avedöre utanför
Köpenhamn blev investeringen 154 milj. DKK för en anläggning som behandlar
7 700 ton TS avvattnat 22-procentigt slam per år med kontinuerlig drift under
vardagar. Kostnaderna uppges vara 500-600 DKK per ton slam, vid kontinuerlig
drift 5 arbetsdagar i veckan. Detta synes ligga i linje med uppgifterna ovan.
BioCon A/S är ett danskt företag som levererar mindre förbränningsanläggningar
med torknings- och förbränningsmoduler från 0,5 till 4 ton/h. BioCon offererar
anläggningar till priser som synes ligga klart under de ovan angivna. BioCon A/S
är sedan 2002 uppköpta av firma Krüger. Två mindre anläggningar är under uppförande; dels i Falun, dels i Mora. I Falun skulle tork- och förbränningsanläggningen ha kompletteras med en fosfor- och kemikalieåtervinning från BioCon.
Båda anläggningarna beräknas stå klara före sommaren 2002. I Mora byggs enbart
tork- och förbränningsdelen.
Kapitalinvesteringen för en tork- och förbränningsanläggning från BioCon med
kapacitet 11 000 ton avvattnat slam/år uppges till 34 miljoner kronor, vilket ger en
kapitalkostnad på 280 kr per ton avvattnat slam. Motsvarande investeringskostnad
för kapaciteten 50 000 ton är ca100 miljoner kronor.
Driftkostnaderna för torkning och förbränning (energibehov, kemikalier vid rökgasrening, underhåll samt personal) uppges till ca 170 kr/ton vid 11 000 ton
slam/år eller ca 130 kr/ton slam för 50 000 ton slam/år. BioCon har härvid förutsatt att bemanningsbehovet är begränsat till en man, dagtid. Med förutsättningar
enligt bilaga 5 ger detta en förbränningskostnad på 450 kr per ton avvattnat slam.
I inget av de alternativ där förbränning ingår har det räknats med någon energiåtervinning, utöver den interna värmeåtervinningen inom anläggningen. Detta
torde normalt vara fallet för anläggningar av aktuell storlek. Om lokala förhållanden gör det möjligt att samförbränna slam eller fiberrest i anläggningar med elproduktion och med anslutning till fjärrvärmenät kan energibalanserna bli gynnsammare än vad som redovisas.
Transport och deponering: Transportkostnaderna för slam och aska över längre
avstånd beräknas efter 1,2 kr/ton och km vid fullt lastat ekipage, inklusive retur.
Vid transport på avstånd på 30 km och därunder har ett tillägg på 10 kr/ton gjorts
för lastning och lossning.
Transportavståndet från förbränningsanläggning till deponi har för modellstaden
antagits vara 100 km. Att ett så långt transportavstånd förutsatts beror på att
kraven på framtida deponier kan förväntas bli så höga att det driver fram regionala
högklassiga deponier.
Deponeringsavgiften för askan antas vara 500 kr/ton samt deponeringsskatten
250 kr/ton. Kostnaderna för disponering av aska blir därmed ca 100 kr räknat per
ton avvattnat slam. Den totala kostnaden för förbränning inklusive askdisponering
blir då 550 kr per ton avvattnat slam. Denna kostnad har använts för alla de alternativ där förbränning ingår. I en del fall blir det väsentligt mindre slam som skall
förbrännas och förutsättningen att förbränningsanläggningen ligger i omedelbar
anslutning till reningsverket kan ifrågasättas. Eventuella transportkostnader blir
47
dock måttliga jämfört med totalkostnaden varför inga försök till korrigeringar
gjorts.
Transportavstånd till jordbruk för urin, klosettvatten och slam har förutsatts vara
30 km.
Urinen förutsätts lagras i tankar direkt i anslutning till fastigheterna och vid för
tunga fordon körbar väg. Det har bedömts svårt att för alla hämtningar köra med
maximal storlek på fordonsekipage inne i lokala bostadsområden. Vid beräkningarna har det därför förutsatts att fordon med maximalt 12 m3 kapacitet kan
användas för 50% av transporterna. I resterande 50% kan fordon med drygt 30 m3
kapacitet användas. Kostnaden för transport ca 30 km med denna fordonsmix har
uppskattats till 3 kr/tonkm inklusive lastning, lossning och retur. Detta förutsätter
att pumpteknik används för att fylla fordon istället för de sugtankar som används
idag.
När det gäller klosettvatten har det förutsatts att vakuumcentralerna för uppsamling av klosettvattnet kan placeras så att det är möjligt att använda stora tankbilar
med släp med en kapacitet på drygt 30 m3. Kostnaderna för transport ca 30 km
med stora tankbilar har uppskattats till 2 kr/tonkm, inklusive lastning och lossning
och retur. Samma utvecklade fyllnadsteknik förutsätt som för urinalternativet.
Referensscenario
Bakgrund: I referensscenariot förutsätts att det finns ett reningsverk med
biologisk-kemisk rening och kväverening som uppfyller gällande krav. Slambehandlingen sker med förtjockning, mesofil rötning och avvattning. De byggnadsmässiga konstruktionerna vid ett sådant reningsverk har, om de underhålls
väl, mycket lång livslängd. Maskinella och elektriska installationer har livslängder
på 10-20 år. De förnyas normalt inom ramen för det löpande programmet för förebyggande underhåll. Kostnaderna för denna förnyelse förutsätts därför avspeglas
i driftkostnaderna. För alla scenarier räknas därför kapital- och driftkostnader
enbart för tillkommande delar. I det fall driftkostnader minskar vid en befintlig
anläggning anges detta. Hänsyn tas inte till eventuellt minskade framtida kostnader för förnyelse i de scenarier där mindre föroreningsmängd leds till reningsverket.
Avloppsreningsverket antas vara dimensionerat för 100 000 pe och avskiljd
slammängd efter rötning antas vara 21,9 kg TS/p, år. Rötat avvattnat slam förutsätts behandlat. Den behandling som tillkommer är i detta scenario slamförbränning samt borttransport av aska. Kostnader som bortfaller, relativt ett tänkt nuläge,
är transport och deponering av avvattnat slam.
För att kunna relatera de här uppskattade kostnaderna till de kostnader man har för
dagens avloppsvatten- och slambehandling anges nedan kapital- och driftkostnaderna vid nybyggnation av ett modernt reningsverk. Siffrorna grundar sig på erfarenheter samt uppföljning från senaste årens projekteringsarbeten och nybyggnationer.
Kapitalkostnaderna har beräknats för 25 års avskrivning och 5% realränta. Driftkostnaderna för ett konventionellt avloppsreningsverk varierar en hel del enligt
äldre utredningar, men erfarenhetsmässigt ligger kostnaderna för ett modernt konventionellt avloppsreningsverk idag normalt kring 1 kr per m3. Avloppsvattenmängderna antas vara ca 13,3 miljoner m3/år (365 l/d,p). De totala kostnaderna
48
inklusive kapitalkostnader för avloppsreningen och slambehandlingen blir därmed
ca 28 miljoner kronor/år eller 275 kr/p och år.
Nyinvestering avloppsreningsverk 100 000 pe
200 miljoner kronor
Avskrivning 25 år, 5% realränta
Kapitalkostnader
14,2 miljoner kr/år
Kapitalkostnader per år och pe:
142 kr/år, pe
Driftkostnader per år och pe:
133 kr/år och pe
Totala kostnader per år och pe:
275 kr/år och pe
De kapitalkostnader som idag belastar brukarna är i allmänhet lägre, eftersom
anläggningarna byggts i ett annat kostnadsläge och eftersom delar av anläggningarna är avskrivna.
Kostnader för referensscenariot: Med en kostnad på 550 kr/ton och 8 800 ton
slam per år blir kostnaderna för förbränning och askdisponering i referensscenariot 4,8 Mkr per år.
Förbränningskostnaderna är relaterade till en anläggning med kapaciteten 11 000
ton /år. Det har antagits att ledig kapacitet kan användas för att ta emot slam från
angränsande tätorter, varför inga justeringar av kostnaderna gjorts.
En kostnad på 4,8 Mkr för modellstaden motsvarar 2 200 kr per ton TS eller 50 kr
per person och år.
Vid förbränning av slam bortfaller dagens kostnader för slamdisponering. Hur
stora dessa är beror helt av lokala förhållanden. I de flesta fall torde de ligga i
intervallet 100-400 kr per ton avvattnat slam.
Deponering av slam är efter år 2005 inget alternativ, men som jämförelse kan
noteras att kostnaden för deponering av 8 800 ton avvattnat slam enligt ovanstående transportavstånd, avgifter och skatter beräknas till ca 8 miljoner kronor
per år. Detta är högre än de ovan uppskattade förbränningskostnaderna.
Uppsamling av urin
Bakgrund: I beräkningarna antas att utbyggnad för urinuppsamling sker gradvis
i samband med nybyggnation eller renovering (byte av avloppsstammar i fastigheterna) av bostadsområden. Detta innebär att endast merkostnader jämfört med
konventionell teknik räknas in, dvs. extra kostnader för urinsorterande klosett
jämfört med konventionell klosett, kostnader för en extra ledning i fastighet osv.
Den genomsnittliga hushållsstorleken har förutsatts vara 2,0 personer (Thelander,
pers. medd.).
Urinen samlas upp i tankar som antas ligga i direkt anslutning till fastigheterna.
I beräkningarna antas därför inga kostnader för ledningsdragning i mark. Från
49
tankarna hämtas urinen och körs med tankbil för lagring/hygienisering i anslutning till jordbruk.
BDT-vatten och fekalier leds till konventionellt avloppsreningsverk med slamförbränning. Dessa kostnader redovisas ej eftersom de inte innebär några merkostnader jämfört med referensscenariot. Kemikalie- och energiförbrukning i
reningsverket kommer att minska något på grund av den minskade belastningen.
Den minskade kostnaden på grund av detta utgör enligt överslagsberäkningar
mindre än 1% av alternativets totala merkostnad och har därför inte redovisats
nedan.
Kostnader för uppsamling av urin: Det sifferunderlag som använts vid beräkningarna är baserade på ett flertal referenser samt i viss mån egna antaganden.
Merkostnaden för installationer i fastigheter baseras på beräkningar gjorda i samband med Hammarby Sjöstads projektet i Stockholm. Dessa kostnader har ifrågasatts men underlag för några andra bedömningar har inte funnits. De beräknade
värdena visar därför endast storleksordningar.
Nedan redovisas kostnader för alternativet uppsamling av urin. För beräkning av
kapitalkostnad har antagits 5% realränta och avskrivningstid 25 år. En mer utförlig redovisning finns i bilaga 5. Kostnaderna är merkostnader utöver referensscenariot. Där ej annat anges är enheten kr/p och år:
Installation i fastighet (inkl. material), kapitalkostnad
280
Tankar vid fastighet samt långtidslager, kapitalkostnad
180
Summa kapitalkostnad
330
Tömning och transport
90
Summa kostnader
550
För modellstaden blir kostnaden 55 Mkr per år.
Med detta alternativ fullständigt genomfört i modellstaden bedöms 29 ton fosfor
kunna återföras. Kostnaden per kg återfört fosfor blir då 1 900 kr.
Kostnader för spridning av urinprodukten på åkermark har inte tagits med i beräkningarna, men kostnaden bör kunna bli som vid spridning av flytgödsel. Spridningskostnaden för flytgödsel är ca 25 kr/m3, vilket blir samma belopp om man
räknar per person och år.
Bakgrund: För vakuumsystemet antas att fastigheter ansluts gradvis i samband
med nybyggnation eller renovering (byte av avloppsstammar i fastigheterna) av
bostadsområden. Klosettvattensystemet blir därför fullt funktionellt först sedan
tillräckligt många fastigheter anslutits till vakuumanläggningar så att underlag
finns för en behandlingsanläggning. Det kan därför bli så att investeringar i
klosettvattensystem ej ger resultat i form av fosforåterföring förrän en viss tid
efter det investeringarna påbörjats. Hänsyn härtill har ej tagit i kostnadsbedömningarna.
50
BDT-vattnet leds till ett konventionellt avloppsreningsverk med slamförbränning.
Dessa kostnader redovisas ej eftersom de inte innebär några merkostnader jämfört
med referensscenariot. Kemikalie- och energiförbrukning i reningsverket kommer
att minska något på grund av den minskade belastningen. Den slammängd som
måste förbrännas minskar också när klosettvattnet sorteras bort, vilket bland annat
ger minskade transportkostnader. Den minskade kostnaden på grund av ovanstående förhållanden bedöms till knappt 50 kr per person och år.
Till varje vakuumstation är 500 lägenheter anslutna och korttidslagring av uppsamlat klosettvatten sker i anslutning till vakuumstationen. Klosettvattnet transporteras med tankbil till en behandlingsanläggning 30 km bort. Behandlingsanläggningen antas ligga i nära anslutning till åkermark. Varje behandlingsanläggning antas ta emot klosettvatten från 15 000 personer, motsvarande 66 000 ton per
år. Detta motsvarar 6 stycken anläggningar för referensstaden.
Kostnader för uppsamling av klosettvatten: Det sifferunderlag som använts vid
beräkningarna är bl.a. baserade på antaganden gjorda av Ramirez (2001), personliga meddelanden samt i viss mån egna antaganden. De beräknade värdena visar
därför endast storleksordningar.
Vid beräkning av kapitalkostnaden för behandlingsanläggningen har Ryaverkets
rötningsanläggning varit utgångspunkt. Driftkostnader har delvis hämtats från
Kalmar Vatten och Renhållning AB:s anläggning för bland annat flytgödsel.
Anläggningen drivs med termofil rötning och hygienisering 70ºC i minst en
timme. Kostnader för den rening av biogas som finns i Kalmar har uteslutits.
För modellstaden antas att 3 personer arbetar heltid vid de 6 behandlingsanläggningarna. För bedömning av tillsyns och underhållsbehov för vakuumstationer
saknas underlag. Om man antar att dessa är fjärrövervakade på samma sätt som
mindre pumpstationer numera ofta är, blir tillsynsbehovet litet. Om man för
planerat och avhjälpande underhåll också gör jämförelser med mindre pumpstationer skulle personalbehovet kunna uppskattas till ca 6 personer.
Nedan redovisas kostnader för alternativet uppsamling av klosettvatten. För
beräkning av kapitalkostnad antas 5% realränta och avskrivningstid 25 år. En mer
utförlig redovisning av kostnaderna finns i bilaga 5. Kostnaderna är merkostnader
utöver referensscenariot. Där ej annat anges är enheten kr/p och år:
Installation i fastighet samt vakuumstation, kapitalkostnad
390
Uppsamlingstankar och långtidslager, kapitalkostnad
75
Behandlingsanläggning, kapitalkostnad
90
Driftkostnad, vakuumanläggning och behandling
130
Transport till behandlingsanläggning, driftskostnader
260
Minskade driftkostnader vid reningsverket
-50
Summa kostnader
895
För modellstaden innebär detta kostnader på 90 Mkr per år.
Med detta alternativ fullständigt genomfört i modellstaden bedöms 55 ton fosfor
kunna återföras. Kostnaden per kg återfört fosfor blir då 1 600 kr.
51
Kostnader för spridning av klosettvattenprodukten på åkermark har inte tagits med
i beräkningarna men bör bli desamma som för spridning av urin, dvs. 25 kr/m3,
motsvarande 110 kr per person och år.
Bakgrund: I scenariot med slamanvändning i jordbruk sker avloppsvattenrening i
konventionellt reningsverk med mekanisk avskiljning, biologisk rening inklusive
kväverening samt kemisk fällning. Slambehandling sker med förtjockning, mesofil rötning samt slamavvattning såsom i referensscenariot. Till detta antas att ett
hygieniseringssteg behövs. Utöver hygienisering kommer mellanlager att krävas
om allt slam skall kunna användas i jordbruk. Därtill krävs åtgärder för kvalitetsarbete.
Kostnader för slamanvändning i jordbruk: Beräkningarna baseras på hygienisering genom uppvärmning till 70°C under en timme. Investeringen för ett
hygieniseringssteg bedöms i sammanhanget ligga mellan 3 och 6 miljoner kronor
inklusive tankar, värmeväxlare, pumpar och annan kringutrustning. Byggnaden
förutsätts finnas. Kapitalkostnaderna beräknade för en investering på 5 miljoner
kronor uppgår till 480 000 kr/år (avskrivning, maskin 15 år samt 5% realränta)
eller ca 55 kr/ton slam.
Energiförbrukningen för ett extra hygieniseringssteg före rötningen har beräknats
enligt följande: Slammet som ska hygieniseras har antagits ha en TS-halt på 5%.
Vidare har det antagits att en stor del av energin kan återvinnas vid värmeväxling
av inkommande slam. Det årliga energibehovet uppskattas till drygt 700 MWh/år.
Större delen av denna värme kan sannolikt hämtas i form av kylvatten från
reningsverkets gasmotoranläggning och prissättningen av denna energi beror
därmed på lokala förhållanden. Enligt tidigare angiven förutsättning har priset för
både lågvärdig och högvärdig värme satts 0,4 kr/kWh för alla behandlingsmetoder
och scenarier och detta innebär att kostnaden för energiförbrukningen beräknas till
290 000 kr/år eller ca 33 kr/ton slam.
Om särskilda mellanlager på platta skall anläggas kan kostnaderna översiktligt
uppskattas till ca 50 kr/ton slam. För modellstaden skulle detta motsvara en
investering på ca 5 Mkr.
För kvalitetsförbättrande arbete, för marknadsföring och för registerhållning
kommer kostnader som är svåra att uppskatta. Vi bedömer att de för modellstaden
inte understiger kostnaderna för en person på heltid vilket med kringkostnader blir
ca 0,5 Mkr per år.
Totala kostnader för slambehandling vid återföring till jordbruk i modellstaden,
uttryckt per person och år:
Mellanlagring
4,5
Kostnader hygienisering
8,4
Transporter till jordbruk 30 km
4,0
Kvalitet och marknadsföring
5,0
Summa kostnad
22
För modellstaden innebär detta kostnader på 2,2 Mkr per år.
52
Med detta alternativ fullständigt genomfört för modellstaden skulle 70 ton fosfor
kunna återföras. I scenariot med slamanvändning i jordbruk bortfaller kostnaderna
för förbränning enligt referensscenariot. Det innebär totalt en kostnadsbesparing,
jämfört med referensscenariot, på motsvarande ca 550 kr/ton, eller 4,8 Mkr.
Kostnaden för detta alternativ blir således ca 2,6 Mkr lägre per år, motsvarande
26 kr per person.
Kostnaden per kg återfört fosfor blir därför negativ, - 27 kr.
Kostnaderna för spridning av slam ingår ej i ovanstående. Dessa kan uppskattas
till drygt 40 kr per ton avvattnat slam eller till ca 4 kr per person och år.
Utvinning av fosfor ur avloppsvatten - Phostrip
Bakgrund: I detta alternativ byggs reningsverket om till biologisk fosforreduktion. Det kompletteras med bassänger för ”strippning” av fosfor samt en förtjockare och fällnings- och avskiljningsenhet. Det kan även behövas ett filtreringssteg för att nå önskade fosfornivåer i det renade avloppsvattnet. Alternativet har
dock inte belastats med kostnaderna för ett filtersteg eftersom det kan behövas
också utan fosforutvinning.
Kostnader vid utvinning av fosfor ur avloppsvatten: Volymerna för de ovan
beskrivna enheterna kan uppskattas till ca 50 l per ansluten person. Om man
schematiskt antar en kostnad på 4000 kr/m3 bassängvolym, inkl anslutande
kanaler, rörledningar och utrustning i bassängerna innebär detta för modellstaden
en investering på 20 Mkr. Det har härvid förutsatts att det inte finns några
”lediga” volymer som kan utnyttjas, något som ofta kan vara fallet.
På driftkostnadssidan tillkommer kostnader för kalk. Å andra sidan inbesparas
järnsulfat och stort sett kan dessa kostnader antas ta ut varandra. I detta alternativ
förutsätts ättiksyra användas. Skall denna köpas blir kostnaderna ca 12 kr/p och
år. Det finns dock möjligheter att internt producera ättiksyra. Detta kommer att
kräva ombyggnader varför här halva kostnaden har antagits belasta alternativet.
Slammängderna till förbränning blir 10-15% mindre. Totalt sett bedöms därför
alternativet inte medföra några ökade driftkostnader.
Med 25 års avskrivningstid till 5% ränta fås kostnader enligt nedan. Extra kostnader för utvinning av fosfor ur avloppsvatten jämfört med referensscenariot,
uttryckt som kr per person och år :
Kapitalkostnad
14
Merkostnader drift
0
Summa kostnader
14
För modellstaden innebär detta kostnader på 1,4 Mkr.
Med detta alternativ fullständigt genomfört i modellstaden skulle 42 ton fosfor
kunna återföras. Kostnaden per kg återfört fosfor blir då 33 kr.
53
Bakgrund: I KREPRO-scenariot antas att avloppsvattenreningen sker i konventionellt reningsverk med mekanisk avskiljning, biologisk rening inklusive kväverening samt kemisk fällning. Slambehandlingen sker genom förtjockning, mesofil
rötning samt slamavvattning.
Kemira har angett att den nedre gränsen för en KREPRO-anläggning troligen går
vid 3 000 ton TS per år (12 000 ton slam/år vid 25% TS), vilket därmed överstiger
kapacitetsbehovet för modellstaden med ca 35%. KREPRO-metoden förutsätter
därmed att fosforåtervinningen sker i någon typ av regional samverkan bortsett
möjligen från Stockholm och Göteborg. Vid den planerade anläggningen i Malmö
kalkyleras det med att anläggningen ska ta emot 16 000 ton TS (64 000 ton slam
vid 25%), varav hälften ska komma från omkringliggande kommuner.
Kostnader för utvinning av fosfor ur slam: Investeringen för en anläggning
med kapaciteten 3 000 ton TS per år uppges till 40 miljoner kronor. Det ger en
kapitalkostnad motsvarande 1 240 kr/ton TS eller 310 kr/ton slam (avskrivning,
maskin 15 år, bygg 20 år, 5% realränta). Motsvarande kapitalinvestering för
10 000 ton TS uppges till 100 miljoner kronor, vilket ger en kapitalkostnad på
920 kr/ton TS eller 230 kr/ton slam.
Driftkostnaderna för den mindre anläggningen uppges till 2 800 kr/ton TS. I detta
ingår kemikalieförbrukning (baserat på förhållandena vid Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö med relativt lågt järninnehåll i slammet), energiförbrukning,
personal (en person, dagtid), underhåll samt torkning av järnfosfatprodukten. Förbränning av fiberslammet och askdisponeringen ingår i driftkostnaderna. Totalkostnaden för behandlingen i en anläggning för 3 000 TS/år blir därmed 4 500
kr/ton TS eller 1 125 kr/ton avvattnat slam. Motsvarande totalkostnad i den större
anläggningen blir då 3 900 kr/ton TS eller 975 kr/ton slam. En KREPRO-anläggning för modellstaden skulle således innebära årliga kostnader på ca 9,0 Mkr.
Kemira bedömer att 25 % av energin i fiberresten kan konverteras till el. Huruvida
detta blir fallet beror för Krepro-alternativet av lokala förhållanden (liksom för
övriga alternativ med förbränning). För Krepro-alternativet skulle detta, med
valda beräkningsförutsättningar, innebära att kostnaderna minskar med ca 500 kr
per ton TS.
Vid en KREPRO-anläggning blir slammängderna som skall förbrännas väsentligt
mindre än i referensalternativet, dels på grund av den upplösning och återvinning
som sker, dels på grund av att restslammet efter värme- och syrabehandling
avvattnas lätt. Även askmängderna minskar.
Kostnaderna ovan inkluderar även förbränning av fiberslam och omhändertagande
av askan. För att få merkostnaderna relativt referensalternativet måste då kostnaderna för förbränning och omhändertagande av askan i referensalternativet,
4,8 Mkr, dras av. Merkostnaden blir då 4,2 Mkr.
Vid Krepro-processen återvinns fällningskemikalier. Värdet av denna är mindre
än 1 kr per person och år.
För den aktuella KREPRO-anläggningen (3 000 ton TS), blir merkostanden 42 kr
per person och år.
54
Om alternativet införs genomgående i modellstaden kan 52 ton fosfor återföras.
Kostaden per kg återfört fosfor blir då 80 kr.
För modellstaden med 8 800 ton slam tillkommer i detta fall en transportkostnad
för slam från regionen för att kapaciteten skall kunna utnyttjas fullt ut. Antag att
800 ton TS per år, eller 3 200 ton slam, transporteras i genomsnitt 50 km till
behandlingen vid modellstadens reningsverk. Det innebär att transportkostnaderna
för importerat slam kan beräknas till ca 200 000 kr/år. Denna kostnad är försumbar relativt övriga kostnader.
Utvinning av P ur aska – BioCon
Bakgrund: I scenariot med utvinning av fosfor ur aska med BioCons jonbytesmetod antas att avloppsvattenreningen sker i befintliga konventionella reningsverk
med mekanisk avskiljning, biologisk rening inklusive kväverening samt kemisk
fällning. Slambehandlingen sker med förtjockning, mesofil rötning samt slamavvattning. Slammet torkas och förbränns, varefter fosforn återvinns som 50procentig fosforsyra genom syralakning, jonbyte samt indunstning.
Förbränning av slam vid utvinning med BioCon: Förbränningen förutsätts ske
på samma sätt som i referensalternativet. Relativt referensscenariot är det således
återvinningsdelen som tillkommer. Det bör noteras att den planerade återvinningsanläggningen i Falun inte kommer kommer att uppföras som planerat. Detta bör
hållas i minnet när underlaget för beräkningarna nedan granskas. Den minsta
återvinningsanläggningen BioCon kan leverera har en kapacitet motsvarande ca
3 000 ton slam per år eller ca 750 ton TS per år.
Kapitalinvesteringen för en återvinningsanläggning med kapaciteten 2 750 ton TS
per år (10 000-12 000 ton slam, vilket innebär ca 20% överkapacitet) uppges till
ca 13 miljoner kronor. Den tillkommande kapitalkostnaden i jämförelse med
referensscenariot, dvs. för återvinningsdelen, blir därmed ca 1,1 miljoner kronor
per år eller 410 kr/ton TS. Driftkostnaderna för återvinningsdelen uppges till
905 kr/ton TS. (Det kan noteras att inget personalbehov utöver den person som
sköter förbränningen förutsätts behövas).
Mängden aska som måste deponeras minskar vid återvinningsprocessen. Här har
antagits att dessa mängder minskar lika mycket som vid KREPRO-processen. I
processen återvinns även fällningskemikalier. Värdet av dess är mindre än 1 kr
per person och år.
För den aktuella återvinningsanläggningen gäller, uttryckt som kr per person och
år:
Kapitalkostnader
Driftkostnader
Minskade kostnader för askdisponering
Summa kostnader
9
20
2,5
26
För modellstaden innebär detta kostnader på 2,6 Mkr
55
Om alternativet införs genomgående i modellstaden kan 45 ton fosfor återföras.
Kostnaden per kg återfört fosfor blir då 58 kr.
Det har förutatts att den överkapacitet som finns i anläggningen för modellstaden
kan utnyttas för slam från närliggande tätorter. Någon justering av kostnader för
överkapacitet har därför ej gjorts.
Slutsatser och diskussion av kostnader
De sex olika systemen jämförs nedan i tabell 6 med avseende på merkostnader
utöver referensscenariot.
Tabell 6. Kostnader för de sex analyserade systemen samt referensscenariot.
Kostnaderna utgör merkostnader utöver referensscenariot. Kostnader för
referensscenariot utgör dock den totala kostnaden för slamförbränning.
Scenario
Investeringar för
modellstaden
(kkr)
Totala merkostnader Totala återvinningsför modellstaden
kostnader
(kkr/år)
(kr/kg P-tot)
Referensscenario
(1
(slamförbränning)
34 000
4 800
ingen återvinning
Merkostnader jämfört med referensscenariot
Uppsamling av urin
(2
55 000
1 900
(2
653 000
Uppsamling av
klosettvatten
762 000
90 000
1600
Slamanvändning i
jordbruk
-24 000
-2 600
-27
PhoStrip
20 000
1 400
33
Utvinning av fosfor
ur slam – KREPRO
39 000
(3
4 200
80
Utvinning av fosfor
ur aska – BioCon
13 000
(1
2 600
58
1) Investeringar motsvarar en anläggning med ca 20% överkapacitet
2) För underlag se bilaga 5.
3) Investeringar motsvarar en anläggning med ca 35% överkapacitet
I samtliga alternativ, utom direkt slamanvändning, förutsätts förbränning för den
del av slammet som inte återförs. Som kostnad för förbränning har en anläggning
av den typ som nu är under uppförande i Falun och Mora använts som utgångspunkt. Kostnaderna blir då väsentligt lägre än de man vanligen räknar med vid
slamförbränning. Skulle man istället använda de kostnader som är vanliga vid
kontinentala slamförbränningsanläggningar skulle de absoluta kostnaderna öka
och relationerna mellan alternativen förändras. Det alternativ som främst gynnas
i relativt hänseende är direkt slamanvändning och de alternativ som mest missgynnas är fosforutvinning från aska.
Sammanställningen visar att slamspridning på åkermark är det enda alternativ där
kostnaderna blir lägre än för referensscenariot med slamförbränning. Anledningen
56
är att investering i förbränningsanläggning inte behövs. I detta alternativ begränsas investeringarna till hygieniseringsanläggningar och lagringsutrymmen. Alternativet med uppsamling av klosettvatten är i särklass dyrast, följt av uppsamling
av urin. En tung post för båda alternativen ligger i merkostnader för installationer
i fastigheterna. I bägge fallen har det förutsatts enbart en toalett per hushåll vilket
för villabebyggelse är för lågt liksom för större lägenheter i flerfamiljshus. Det
har vad gäller återföringsgrad förutsatts att allt urin respektive klosettvatten kan
samlas upp. Några kostnader för installationer i skolor, sjukhus, andra institutioner och på arbetsplatser ingår dock ej i kostnadsuppskattningen. Detta kan tyda på
att kostnaderna är underskattade. Å andra sidan har det vid presentationer framförts att merkostnaderna för installationer i fastigheter är överskattade.
Andra stora kostnader för de båda alternativen är lagring och transport, som beror
av att det är stora kvantiteter som hanteras. Transportavståndet har schematiskt
förutsatts vara 30 km. Kortare transportavstånd har tämligen liten betydelse för
kostnaderna, eftersom tiden för lastning och lossning av urin respektive klosettvatten är en väsentlig del av den totala nyttjandetiden av transportfordonen.
De omfattande transporterna är en nackdel från såväl kostnads- som miljösynpunkt för alternativen urinoch klosettvattenuppsamling. Väsentligt förbättrad
teknik för lastning har förutsatts än den som används idag.
För urinuppsamlingen kan man tänka sig att, när alternativet fått mer omfattande
användning att insamlingen vid lokala uppsamlingstankar ersätts av större centrala
tankar eller koncentreringsanläggningar. Detta kan minska transporterna men
medför å andra sidan investeringar i ledningar och i eventuella behandlingsanläggningar.
Utvinning av fosfor från avloppsvatten efter omläggning till biologisk fosforrening framstår från ekonomisk utgångspunkt som det mest attraktiva alternativet,
efter direkt jordbruksanvändning. Man skall hålla i minnet att en stor del av kostnaderna i alternativ utvinning av fosfor från avloppsvatten beror på att restslammet
förutsatts förbrännas. Om disponeringen av restslammet kan lösas på annat sätt,
kan detta alternativ ge en begränsad fosforåterföring till måttlig kostnad.
Kostnaderna för alternativen för återvinning från slam respektive aska bygger
på kalkyler från leverantörer. Kapitalkostnaderna borde då vara realistiska. Den
främsta osäkerheten torde gälla personalkostnaderna. Det är i bedömningen av
driftkostnader förutsatt en bemanning av en person dagtid. Om man vid kontinuerlig drift skulle anta att det behövs bemanning även utom ordinarie arbetstid, och
att det av säkerhetsskäl behövs två man, skulle detta medföra en kostnadsökning
på 4,5 Mkr för modellstaden eller ca 100 kr/kg P.
4.4 Produktmarknad
För att möjliggöra ett fungerande kretslopp är det en förutsättning att de produkter
som produceras verkligen används och att de blir attraktiva på marknaden. Långsiktigt förtroende måste finnas och ytterst är det livsmedelskonsumenterna som
styr hur gödselprodukten ska tas emot. Konsumenternas reaktioner är i sin tur
starkt relaterade till vilket förtroende marknadens aktörer (Livsmedelsindustri,
57
VA-verk, lantbrukarorganisationer, myndigheter och politiker) lyckas skapa för
den tekniska systemlösningen och växtnäringsprodukten.
I detta avsnitt jämförs produkterna med avseende på hur väl miljömålen uppfylls,
hur mycket produkten kostar att framställa, hygieniska aspekter, volymer som ska
hanteras, fosforns ursprung och växttillgänglighet m.m. En viktig aspekt är också
om produkten kan användas på ett sätt så att den ersätter fossilt fosfor. Metallinnehåll i de olika produkterna jämförs. Däremot utelämnas uppgifter om organiska ämnen, och eventuell förekomst av hormoner och läkemedel på grund av
brist på underlag.
Inga spekulationer görs kring vilket/vilka system som kan komma att uppfattas
mer eller mindre positivt hos marknadens aktörer. Det finns marknadsmässiga
risker med samtliga i analysen studerade system, det gäller för myndigheter och
övriga aktörer att fatta beslut kring vilket/vilka kriterier som är viktigast att föra
fram och vilket system man vill gynna.
Produktbeskrivning och föroreningsinnehåll
I urinoch klosettvattensystemet härstammar fosforn endast från urin och fekalier.
Övrigt vatten leds till reningsverket. Inga tillsatsmedel används för att ta fram
någon av dessa produkter.
Vid användning av avloppsslam antas i denna rapport att fosforn endast härstammar från hushåll. Metallhalterna blir därför låga jämfört med ett genomsnittligt svenskt slam. I tabellen med ingångsdata i bilaga 4 visas både det slam
som använts som utgångspunkt i den här rapporten, och ett svenskt medelslam.
Man kan utläsa att ungefär hälften av metallinnehållet (med avseende på de
metaller som visas i tabellen med ingångsdata i bilaga 4) i det i rapporten valda
slammet härstammar från klosettvatten, resterande del kommer från BDT-vatten.
Kemiska produkter, vanligtvis aluminium- eller järnföreningar, används i reningsverksprocessen för fosforfällningen. Polymerer tillsätts för att förbättra avvattningen av slam samt som flockningshjälpmedel vid den kemiska fällningen. Om
biologisk fosforreduktion används i reningsverket kan mängden tillförda kemiska
produkter minskas kraftigt.
Eftersom utvinning av fosfor ur avloppsvatten sker i reningsverk kommer den
fosfor som utvinns ur avloppsvatten, slam och aska att ha samma ursprung som
fosfor från avloppsslam. Sammansättningen av den slutliga fosforprodukten blir
dock en annan än den då avloppsslam används direkt.
Den produkt som fälls ut från biologisk fosforrening och PhoStrip är ett kalkslam.
Hanteringsegenskaperna hos detta slam är dåligt kända.
Det KREPRO-koncept Kemira utgår från idag är avsett för reningsverk med järn
som fällningskemikalie. Processen har hittills inte testats för andra typer av slam.
Fosfor separeras från slammet genom att järn oxideras från tvåvärt till trevärt och
bildar järnfosfat (FePO4). 75% av produkten utgörs av järnfosfat, resterande delar
är gips, magnesiumoxid och organiskt material (Kemira, internt material).
BioCons fosforprodukt tas fram genom att slamaskan mals i en kvarn och lakas
med svavelsyra så att metaller och fosfor går i lösning. Därefter separeras ämnena
58
i lösningen med flera jonbytare. Slutprodukter blir fällningskemikalie (järnsalt),
tungmetaller, kaliumsulfat och fosfor i form av fosforsyra. Det är inte aktuellt att
använda fosforsyra direkt i jordbruk utan denna måste tas om hand industriellt.
Metallinnehåll hos de undersökta systemprodukterna samt hos några vanligt förekommande gödslingsprodukter finns i tabell 7. Observera att innehållet presenteras som mg per kg fosfor. Som en jämförelse presenteras förutom de halter i
slam som används i rapporten, även halter i ett genomsnittligt svenskt slam.
Tabell 7. Sammanställning över innehåll av näringsämnen och metaller i de olika produkterna. Värdena i tabellen har avrundats.
Human
-urin(1
Klosettvatten(1
Slam
KREPRO(6
Djururin
Svin(2 Nöt(2
Flytgödsel
Svin(2
Nöt(2
NPK-S
21-4-7(3
P20(3
Cu (mg/kg P)
100
800
5 000(1
10 000(5
50
3 000
8 000
6 000
7
310
Cr (mg/kg P)
10
20
500(1
1 000(5
200
200
300
40
150
Ni (mg/kg P)
7
50
300(1
700(5
100
100
500
20
65
Zn (mg/kg P)
40
7 000
10 000(1
20 000(5
900
30 000
30 000
80
590
Pb (mg/kg P)
2
15
500(1
1 000(5
100
40
200
2
25
Cd (mg/kg P)
1
7
20(1
50(5
<5
7
20
0,2
16
Hg (mg/kg P)
1
15
20(1
40(5
<0,5
i.u
i.u.
0,04(4
0,14
1)
2)
3)
4)
5)
6)
20 000
Endast tillförsel från hushåll (Beräknat från bilaga 4, ingångsdata)
Beräknat från Steineck m.fl. (1999)
Eriksson (2001)
Osäkert medelvärde, många värden under detektionsgränsen
Medelvärde för svenska slam, 1998 (SCB, 1999)
Kemira, internt material (Produkten utvunnen ur slam från Malmö reningsverk)
7 000
30 000
59
60
Vid en jämförelse av produkterna med avseende på de metaller som presenteras i
tabell 7 kan följande slutsatser dras:
Urin är den produkt som har det lägsta metallinnehållet per kg fosfor och som därmed bäst uppfyller miljömålet om Giftfri miljö (Prop. 200/01:65). Intressant att
notera är att urin och flytgödsel från svin- och nötkreatur genomgående har högre
metallinnehåll än humanurin och klosettvatten med avseende på de metaller som
anges. I vissa fall är värdena från djurgödsel också högre än de för avloppsslam,
vilket beror på att zink och koppar ofta tillsätts i djurfodret.
Värt att notera är också att innehållet av metaller i handelsgödsel både visar på
lägre och högre halter än de i urinoch klosettvatten.
Analyser på fosforsyra från BioCon-processen saknas men en tillfredsställande
kvalitet har enligt Ole Dørum Jensen, BioCon A/S, konstaterats. Analyser på
kalkslam från system med fosforutvinning ur avloppsvatten saknas. Det är dock
troligt att kalkslammets renhet inte skiljer sig väsentligt från de andra utvinningsprodukterna.
De analyser som presenteras i tabellen är endast exempel på innehåll som kan
förekomma. Innehållet kan variera mycket inom respektive produktgrupp. Detta
gäller särskilt för handelsgödsel som kan uppvisa mycket stora skillnader.
Inga jämförelser har gjorts avseende organiska ämnen. Det finns inget lagkrav på
högsta halter av dessa ämnen i slam eller någon annan av produkterna. Inom ett
delprojekt i NV:s regeringsuppdrag ska utredas om det finns behov av regler kring
halter och tillförsel av organiska ämnen. Vi har i den här rapporten inte tagit ställning till vilka organiska ämnen som eventuellt kan innebära en fara för miljön och
därför bör mätas.
Det är svårt att i dagsläget avgöra hur man i framtiden kommer att bedöma
närvaro av läkemedelsrester och hormonpreparat i produkter som tillförs
åkermark. Om acceptansen påverkas på grund av detta bör samma problem uppstå
för urin, slam och klosettvatten.
I Naturvårdsverkets rapport (1996), Läkemedel och miljön, anges att de läkemedel
som absorberats i kroppen troligen huvudsakligen utsöndras via urinen, medan det
som inte absorberas utsöndras med fekalierna. Vad gäller könshormon är dock den
naturliga utsöndringen från människor ungefär 100 gånger större än den mängd
som finns i läkemedel. Dessutom kan de hormoner som har sitt ursprung från djurhållning antas vara avsevärt större. I rapporten nämns ingenting om huruvida naturligt utsöndrad hormon kan tänkas uppför sig annorlunda i miljön än de som har sitt
ursprung i läkemedel. Vad gäller antibakteriella läkemedel, exempelvis penicillin,
anges att påverkan på åkermarkens mikroflora, risker med smittspridning och antibiotikaresistens skulle kunna utgöra ett problem. Ungefär en tredjedel av de antibakteriella läkemedlen ges till djur, och ungefär två tredjedelar till människor.
Någon bedömning av hur läkemedelsrester eller hormoner påverkar vattenrecipienten via utgående avloppsvatten från reningsverket har inte gjorts.
Kvaliteten på slam som skall användas för jordbruksändamål är reglerad i Naturvårdsverkets författning (som bl.a. ska revideras inom ramen för verkets regeringsuppdrag) liksom de mängder som får spridas per arealenhet och tidsenhet. I överenskommelse mellan NV, LRF och VAV finns också rekommendationer om maximala halter av några organiska föreningar. Enligt SCB:s statistik för 1998 uppfyller
61
minst 60% av slammet kraven enligt de nuvarande gränsvärdena. I en undersökning
(Eriksson, 2001) av 50 svenska reningsverk låg i 9 fall halterna av någon metall
över gällande gränsvärde. I fyra av fallen gällde det koppar.
Författningarna på detta område är nu föremål för översyn och eventuella förslag
till ändringar kommer att lämnas av Naturvårdsverket till regeringen.
Användningsmöjligheter
Urin och klosettvatten kan användas som gödselmedel i jordbruk eller liknande
verksamheter. Produkterna kan i det här fallet ersätta fossilt fosfor. Även kväve
och kalium tillförs i betydande mängder med urin alternativt klosettvatten. Försök
har gjorts med att på olika sätt koncentrera urin för att göra produkten mer koncentrerad och därmed lätthanterlig. Koncentrering kan bli intressant om systemet
införs storskaligt. Se vidare avsnitt 5.3. Jordbruksanvändning av urin och klosettvatten som inte koncentrerats innebär att stora volymer behöver spridas. För att
sprida 100 kg kväve med urin krävs drygt 30 m3/ha, alternativt knappt 100 m3/ha
med klosettvatten. Urinmängden är i samma storleksordning som den mängd flytgödsel som normalt sprids i jordbruket. Dagens flytgödselhantering ger ofta upphov till markpackning, som dock kan minskas genom tekniska åtgärder och val av
tidpunkt för spridning. För spridning av klosettvatten är risken för markpackning
större och val av teknik och tidpunkt blir därför ännu viktigare. För klosettvatten
är det därför viktigt att utveckla behandlingsteknik som koncentrerar växtnäringen
jämfört med behandlingstekniken direktrötning som varit utgångspunkten i denna
studie.
Spridningskostnaden för slam är ca 800 kronor per hektar (vid maximal fosforgiva
enligt regelverket). Värdet på fosfor i slammet är drygt det dubbla (om ingen hänsyn tas till växttillgängligheten). Spridningskostanden för urin är ca 1 100 kr per
hektar (vid maxinmal kvävegiva enligt slamregelverket då kväve är det ämne som
begränsar givans storlek). Värdet på kväve och fosfor i urinen motsvarar ungefär
spridningskostnaden (om ingen hänsyn tas till växttillgängligheten). För klosettvatten är spridningskostnaden ca 3 600 kr/ha (vid maxinmal kvävegiva enligt
slamregelverket då kväve är det ämne som begränsar givans storlek). Värdet på
kväve och fosfor i klosettvattnet motsvarar ca 1/3 spridningskostnaden (om ingen
hänsyn tas till växttillgängligheten).
Slam från avloppsreningsverk används främst för gödsling av åkermark och som
råvara i anläggningsjord för bullervallar, golfbanor, parker, deponier m.m. I de
fall slam används som gödselmedel på åkermark kan det ersätta fossilt fosfor för
produktion av livsmedel. Vid användning på golfbanor, i parker och liknande och
för växtetablering på sluttäckta avfallsdeponier ersätts också fossilt fosfor. Det är
dock i dessa fall ofta fråga om stor ”övergödning”. Däremot ersätts inte fossilt
fosfor om slam används enbart som täckmaterial eller tätskikt på deponier. Användning på bullervallar, vägslänter och liknande är tveksamt ur detta perspektiv
eftersom det är vanligt att man där vill ha så liten växtlighet som möjligt. Om
slammet torkas och pelleteras kan mängden reduceras till ca 1/3 av avvattnat
slam. Det pelleterade slammet kan användas på åkermark eller för skogsgödsling.
Den järnfosfat som bildas i KREPRO-processen är geléaktig och har en TS-halt
på ungefär 35%. För att kunna spridas med konventionella gödselspridare kan den
62
exempelvis torkas till 95% TS-halt. Fördelen med torkning är förutom att den blir
mer lätthanterlig också att volymen minskar kraftigt.
Kemira undersöker flera tänkbara användningsområden för sin järnfosfatprodukt.
Av dessa har tre huvudalternativ visat sig särskilt intressanta; användning på
åkermark, i skogsbruk och inom massaindustrin. Jordbruk och skogsbruk är de
användningsområden för KREPRO-P som studerats mest medan massaindustrin
endast har undersökts i laboratorieskala. Försök i pilotskala kommer att utföras
inom massaindustrin under 2002. Tanken är att produkten ska kunna ersätta/komplettera dagens användning av fosforsyra vid massafabrikens avloppsvattenrening (järn som koagulant vid förfällning, fosfor för näringstillförsel i biosteget)
(Holmquist, pers. medd.).
Inom jordbruk och pappersmassaindustrin kan fossilt fosfor ersättas. Huruvida
fossilt fosfor kan ersättas i skogsbruk beror av om skogen skulle ha gödslats alls
i normalfallet.
Fosforsyran från BioCon-processen kan förädlas vidare exempelvis i en gödselfabrik för att ingå i konventionell fosforhandelsgödsel eller användas inom
industrin.
Litteraturuppgifter saknas på växttillgänglighet på fosfor och övriga egenskaper
för kalkslam från utvinning av fosfor ur avloppsvatten. Kalciumapatit kan även
användas som råvara i fosfatgödselindustrin.
Produktens växtnäringsvärde och hanterbarhet
Om urin, klosettvatten eller slam används kan fler näringsämnen än fosfor återföras. Återföringsgraden av de olika ämnena är dock varierande. De tre rena
fosforprodukterna återför enbart fosfor.
Vad gäller växtnäringsbalans är urin och klosettvatten de bäst balanserade och
fullvärdiga gödselmedlen av de jämförda fosforprodukterna.
Spridningsutrustning för djururin respektive flytgödsel kan användas.
De flesta referenser kring spridningsförluster och växttillgänglighet hos näringsämnena i systemprodukterna finner man för slam. Det finns också uppgifter för
urin och KREPRO-P. För övriga systemprodukter har antaganden gjorts i rapporten. För fosfor sker inga förluster vid lagring och spridning, här är det endast
upptaget av växtnäring som kan skilja mellan olika produkter. Det är viktigt att
påpeka att växttillgängligheten ofta uppvisar mycket stora variationer vid jämförelse mellan olika studier. Ingen fullständig litteratursökning har gjorts.
Fosfor från system med urinuppsamling är minst lika tillgänglig för växter som
fosfor i handelsgödsel (Jönsson m.fl., 2000, ursprungsreferens Kirchmann &
Pettersson, 1995). Fosfor från klosettvattensystem kommer troligen även den att
ha en hög växttillgänglighet, även om fältfösök inte har genomförts för att visa
växttillgängligheten. Kväve i urin omvandlas snabbt till växttillgänligt ammoniumkväve (Jönsson m.fl., 2000, ursprungsreferens Jönsson m.fl., 1998; Olsson,
1995; Vinnerås, 1998). Fälförsök visar att 100 kg kväve från urin gav en skörd
motsvarande ca 80-85% av den vid användande av 100 kg kväve från mineral-
63
gödsel (Richert Stintzing & Rodhe, 2000). Kväve i klosettvatten kan förväntas
uppträda på ett liknande sätt som kväve i urin.
Ammoniakförlusterna från systemet totalt sett (lagring, transport och spridning)
beräknas vara små, normalt bara ca 5% och nästan hela denna förlust uppstår vid
spridningen (Johansson m.fl., 2000).
I miljösystemanalysen antas att av det kväve som finns i urin och klosettvatten
kan drygt 80% tillgodogöras av växterna (förluster vid spridning och lagring samt
tillgänglighet för växter har sammanvägts). Motsvarande värde för fosfor har
antagits vara 100%.
Ett flertal försök med slamgödsling på åkermark har gjorts. Linderholm (1997)
genomförde en litteraturstudie av fält- och kärlförsök med slam och fann att det
var svårt att dra några slutsatser om hur väl fosfor i slam tas upp av gröda jämfört
med fosfor i handelsgödsel.
Guivarch (2001) har gjort krukförsök på 45 olika slam-jord-blandningar för
bestämning av korttidsverkan av slam. Guivarch (2001) drog slutsatsen att
stabilisering genom rötning sänker gödselvärdet med ca 15% och att kompostering verkar ha liknande effekt. Störst sänkning fås för de slam som värmebehandlats.
Trots omfattande forskning saknas tillräckliga kunskaper för bedömning av hur
växttillgänglig fosfor i slam är. Dock är det klarlagt att fosforn i slam har en lägre
omedelbar växttillgängligt jämfört med fosforn i mineralgödsel. Fosfor som tillförs jord binds till denna i olika markkemiska processer och i ett längre tidsperspektiv är troligen skillnaderna mellan olika fosforformer mindre.
I miljösystemanalysen har antagits, med hänsyn till spridningsförluster och
växttillgänglighet, att ca 20% av kväveinnehållet i slam nyttiggörs.
Slam sprids med utrustning för stallgödsel. Nedmyllning bör ske i samband med
spridning.
Olika former av skogsgödsling förekommer, där främst näringskompensation är
det alternativ där pelleterat slam skulle kunna vara intressant. Fosfor och kalium
är begränsande på torvmarker, medan kväve normalt är begränsande vid trädproduktion på fastmark (Tideström m.fl., 2000). Pelletering av avloppsslam förekommer i några svenska kommuner, bl.a. Lycksele. Upphandling av tork- och pelleteringsanläggningar pågår bland annat i Boden och Skellefteå.
De rena fosforprodukterna är de sämst balanserade gödselprodukterna. De kan å
andra sidan tänkas ersätta gödsling med enbart fosfor.
Kvarnström m.fl. (2001) fann ingen signifikant skillnad i växttillgänglighet
mellan KREPRO-P från Helsingborg och ett kommersiellt vattenlösligt fosforgödselmedel. Krukförsöken utfördes med sandig silt.
Odlingsförsök i fält och i krukor på mark som inte tidigare fosforgödslats tyder på
att KREPRO-P har en hälften så stor skördeökning som samma tillförsel av konstgödselmedlet Superfosfat. Efterverkan vid andra skörden har i försök visat sig
vara god för KREPRO-P. Försöken är dock jämförda med en giva fyra gånger
högre än den för Superfosfat (Kemira, internt material) Försöken utfördes alla
under sommaren 2001 och det material som redovisats hittills är mycket knapp-
64
händligt och därför svårt att dra slutsatser kring. Kemira har för avsikt att göra en
mer utförlig dokumentation kring försöken framöver (Holmquist, pers. medd.).
Försök i finska torvskogar utförda av METLA (Finska skogsinstitutet) på uppdrag
av Kemira tyder på att järnfosfat skulle kunna användas istället för vanlig konstgödsel och vitaliseringsmedel eftersom järnfosfat och järnfosfat tillsammans med
apatit verkar ha en betydligt minskad utlakningseffekt jämfört med apatit ensamt
och superfosfat. Försöken har endast utförts under 200 dagar och METLA i Finland uppger att tester skulle behöva utföras under lång tid för att kunna säkerställa
något resultat (Kemira, internt material).
I systemanalysen har 85% växttillgänglighet för fosfor från KREPRO-processen
jämfört med fosfor i handelsgödsel antagits. Motsvarande värden för fosfor utvunnet från avloppsvatten och från BioCon-processen har satts 100%.
4.5 Organisation
Förutsättningar
De förutsättningar som inledningsvis beskriver systemen i rapporten är tekniska i
sin karaktär men bär indirekt på ett antal olika frågor som har organisatorisk betydelse. Vilka aktörer berörs av de olika lösningarna? Hur ser ansvarsfördelningen
mellan inblandade aktörer ut? Vem skall bekosta exempelvis vakuumtoaletterna?
Kommer något bidrag att utgå från kommunen eller statlig myndighet? Är det
fastighetsägaren som får bekosta allting och med vilken motivation då? Vem är
huvudman för de olika behandlingsanläggningarna om inblandning också skall
ske av organiskt avfall? Vem ger tillstånd för sådan anläggning och med stöd av
vilken lagtext? Vem sköter transporterna av det hygieniserade avfallet? Hur har
man fått till stånd en användning av restprodukten i jordbruket?
Ingen av dessa frågeställningar är egentligen någon konsekvens av en teknisk
struktur, utan utgör tillsammans med tekniken och dess användare det slutgiltiga
systemet. Det som blir mest intressant och givande är att peka ut kritiska faktorer
att beakta i planeringsprocessen, förutsättningar som bör finnas för ett fungerande
system över tid och potentiella svaga punkter vad gäller organisationen (Urban
Water Progress Report, 2001; Söderberg & Åberg, 2001).
Ansvarsfördelningen regleras i en organisatorisk struktur, idag mer och mer genom
avtal och med ökade inslag av privata aktörer. Att ha en klar, tydlig, medvetandegjord och genomtänkt ansvarsfördelning är en viktig förutsättning för fungerande
system (Söderberg, 1999). Nätverksanalys (se bilaga 7) kan användas som ett sätt
att illustrera inblandade aktörer, deras relation till varandra samt vilken roll och
ansvar de har i sammanhanget (Söderberg, 2002).
Formella regler – lagar och förordningar – behövs för att en verksamhet skall få
tillräcklig stadga. Verksamhetens innehåll är dock också beroende av de mer
informella delarna, de normer som växt fram och etablerat sig, rutiner och praxis
för olika frågor. Tillsammans med procedurer för konflikthantering och beslutsfattande ger de organisationen kapacitet att hantera olika verksamheter. Ett sätt att
kunna jämföra olika system med avseende på organisatorisk kapacitet är att göra
65
vad som skulle kunna kallas för kapacitetsprofiler, vilket utvecklas i bilaga 7
(Söderberg, 2002).
Nedan diskuteras hur olika former av fosforåtervinning kommer att påverka
organisatoriska förhållanden. Kommun och kommunala reningsverk och liknande
beteckningar används. Såväl drift som ägande kan dock i framtiden komma att bli
privatiserat i större eller mindre utsträckning. Vi förutsätter dock att detta inte
förändrar de bedömningar som görs nedan.
Referensscenario
Detta innebär att avloppsvattenreningen sker på samma sätt som nu. Slambehandlingen efter avvattning skiljer eftersom denna utgörs av förbränning. Förbränningen kan ske i en separat anläggning avsedd för enbart slam eller i form av
samförbränning med fast avfall eller i form av samförbränning i en biobränslepanna.
Förbränningsanläggningar ställer andra krav på personalkompetens och driftsorganisation än vad som gäller vid ett avloppsreningsverk. Normalt är det kontinuerlig drift med skiftgång vid en förbränningsanläggning. Ekonomin för förbränningsanläggningar har, åtminstone hittills, varit sådan att stora skaleffekter
förelegat som gynnat anläggning av stora enheter, 50 000 ton avvattnat slam per
år och ofta större än så. Mycket talar därför för att det vid förbränning blir aktuellt
att söka samarbete med andra organisationer som bedriver förbränning eller att
finna samarbetsformer som möjliggör tillräckligt stora separata slamförbränningsanläggningar.
Bland de svenska kommunerna finns det en lång tradition att samarbeta när det
gäller stora tekniska anläggningar. Många av de befintliga anläggningarna för
avfalls- och biobränsleförbränning är också kommunalt ägda, helt eller delvis. Det
finns därför all anledning att förvänta att man också kan finna lämpliga samarbetsformer för slamförbränning. Detta kan kräva politiska initiativ, då kommunala
bolag ibland tänker främst på den egna organisationen och glömmer den kommunala helheten. Att finna organisationsformer och att ta nödvändiga beslut kan dock
ta avsevärd tid när flera parter är involverade. Lokaliserings- och tillståndsfrågor
är också ofta komplicerade. Man måste därför räkna med att det tar avsevärd tid
att få till stånd en slamförbränning och det torde härvid inte vara det tekniska
genomförandet som tar längsta tiden.
Sorterande system
Klosettvattenalternativet bygger på att klosettvattnet samlas med ett vakuumsystem till en central punkt och att områden med ca 2 000 personer kan samlas till
en central. I tätbebyggda områden bör det gå att få in ett större antal personer till
varje central. I tätorter med mer än en vakuumcentral kan det sedan bli aktuellt
att pumpa klosettvattnet vidare till en central behandlingsanläggning. I enskilda
anläggningar och i mindre tätorter kan det bli rationellt att samla klosettvattnet i
tankar och att transportera in detta till behandlingsanläggningen med tankbil. Det
är idag oklart vad som är en rationell teknisk lösning för ett klosettvattensystem.
66
Urinalternativet bygger på uppsamling i mindre enheter och inledningsvis kommer
urin att hämtas vid varje enskild fastighet. När systemet blir mera utbrett kan det
måhända i tätt bebyggda områden vara mer rationellt att med ett ledningssystem
samla urinen från ett större område till en gemensam tank för att därigenom minska
transportarbetet och minska störningarna från hämtningen inne i bostadsområden.
I glesbygd, glest bebyggda villaområden och i områden med fritidshus kan troligen
urinen ofta avsättas på den egna tomten.
Såväl i urinsystemet som i klosettvattensystemet kommer en restfraktion att
finnas. Denna utgörs av BDT-vatten, dagvatten, industriellt avloppsvatten, lakvatten m.m. I urinsystemet tillkommer dessutom fekalier, spolvatten och klosettpapper. Denna restfraktion behöver behandlas. De volymer som skall behandlas
blir i stort sett desamma som i dag, varför det troligen är lämpligt att utnyttja
befintliga reningsverk där bassängvolymerna troligen är tillräckliga.
Förutom att reningsprocesserna kan behöva modifieras torde detta inte komma att
få någon betydelse för organisationen av driften.
När urinen väl är insamlad skall den distribueras och lagras. Med tanke på att
användningen inte sker under hela året är det troligen rimligt att lagringen sker
vid de gårdar där urinen skall användas, då man annars skulle få en alltför stötvis
belastning på distributionsapparaten. Det är troligt att lantbrukaren ofta kommer
att äga och ansvara för lagret på gården, vilket är fallet för de flytgödsellager som
finns idag.
När det gäller klosettvatten är det troligt att denna istället lagras vid behandlingsanläggningen och att lantbrukaren hämtar produkten där.
Urin och speciellt klosettvatten är en utspädd och skrymmande produkt som inte
tål att transporteras längre sträckor. Detta innebär att långsiktig samverkan och
långsiktiga avtal mellan kommun och lantbrukare är önskvärda. Det är föga troligt
att man från kommuner och bostadsföretag vill satsa på sorterande system med
mindre än att avsättningen av den utsorterade fraktionen är tryggad. Långsiktiga
avtal är därför troligen inte bara önskvärda utan nödvändiga. Kommunerna har
hittills relativt lite erfarenheter av sådan långsiktig samverkan och utvecklingen
av denna kan kräva vissa organisatoriska förstärkningar. Med tanke på att livsmedelsindustrin varit tveksam till råvaror odlade på slamgödslad mark är det från
lantbrukarnas perspektiv rimligt att kräva motsvarande långsiktiga avtal med
livsmedelsindustrin.
Om ett system med urinsortering skall genomföras i stor skala måste troligen
urinen samlas in och vidaredistribueras under ansvar av en central organisation.
Om insamlingen skall drivas i kommunal regi borde renhållningsorganisationen
vara väl lämpad, då den har stor erfarenhet av att samla in fast avfall från ett stort
antal enskilda hämtningsställen. Kommunerna har ett renhållningsmonopol och
om insamling av urin omfattas av detta eller ej bör klargöras. Det är vanligt att
kommunerna lägger ut hämtningen av fast avfall på entreprenad. Likaså sker ofta
tömningen av slamavskiljare, slutna tankar och latrin på entreprenad. Denna verksamhet och insamling av urin har stora likheter. Det borde därför inte vara några
väsentliga svårigheter med att organisera insamlingen av urin.
Även om det finns möjlighet att använda urinen på den egna tomten torde det inte
finnas möjlighet att tvinga fram detta, varför en organisation för hämtning alltid
67
måste finnas. Någon form av tillsyn torde också krävas. Denna torde naturligt
falla under Miljönämndens ansvarsområde.
Det är troligen lämpligt att den organisation som sköter avloppsvattenbehandling
och ledningsnät också ansvarar för driften av ett klosettvattensystem. Tekniken
med att driva ett klosettvattensystem är tekniskt inte speciellt komplicerat. Den
främsta skillnaden är att man i anslutning till större tätorter troligen får flera
behandlingsanläggningar. Ej heller detta torde medföra några väsentliga organisatoriska konsekvenser, då det i kommunerna finns mobila enheter för drift av t.ex.
pumpstationer. Man får förutsätta att driften av klosettvattencentralerna blir så
pass pålitlig och kan automatiseras i så stor utsträckning att tillsynsfrekvensen inte
kommer att utgöra någon belastning på organisationen.
Kommunerna har redan idag erfarenhet av att tömma slutna tankar och slamavskiljare i det fall detta blir aktuellt, varför organisation redan finns för sådan
transport.
Om urinen blir en nyttighet som betingar ett pris på marknaden och inte är ett
avfall kan man också tänka sig att lämna fältet öppet för konkurrerande verksamhet. Den enskilde fastighetsägaren avtalar om hämtning med den som betalar
bäst eller tar minst betalt för hämtningen. Samma förhållande gäller klosettvätska
behandlad i kommunala behandlingsanläggningar. Kommunala organisationer har
stor erfarenhet av att organisera tjänster på ett effektivt sätt, däremot är erfarenheten av försäljning och försäljningsliknande aktiviteter på en konkurrensutsatt
marknad mera begränsade. Detta indikerar att distributionen av utsorterade produkter kan komma att läggas på entreprenörer.
Även detta alternativ innebär att avloppsvattenreningen fortgår som nu. Utöver
dagens behandling kan man förvänta att slamprodukten skall vara hygieniserad.
De hygieniseringsmetoder som är aktuella torde kunna hanteras utan större svårigheter vid de kommunala reningsverken. Därutöver kommer krav på ständiga
förbättringar av slamkvaliteten att innebära ökade satsningar på kvalitets- och
miljöledningssystem, övervakning och uppföljning. Detta är arbete som kräver
kompetens som inte finns i alla kommuner, varför det här kan bli behov av olika
former av samarbete.
I samtliga system för fosforutvinning leds allt avloppsvatten till ett reningsverk. I
alternativet fosforutvinning från avloppsvatten innebär detta enbart vissa processförändringar vid reningsverket utan någon betydelse för de organisatoriska förhållandena. Detta alternativ bör vara möjligt att nyttja såväl vid större som mindre
reningsverk.
I KREPRO- och BioCon-alternativet tillkommer istället anläggningar efter
reningsverket. Skaleffekterna vad gäller kostnader för dessa processer gör att det
enbart blir stora reningsverk som ensamma kan investera i denna teknik, medan
det för flertalet kommuner blir mer ekonomiskt att köpa dessa tjänster från en stor
68
kommun som investerat i tekniken eller att gå samman med andra kommuner för
att tillsammans göra de nödvändiga investeringarna. Samägda tekniska anläggningar finns det stor erfarenhet av i kommunerna. Det kan dock ta avsevärd tid att
få till stånd de beslut som behövs och att organisera verksamheten.
Den teknik för fosforutvinning som är aktuell för KREPRO kommer att kräva
ökad kompetens, vilket tillsammans med ekonomiska skalfördelar talar för centralisering. Denna teknik innebär kontinuerlig drift av komplicerade processer och
det kan av bland annat säkerhetsskäl bli aktuellt med skiftgång.
Den teknik med upplösning av aska och efterföljande jonbytesteknik som används
i BioCon-alternativet synes vara förhållandevis okomplicerad. Att driva en jonbytesanläggning kräver dock en hel del kunskap och uppföljning, om förbrukningen
av kemikalier skall hållas nära de teoretiska nivåerna. Det blir här troligen förbränningsanläggningen som ställer de största kraven på kompetens (se referensscenariot ovan).
Hanteringen av slutprodukten i KREPRO-alternativet kräver också någon form
av organisation. Vi har antagit att den minsta aktuella anläggningsstorleken är
3000 ton TS slam/år. De största torde kunna bli 5, kanske 10 ggr större. Vid en
anläggning för 3000 ton TS/år kan det utvinnas ca 60 ton fosfor per år. Med ett
fosforpris för mineralgödsel på ca 11 kr/kg fosfor innebär det ett värde på maximalt 0,7 Mkr/år vid nuvarande prisnivåer (den kortsiktiga gödningsverkan av järnfosfat torde dessutom vara något sämre än för vanlig mineralgödselfosfor, varför
betalningsvilligheten troligen är lägre). Detta indikerar att det för mindre anläggningar är tveksamt om det lönar sig att ha någon försäljningsorganisation för
utvunnen fosfor, utan man får troligen vara nöjd med om den kan avsättas utan
kostnader. Vid stora anläggningar kan förhållandena vara gynnsammare och man
kan också tänka sig att någon form av uppköpsorganisation utvecklas.
Så som tekniken ser ut i dag är den fosforprodukt som erhålls vid KREPROanläggningen troligen inte möjlig att avsätta till jordbruket direkt. (Det bör noteras
att för den anläggning som är aktuell i Malmö, har det förutsatts att leverantören
av fosforåtervinningstekniken också tar hand om och vidareförädlar den utvunna
fosforprodukten.) Den behöver torkas och troligen pelleteras. Detta torde inte
innebära några större problem utöver de som själva fosforutvinningen innebär.
Fosforn från BioCon återvinns vid denna typ av anläggning i form av fosforsyra.
Fosforsyra är en standardprodukt med vidsträckt användning. Potentiella köpare
har sina bestämda kvalitetskrav och det är tveksamt om det vid en återvinningsanläggning finns underlag för att organisera försäljning av fosforsyra. En tänkbar
utveckling är att det blir uppköpare som tar hand om produkten, kvalitetssäkrar
denna och vidareförsäljer den till slutköparna. Ersättningen för den från återvinningsanläggningen levererade fosforsyran, kommer troligen att ligga avsevärt
under marknadspriserna för den normala handelsvaran.
Kostnadsfördelning mellan brukare
Enligt VA-lagen skall kostnader fördelas efter skälig och rättvis grund. Detta
innebär normalt att kommunfullmäktige fastställer en VA-taxa som är lika för
alla brukare. Taxan är vanligen sammansatt av en fast del och en rörlig del. Den
rörliga delen är vanligen proportionell mot vattenförbrukningen. Så länge den
69
kommunala organisationen svarar för anläggning och drift utgör detta inget
problem. Alternativen med separat urinoch klosettvattenhantering kommer
dock rimligen att innebära att fastighetsägaren svarar för anläggning och drift
av de anläggningsdelar som befinner sig inomhus och på tomtmark.
Eftersom eventuella system med separat urin- eller klosettvattenhantering av
kostnadsskäl kommer att införas successivt i samband med nybyggande och i
samband med att fastighetsbeståndet genomgår mer omfattande renoveringar,
kommer det under en lång tidsperiod att finnas fastigheter som har det nya
systemet tillsammans med fastigheter som fortfarande leder allt avloppsvatten till
det allmänna spillvattennätet. Det kan också visa sig vara lämpligt att bygga ett
allmänt ledningssystem för urin- eller klosettvatten. Även i ett sådant fall kommer
dock fastighetsägarna rimligen att svara för installationerna inomhus. För att de
fastigheter som inför separat urin- eller klosettvattenhantering inte skall missgynnas relativt de fastigheter som har kvar det gamla systemet måste de som
infört systemet subventioneras (t.ex. genom en rabatt på VA-avgiften) eller så
måste de fastigheter som inte infört det nya systemet belastas med någon form av
avgift. Det skulle kunna vara en ”kretsloppsavgift” som de som inte förde in sitt
avlopp det önskade kretsloppet fick betala. Rabatten eller avgiftens storlek fick
avvägas så att den kompenserade för merkostnaden för att nyanlägga eller renovera fastigheten med separathanteringssystem jämfört med konventionellt system.
För att stimulera till en önskad systemförändring kan kompensationen vara tilltagen i överkant. Att införa sådana subventioner eller avgifter kräver troligen
kräva ändringar i VA-lagen. Ett alternativ till avgifter/subventioner är om det
införs lagkrav/anslutningskrav på att urinen alternativt klosettvattnet från nya
byggnader och byggnader som renoverats inte längre får ledas till det allmänna
spillvattennätet, utan näringen i dessa fraktioner skall recirkuleras. Detta skulle
likna det sätt som kommunerna under lång tid använt för att minska inflödet av
störande avloppsvatten från industrier och verksamheter. Det kommer dock i
konflikt med VA-lagens krav om rättvis och skälig grund för avgiftsfördelningen.
Diskussionen ovan indikerar också att det troligen är lämpligt att det är den
kommunala VA-organisationen som har ansvaret för insamling och distribution
av separat hanterad urin eller klosettvatten. Härigenom minskas problem med att
ta in denna del i ett rabatt- eller avgiftssystem.
4.6 Brukaraspekter
Slamfrågan ger en illustration av kretsloppsproblematiken där hushåll påverkar
både i sin roll som aktörer i VA-systemet och som konsumenter av gödslade
jordbruksprodukter. Samtliga tekniker för återanvändning av fosfor som diskuteras i rapporten kräver engagemang av hushåll-konsumenter då vi i framtiden
precis som idag eftersträvar rena flöden utan inblandning av kemikalier och
farliga ämnen. Brukaraspekter diskuteras ytterligare i bilaga 6.
70
Sorterande system
Båda systemen kännetecknas av att ny teknik introduceras i den privata sfären
dvs. en påtaglig förändring sker i bostäderna. Detta kan i sin tur leda till att frågor
om VA och kretslopp aktualiseras i hushåll och som en följd att beteenden förändras.
Forskning om sorterande toaletter visar att tekniken i sig ofta varit outvecklad.
Problem har förekommit med otäta infästningar av rör, stopp i toalettens urinavlopp, utformning som gör att ”felsortering” inträffar när barn använder
toaletten. Behovet av information till hushållen påtalas i olika undersökningar
men lite vägledning ges om vilken typ av information som behövs i vilka skeden
och hur den bäst skall förmedlas. Nyare undersökningar visar dock att nästan alla
fel rättats till och att brukarna är nöjda och skulle rekommendera urinsortering till
sin granne.
Vakuumtoaletter är mycket sparsamt förekommande och utvärderade i privata
miljöer vilket innebär att kunskap saknas om hur hushåll upplever dem. Är ljudnivån besvärande, hur fungerar rengöring vid spolning och annars, hur används
möjligheten att välja spolvattenmängd i introduktions- respektive fortvarighetsfas,
är driftsstörningar vanliga etc. Lösningen med vakuumtoaletter är mer teknikintensiv än konventionella alternativt sorterande toaletter. Kunskap saknas om
huruvida detta i sig kan ha någon betydelse för om systemet uppfattas som
kretsloppsanpassat och hur man beter sig i förhållande till systemet. Kunskap
behöver också utvecklas om hur information skall utformas för att stödja en
successiv kunskapsuppbyggnad om bl. a kopplingen mellan eget agerande och
effekter i avlopp och slam. Vissa frågor blir sannolikt mer aktuella i introduktionsskedet medan andra väcks senare.
Båda teknikerna har en kretsloppspedagogisk potential men de är känsliga så till
vida att brister i teknik, information etc. kan leda till negativa spiraler attityd- och
beteendemässigt.
Ingen ny teknik introduceras i den privata sfären och jämfört med de två ovanstående systemalternativen inte heller någon ny fysisk signal om kopplingen
mellan agerande i hushållet och effekter i kretsloppet. Slam har dåligt rykte idag
och hushållens inställning till att köpa produkter gödslade med konventionellt
slam är sannolikt inte positiv. Kunskapsnivån bland hushåll–konsumenter måste
höjas om deras roll som aktörer i VA-systemet men utbildningsinsatsen kan i detta
fall inte kopplas till någon synlig systemförändring. Andra sätt måste sökas för att
aktualisera frågan i hushållen.
Ingen ny teknik introduceras i den privata sfären och inte heller någon signal med
potential att stärka kopplingen mellan handlingar i hushållet och effekter i kretsloppet. Teknikförändringen bidrar inte till någon ökad transparens i det totala
systemet sett från hushållens perspektiv, kanske blir motsatsen fallet. Kunskaps-
71
nivån bland hushåll måste höjas om deras roll som aktörer i VA-systemet men
utbildningsinsatsen kan i detta fall inte kopplas till någon synlig systemförändring. Andra sätt måste sökas för att aktualisera frågan i hushållen. Risken finns att
hushåll uppfattar att egna beteenden i relation till avlopp har liten betydelse och
att andra aktörer är ansvariga för att oönskade ämnen tillförs och för att åtgärda
problemen.
Hushåll-konsumenter som aktörer i VA-systemen
VA–system kan förenklat beskrivas som ett system bestående av brukare, organisation och teknik (Urban Water, 2001). En viktig kategori brukare är i detta sammanhang hushåll-konsumenter då en majoritet av svenska hushåll är anslutna till
reningsverk. Som aktörer i VA-systemet påverkar hushåll-konsumenter kvaliteten
på slam och på vatten genom sina handlingar. Detta gäller idag och det gäller i alla
de tekniska system som föreslås. Hushållens roll i systemet har emellertid formats
i samspel med den utveckling mot storskalighet som präglar det mesta av dagens
hantering av vatten och avlopp. Detta är en utveckling som å ena sidan bidragit till
en hygienisk standardhöjning, avlastning och höjd bekvämlighet. Å den andra sidan
är det en utveckling som minskat transparensen i systemen och inskränkt individers
och hushålls möjligheter att dra slutsatser om konsekvenser av sina beteenden. Möjligheter att lära genom återkoppling har i stor utsträckning byggts bort. En försiktig
gissning är att få hushåll spontant betraktar sig själva som betydelsefulla aktörer i
VA-systemen och att detta också är ett synsätt som generellt kan sägas vara giltigt
bland företrädare för de organisatoriska och tekniska perspektiven. Är det så vi vill
ha det fortsättningsvis?
Med tanke på de ökande och mångfacetterade krav på engagemang i olika frågor
som ställs på hushåll idag är det kanske inte realistiskt att föreställa sig en utveckling där en majoritet av hushållen kommer att stå på barrikaderna för att driva
frågan om en reformering av avloppssystemen. Det är likafullt viktigt att vi ställer
oss frågan i vilken utsträckning vi bygger förutsättningar för aktivt engagemang
där hushåll medverkar till att driva den ekologiska moderniseringen av samhället.
Nöjer vi oss med en ambitionsnivå där flertalet gör rätt och passivt accepterar de
system som tekniker och politiker introducerar?
72
5 Möjligheter och hinder
5.1 Systemens utvecklingsläge och utvecklingsmöjligheter
Referensscenariot
Referensscenariot innebär att befintlig slambehandling kompletteras med slamförbränning. Det finns väl beprövad erfarenhet av slamförbränningsanläggningar
i Europa. Av kostnadsskäl är dessa anläggningar ofta mycket stora. Det byggs nu
två anläggningar i Sverige med slamförbränning i väsentligt mindre skala än som
tidigare varit vanligt. Blir dessa lyckade kan förbränning av slam bli aktuellt vid
fler anläggningar än vad som tidigare ansetts möjligt.
Ett alternativ till konventionell förbränning är våtförbränning som ofta också
kallas våtoxidation. Härvid förbränns slammet i vätskefas under högt tryck.
Erfarenheterna av denna anläggningstyp är knapphändiga och många problem
finns rapporterade. En nyutveckling av denna teknik är att genomföra våtförbränningen vid superkritisk temperatur. Detta ger ett ytterst snabbt processförlopp
där, förutom att det organiska materialet oxideras, även kvävet överförs till kvävgas. På pappret synes detta vara mycket ett intressant alternativ till vanlig förbränning, såväl kostnadsmässigt som utifrån möjligheterna till tillämpning i mindre
skala. Erfarenheter från kontinuerlig drift med slam i fullskala saknas ännu.
I Australien finns en fullskaleanläggning för pyrolys av slam. Slammet omvandlas
härvid till olja, gas och tjära. Gasen och tjäran blir bränsle i processen och oljan
blir en nyttighet som kan tas ut. Drifterfarenheterna är ett drygt år. Även denna
process kan komma att bli ett alternativ till ”konventionell” slamförbränning.
Uppsamling av urin
Ett stort antal väl fungerande urinsorterande anläggningar finns i Sverige. Vissa
har eller har haft problem av karaktären ”barnsjukdomar”. Det finns därför ett
stort behov av fortsatt utveckling av systemets komponenter, toaletter, ledningar
och tankar. Speciellt gäller detta utveckling av komponenter som är speciellt
framtagna för att underlätta installation i samband med ombyggnad av befintliga
system, t.ex. toaletter med samma anslutningsmått som de befintliga, urinledningar som möjliggör enkel installation i eller vid sidan av befintliga avloppsrör
och flexibla tankar som lätt kan installeras i källarutrymmen.
Koncentrering av urin kan bli intressant om systemet införs storskaligt. Många
metoder har hittills undersökts (omvänd osmos, direkttorkning, produktion av
ammoniumnitrat, ammoniakavdrivning, fällning, koncentrering genom frysning
och med jonbytare). Inom ramen för Stockholm Vattens projekt ”Lokalt reningsverk för Hammarby Sjöstad” (Stockholm Vatten AB, 2001), kommer metoder för
koncentrering av urin att värderas. Koncentrering av urin leder ibland till en extra
transport, först till koncentreringsanläggningen och sedan till odlingen, istället för
73
direkt från uppsamlingstanken till odlingen. Det är därför troligen först vid stora
transportavstånd som koncentrering av urin kan medföra en resursbesparing. Idéer
om att utnyttja befintligt ledningssystem för insamling av källsorterad urin har
förekommit. Huruvida dessa idéer är realistiska är ännu inte möjligt att avgöra.
Om så skulle vara fallet kan det ge helt andra lösningar än den som varit utgångspunkten i denna studie.
Urin- och klosettvattensortering är ett effektivt sätt att minska reningsverkens
utsläpp till vatten av hormoner och läkemedelsrester. Utsläppen av sådana ämnen
till vatten har de senaste åren blivit allt mer uppmärksammade. Vid sorterande
lösningar når dessa ämnen i stället en markrecipient. Effekterna av läkemedelsrester och hormoner i behandlingsanläggningar och i miljön, t.ex. odlingsjord och
vatten, behöver studeras.
Det finns avsevärd erfarenhet av vakuumsystem för insamlig av klosettvatten.
Erfarenheterna från behandling av klosettvatten är däremot ringa. En kunskapsbrist som visat sig besvärande i denna utredning är att vi saknar studier av hur
klosettvattenseparerande system skulle kunna införas i större tätorter. Om man
inför systemet under koncentrerad tid i hela tätorten eller en samlad del därav
kan man tänka sig olika lösningar. Detta torde dock knappast vara aktuellt annat
än vid större nybyggnadsprojekt. Vid ett gradvis införande, vilket är mest närliggande för det befintliga bostadsbeståndet, är det däremot väsentligt svårare att
föreställa sig hur detta skall ske.
Utredningens systemanalytiska del har visat att klosettvattensystemet har en stor
fördel i sin höga återvinning av växtnäring av bra kvalitet. De volymer som skall
hanteras är emellertid stora. Detta gör att kostnaderna för behandling och transport
blir avsevärda. Energibehovet vid hygienisering och transport blir stort. Genom att
kombinera anaerob teknik med fastsittande bakteriekultur med modern membranteknik finns möjlighet att eliminera dessa nackdelar. Denna teknik är ännu på utvecklingsstadiet och Stockholm Vatten AB (2001) planerar att utvärdera tekniken
för klosettvatten närmare.
Slamanvändning i jordbruket
I utredningen förutsätts att slammet hygieniseras innan det används i jordbruk.
Det finns väl beprövad teknik för hygienisering för stora och medelstora reningsverk. I denna studie har pasteurisering förutsatts. God hygienisering kan också
uppnås genom förändring av befintlig teknik, t.ex. övergång från mesofil till
termofil rötning. Vad som från praktisk och ekonomisk synpunkt är lämplig
teknik för hygienisering vid mindre reningsverk kräver ytterligare studier.
En nackdel med slam från de flesta svenska reningsverk är att fosforn avskilts
genom kemisk fällning. Fosforn i slammet är därför mindre lättillgänglig än fosfor
i mineralgödsel. Fosfor i avlopp kan emellertid också avskiljas vid reningsverk
genom biologisk fosforavskiljning. Den fosfor som finns i slam från reningsverk
med biologisk fosforavskiljning är lättlöslig och torde vara jämförbar med fosfor
från mineralgödsel vad gäller biologisk tillgänglighet. Biologisk fosforreduktion
74
kräver processförändringar vid reningsverken och kan även kräva tillförsel av
lågmolekylära fettsyror.
Biologisk fosforavskiljning har även andra fördelar genom att behovet av fällningskemikalier kan minskas och genom att det blir mindre mängder slam att
hantera. Man kan därför förvänta att antalet reningsverk med biologisk fosforavskiljning ökar. Om slammet från dessa verk skulle vara mer attraktivt för jordbruket borde detta förstärka en sådan tendens.
En möjlighet att på relativt enkelt sätt få en fosforrik och kvalitativt bra produkt
är att införa efterfällning med kalk vid reningsverken. Detta alternativ kan troligen
i flera avseenden vara konkurrenskraftigt till det i utredningen studerade alternativet för fosforutvinning från vatten.
Vad gäller kvaliteten har det i denna utredning förutsatts att reningsverket endast
belastas med vatten från hushåll. Så är inte fallet för flertalet befintliga reningsverk. Den genomsnittliga slamkvaliteten idag är därför sämre än vad som förutsatts i ingångsdata. Allteftersom industrier och dagvaten kopplas bort eller får
bättre förbehandling kan man förvänta att allt fler reningsverk får ett slam av
samma kvalitet som om man enbart hade behandlat hushållsavloppsvatten. Genom
minskat atmosfäriskt nedfall, byte till mer miljöanpassade material (t.ex. i ledningar) och genom åtgärder av centrala myndigheter på produktkontrollområdet
kan ytterligare förbättringar förväntas. Förbättringsprocessen är långsam och
den kommer att ta några decennier. Mest uppenbart är detta för kopparhalterna.
Koppar i slam kommer huvudsakligast från kopparledningar i bostädernas vatteninstallationer. Om all förnyelse av dessa installationer sker med annat material
kommer kopparhalterna successivt att sjunka. Att byta ”alla” kopparledningar
torde ta ca 50 år.
Dessa system befinner sig under utveckling, se bilaga 2 för beskrivningar. Utvinning av fosfor från slam med KREPRO-processen har hittills bara provats i pilotskala vid Helsingborgs avloppsreningsverk. En fullskaleanläggning är projekterad
för Malmö kommun, men beslut är ännu inte fattat om att bygga anläggningen.
En anläggning för utvinning av fosfor från aska med BioCon håller på att provas
ut i Brønderslev i Danmark och en anläggning skulle ha uppförts i Falun. Drifterfarenheter från fullskaleanläggningar saknas dock.
Studier av det tidigare nämnda våtförbränningssystemet som arbetar vid superkritisk temperatur (Aqua-Reci) indikerar att detta system, ger en aska som det
kan vara lättare att återvinna fosfor från, än den aska som erhålls vid vanlig förbränning.
System för fosforutvinning från avloppsvatten, där produkten är fosforföreningar
i lätthanterlig pelletsform, finns i full skala i Holland och Japan. Tekniken synes
tekniskt i stort sett vara färdigutvecklad, även om driftserfarenheterna är begränsade. Det torde främst vara ekonomin som gjort att inte fler anläggningar byggts.
Internationellt är det ett ökande intresse för system för fosforutvinning, varför
det om några år troligen kommer att finnas driftserfarenheter från fullskaleanlägg-
75
ningar med olika system får utvinning av fosfor. Det blir då möjligt att bättre
utvärdera dessa systems återvinningsgrad, resursförbrukning och kostnader.
Produktegenskapernas påverkan
I scenarierna med utvinning av fosfor från avloppsvatten och slam är fosforprodukten koncentrerad till en nivå jämförbar med mineralgödsel (3-25% fosfor).
Då fosforn och andra näringsämnen finns i slam, urin eller klosettvatten är det
fråga om produkter med väsentligt lägre koncentration av näringsämnen tabell 8.
Tabell 8. Näringskoncentration i urin, klosettvatten och slam.
Produkt
Koncentration
%P
Koncentration
%N
Koncentration
a
% växttillgänglig N
Urin
Klosettvatten
Slam
0,03
0,015
3
0,32
0,12
3,5
0,27
0,10
0,79
a) Spridningsförlusten är frånräknad
Uppsamling av urin är en teknologiskt enkel lösning där egentliga behandlingsanläggningar inte behövs för urinen. Storleken på systemet är därför troligen
mindre viktig jämfört med hur uppsamlingen till långtidslagringsplatsen arrangeras. Ju tätare bebyggelse desto bättre är förutsättningarna för ledningstransport.
Att också införa ledningstransport när urinsortering införs förutsätter ofta att
urinsortering införs i hela sammanhängande områden.
Uppsamling av klosettvatten kräver uppförande av behandlingsanläggningar.
Antalet anslutna hushåll måste vara tillräckligt för att ekonomiskt kunna bära
en behandlingsanläggning. I utredningen har det förutsatts att klosettvattenuppsamling införs konsekvent i sammanhängande områden och att uppsamlingen sker
med vakuumteknik. I anslutning till vakuumstationen lagras klosettvattnet för att
sedan med tankbil transporteras till behandlingsanläggningen som är lokaliserad
där jordbruksanvändningen sker. Behandling, lagring och användning kan ske
utan ytterligare transporter.
Skillnaden i utspädning mellan urin och klosettvatten medför att klosettvattensystem är känsligare ur energisynpunkt för långa transportavstånd än urin. Urin
kan, trots att det är så pass utspätt som framgår av tabell 8, transporteras 22 mil
enligt Jönsson m.fl. (2000) och 40 mil enligt Kärrman (2000) innan oljeförbrukningen för att transportera urinblandningen blir större än energibesparingarna av
minskat kvävereningsbehov och minskat konstgödselbehov jämfört med konventionell avloppshantering utan återvinning av växtnäring. Klosettvattensystemet
är enligt Kärrman (2000) mer energikrävande än det det ovan nämnda konventionella alternativet redan vid mycket lokalt utnyttjande av restprodukten.
Utvinningssystem från avloppsvatten, slam eller aska efter förbränning ger
slutprodukter där fosforkoncentrationen är hög. Närhet till jordbruksmark är
därför mindre viktig för dessa system.
76
Små och stora tätorter i Sverige
Svenska tätorter har stor spridning vad gäller storlek. I tabell 9 redovisas en
klassning av orter i Sverige med avseende på invånarantal.
Tabell 9. Befolkning i Sverige 2000-12-31 (Erik Carles, SCB, pers. medd.).
Storleksklass (invånare)
Över 100 000
50 000 - 99 999
20 000 - 49 999
10 000 - 19 999
5 000 - 9 999
2 000 - 4 999
1 000 – 999
500 – 999
200 – 499
Totalt
Glesbygd
Totalt i riket
Antal tätorter
Antal invånare i Sverige
5
15
36
52
111
225
272
440
780
1 936
2 183 149
1 053 012
1 051 727
740 767
773 222
712 586
389 142
311 448
249 808
7 464 861
1 417 931
8 882 792
För BioCon och KREPRO-anläggningar är storleken av väsentlig betydelse för
kostnaderna. Med utgångspunkt från tabell 9 är denna typ av anläggningar endast
aktuella för de två övre kategorierna av tätorter. BioCon är möjligen aktuella även
för en del tätorter i kategorin med 20 000 – 49 999 invånare. Detsamma gäller för
de förbränningsanläggningar som förutsatts vara en del av referensscenariot.
En viktig fråga är därför vilka alternativ som finns för mindre orter. Totalt finns
det enligt tabell 9 ca 1 700 orter som har max 10 000 invånare och här bor över
3 miljoner människor – lika många som bor i samtliga städer från 50 000 och
uppåt. En del av dessa orter ligger inom rimligt transportavstånd till en större
tätort. Från ekonomisk synpunkt kan slam transporteras långt, men miljöbelastningen från transporterna bör även beaktas. Det finns behov av att klarlägga hur
stor andel av befolkningen som bor i tätorter med ”orimligt” långt transportavstånd till en större tätort med potential att hysa en behandlingsanläggning. För
dessa tätorter måste andra lösningar på fosforåterföringen sökas.
Det är också viktigt att notera att nästan en och en halv miljon svenskar bor i
glesbygd och har enskilda avloppssystem. Möjliga vägar för fosforåtervinning här
är att slam från trekammarbrunnar transporteras till en fosforutvinningsanläggning
i anslutning till någon större ort. Detta ger dock mycket låg återvinningsgrad.
Väsentligt högre återföringsgrad kan förväntas om urinuppsamling tillämpas och
de växtnäringsrika restprodukterna används lokalt efter lagring. Även uppsamling
av klosettvatten lämpar sig för enskild bebyggelse, men av hygieniska skäl krävs
behandling av klosettvattnet före användning. På detta sätt får man en hög växtnäringsåterföring samtidigt som det ger möjlighet till kraftigt minskade växtnäringsutsläpp till recipient. Ytterigare metoder för fosforåterföring från enskilda
avlopp är att fälla fosforn med traditionella fällningskemikalier (järn- eller
aluminiumbaserade), vilket framför allt används i minireningsverk eller som
komplement till slamavskiljare och markbädd/infiltration. Slammet från dessa
77
ansläggningar transporteras sedan till avloppsreningsverk för behandling och
fosforn kan på så sätt återföras tillsammans med reningsverkets övriga slam.
Även för de små tätorterna utgör sorterande lösningar, främst uppsamling av urin,
ett intressant alternativ med god miljöförbättrande potential. Systemen är enkla,
möjligheterna till utpräglat lokal användning är goda och det kan innebära en
väsentlig minskning av närsaltutsläppen till vatten.
En annan lösning som kan lämpa sig för denna skala är energiskogsbevattning
med mekaniskt/biologiskt renat avloppsvatten (en lösning som bland annat finns
i Kågeröd i Svalövs kommun). Denna lösning visar goda miljö- och resurshushållningsresultat i studien ”Organiskt avfall som växtnäringsresurs - systemstudie”
(Kärrman m.fl., 1999), men viss osäkerhet råder rörande långsiktig påverkan på
grundvattnet (Carlader m.fl., 2001).
5.2 Tidsperspektiv för införande av systemen
Sorterande system
Att införa sorterande system möter inga väsentliga problem när det gäller ny
bebyggelse. Förutsättningarna ligger särskilt väl till rätta när större sammanhängande områden anläggs, där det ges möjlighet till rationell uppsamling och
vidaretransport.
För det befintliga bostadsbeståndet är förhållandena mer komplicerade. Att i en
massiv kampanj gå in och ändra installationerna i befintliga fastigheter innan
dessa är uttjänta har av kostnadsskäl bedömts som orealistiskt. Det har i stället
förutsatts att sorterande system införs allteftersom befintliga installationer av
ålders- eller andra skäl behöver bytas. Det sorterande systemet belastas då enbart
med merkostnaderna relativt ett konventionellt system. Detta medför samtidigt att
genomförandetiden blir mycket lång. Installationer i fastigheter har en livslängd
som ofta är 40-50 år. Det blir därför denna införandetid vi räknat med om sorterande system skall inför. Det går självfallet att göra detta snabbare men det torde
få avsevärda kostnadsmässiga konsekvenser.
Med den lagringskapacitet som finns i dag uppskattas att cirka hälften av det
kommunala slammets fosfor kan återföras genom direkt användning i jordbruk.
Lagringskapaciteten för kommunalt slam torde kunna byggas ut inom ett fåtal år.
Hygienisering saknas idag. Det är dock tekniskt okomplicerat att ordna detta varför det från teknisk synpunkt torde vara möjligt att inom 5 år kunna hygienisera
praktiskt taget allt slam tillfredsställande. Från teknisk synpunkt bör det därför
vara möjligt att inom 5 år kunna återvinna 90-95% av den fosfor som finns i
kommunala avlopp. Det som främst begränsar möjligheterna till återvinning är
acceptansen för att använda råvaror och produkter med ursprung i slamgödslad
mark. En faktor är också kvaliteten på slammet relativt gällande gränsvärden. Den
kvaliteten begränsar idag möjligheterna till jordbruksanvändning till 60-80% av
slammet. I de fall gränsvärden överskrids kan det bero på otillräcklig rening eller
78
att andra åtgärder behöver vidtas vid anslutna industrier. Genom åtgärder vid
anslutningen (främst industrier och andra verksamheter) kan ofta utsläppen
minskas och detta borde kunna ske inom en 5- till 10-årsperiod. I de fall där
kopparhalterna är begränsande beror detta i huvudsak på korrosion av vattenledningsinstallationer i områden med hårt vatten. För att ändra detta kortsiktigt
kan förändring av vattenkvaliteten genom avhärdning vara nödvändigt. Detta
torde vara fullt möjligt att genomföra inom en 10-års period. Avhärdning har bl.a.
genomförts i Malmöregionen (Vombverket) i detta syfte. I Uppsala kommun
projekteras två nya vattenverk med avhärdning.
Fosforutvinning från avloppsvatten
Processer för återvinning av fosfor från kommunalt avloppsvatten torde vara så
pass beprövade att man borde kunna införa dessa snart, åtminstone i begränsad
omfattning. Den faktor som här i många fall kan bli begränsande är de tekniska
och platsmässiga möjligheterna att integrera processen i befintliga anläggningar.
Om tekniken skall införas vid alla reningsverk får man räkna med att det tar ca 10
år. Detta motsvarar ungefärligen den tid det tog att införa kväverening vid svenska
avloppsreningsverk.
Fosforutvinning från slam eller aska
Vad gäller KREPRO-processen och BioCon-processen borde det inom ca 5 år
finnas så pass mycket erfarenheter att metoderna kan tekniskt utvärderas. Att
bygga anläggningar av denna typ behöver inte ta mer än ca två till tre år, inkluderat projektering. Den faktor som kommer att bli kritisk vad gäller införandetid
är den tid det kommer ta att organisera det inter-kommunala samarbete, som ofta
kommer att bli nödvändigt, samt den tid som tillståndsprövningen tar. Inom en tid
på ca 15 år bör det vara tekniskt möjligt att införa fosforåtervinningsprocesser om
så skulle bedömas som önskvärt. Då skulle mer än hälften av det i landet avskiljda
kommunala slammet kunna behandlas.
5.3 Acceptans
År 1994 formulerades den så kallade slamöverenskommelsen mellan LRF,
dåvarande Vatten- och Avloppsverksföreningen (VAV) och Naturvårdsverket.
Därmed enades några viktiga aktörer om frivilliga åtaganden kring jordbruksanvändning av slam. Att de kunde enas berodde på en samsyn kring en naturvetenskapligt definierad värdering av frågan, och på att slamspridning är ett
tekniskt enkelt - och därmed billigt - sätt att återföra fosfor till jordbruksmark.
Andra viktiga aktörer, livsmedelsindustrin, miljörörelsen och konsumentföreträdare, var inte parter i slamöverenskommelsen. De har därför kunnat agera helt
utifrån egna intressen i frågan, medan parterna i slamöverenskommelsen fått ta
hänsyn till varandra för att nå ett gemensamt mål. Livsmedelsindustrins motstånd
bygger på att man, till skillnad från parterna i slamöverenskommelsen, framför
79
allt gör en kommersiell riskbedömning, dvs. man bedömer risken för minskat
förtroende för varumärken och produkter hos konsumenterna. Viktiga livsmedelsföretag har därför vägrat ta emot råvaror (spannmål etc.) från slamgödslad mark.
Miljörörelsen och konsumentföreträdare har kraftfullt argumenterat för att slam
inte skall användas på jordbruksmark. Framför allt livsmedelsindustrins hållning
har bidragit till att slamöverenskommelsen i princip blivit resultatlös – jordbruksanvändning av slam har fortsatt att vara ifrågasatt och omfattningen har minskat.
En av de viktigare orsakerna till att jordbruksanvändning av slam är omstridd rör
aktörernas uppfattning av allmänhetens acceptans för metoden. Detta bottnar bl.a.
i olika bedömningar kring slamanvändningens risker och långsiktiga hållbarhet.
Urinens och klosettvattnets innehåll av växtnäring gör att dessa produkter kan
användas som gödsel. Proportionerna mellan näringsämnen som kväve, fosfor,
kalium och spårämnen är ungefär desamma som i stallgödsel. Avgörande för
möjligheten att gå över till system för uppsamling av urin eller klosettvatten är att
det finns jordbrukare som långsiktigt förbinder sig att använda dessa produkter.
Detta torde också kräva någon form av överenskommelse med livsmedelsindustrin
som köpare av jordbrukets produkter. Viss tveksamhet har framförts från bl.a.
livsmedelsindustrin. Förutom näring innehåller urin och klosettvatten, liksom
stallgödsel och avloppsslam, oönskade könshormoner och ibland även antibiotika,
p-pilleröstrogen och andra läkemedelsrester. Riskerna med att sprida hormoner
och läkemedelsrester i miljön är inte fullständigt utredda, men forskning pågår.
Det torde bli svårt att väcka intresse i kommunerna för ett storskaligt införande
av sorterande system, om inte avsättningen är tryggad och om den kan äventyras
genom opinioner uttryckta i massmedia.
En nisch för urin och klosettvatten är inom ekologisk odling. Dessvärre tillåter
inte EG-förordningen om ekologisk odling gödsling med humanurin om jordbruksprodukterna ska kunna säljas som ekologiska.
Etablering av nya avfallsförbränningsanläggningar, vilket flera av systemen kräver,
innebär acceptansproblem. Det kan gälla såväl alla transporter till anläggningen
som utsläppen. Utvinningssystemen innebär en ökad användning av kemikalier,
vilket kan leda till ifrågasättande.
Sammantaget innehåller samtliga system frågeställningar som potentiellt kan
innebära ett ifrågasättande och därmed problem med acceptans för systemet.
Därför måste dessa frågor tas med i ett mycket tidigt skede när system planeras
och införs.
5.4 Hållbarhetskriterier och mål
I denna rapports systemanalys redovisas olika aspekter för 6 olika system för återanvändning av fosfor. Återvinningsgraden av fosfor beräknas vara 40-95% utan
hänsyn till växttillgänglighet och 40-75% med hänsyn till fosforns växttillgänglighet. I en verklig situation är det naturligt att tänka sig kombinationslösningar,
dvs. att flera olika system finns i drift parallellt. Detta beror dels på att införandetakten är olika för olika systemlösningar, dels på att kombinationslösningar kan
leda till ökad fosforåterföringsgrad jämfört med användandet av endast en system-
80
lösning. Nedan följer en översiktlig redovisning av olika systemlösningars och
kombinationslösningars potential vid olika tänkbara krav på fosforåterföring. Därefter diskuteras lämpligheten i att ställa krav på återföring av enbart fosfor och
argument framförs för att istället övergå till att ställa krav på total återföring av
växtnäringsämnena fosfor, kväve, kalium och svavel.
Fosforåtervinningsgrad över 90%
Denna återvinningsgrad kan endast nås genom direkt slamanvändning. Upp till ca
95% av fosforn kan avskiljas i ett väl fungerande reningsverk och all denna fosfor
finns i slammet. Bedömningen av återvinningsgrad bör också ta hänsyn till hur väl
fosforn kan utnyttjas. Fosfor i slam från kemisk fällning är mindre lätt tillgänglig
än fosfor i mineralgödsel. I avsnitt 4.1 har en tillgänglighet på 70% förutsatts.
Denna siffra är dock mycket osäker.
Det finns också möjlighet att avskilja fosfor i reningsverk genom biologisk fosforreduktion. Den biologiskt avskiljda fosforn går lätt i lösning och borde vara jämförbar med mineralgödselfosfor. Man bör inte räkna med mer än ca 90% avskiljning med biologisk P-avskiljning. Genom att kombinera med kemikalietillsats
t.ex. i ett sista filtersteg kan lika hög total avskiljningsgrad uppnås samtidigt som
den helt övervägande delen av fosforn bör vara lättillgänglig. Om biologisk Pavskiljning skall genomföras vid ”alla” reningsverk i landet måste man räkna med
att lågmolekylära syror troligen behöver tillsättas vid flertalet verk.
Teknik med utvinning av fosfor fungerar dock ännu inte för de ca 16% av befolkningen som bor i glesbygd.
Fosforåtervinningsgrad över 80%
Med uppsamling av klosettvatten är det möjligt att uppnå ca 75% P-återföring.
Om ca 5% av den totala fosformängden antas finnas i utgående vatten finns då
ca 20% i det slam som avskiljs vid reningsverket för behandling av BDT-vattnet.
Även om inga undersökningar av sådant slam gjorts är det rimligt att tro att denna
fosfor kan utvinnas från slammet i ungefär samma grad som den som kan utvinnas
från vanligt reningsverksslam, dvs drygt 70%. Om 70% av 20% utvinns skulle
man åtminstone i teorin få en möjlig total återföringsgrad av nästan 90%.
Vid uppsamling av urin kan man återföra ca 40% av fosforn. Resterande avloppsvatten kommer att ledas till ett avloppsreningsverk. Om ca 5% förutsätts finnas i
utgående vatten från avloppsreningsverket skulle slammet som avskiljs innehålla
ca 55% av den totala fosformängden. Med samma förutsättningar som ovan skulle
man då ur slammet kunna utvinna ytterligare 70% av 55% dvs totalt nästan 80%
(78,5). Med sorterande tekniker kan även större delen av fosforn i de enskilda
anläggningarna återvinnas.
Vid utvinning av fosfor från avloppsvatten har det i avsnitt 4.1 förutsatts en utvinningsgrad på ca 58%. Med ett resonemang analogt med det ovan skulle man då
genom behandlig av restslammet kunna utvinna ytterligare 70% av 37% dvs total
återföringsgrad skulle kunna bli 84%.
81
Man skall notera att jämfört med fosforutvinning från ”vanligt” slam är det troligt
att resursförbrukningen och kostnaderna blir väsentligt högre. Orsaken är att det
är väsentligt mindre fosfor som utvinns, medan investeringar, driftkostnader och
resursförbrukning inte kan väntas minska i motsvarande grad.
Med teknikerna Krepro och Biocon torde man kunna utvinna ca 70% resp. 60%
av fosforn i tätorternas avlopp. Andra tekniker får tillgripas för att återföra fosforn
från enskilda avlopp.
Systemens samlade återföring av växtnäring
Denna utredning har visat att resurseffektivitet inte bara behöver gälla fosfor, utan
att det finns flera andra fossila resurser som är minst lika viktiga, nämligen svavel,
olja, gas och kalium. I bilaga 1 har diskuteras vilken resurs som man - beräknat på
dess fossilförbrukning - bör värdera högst. Denna uppskattning kan variera mellan
olika år och bedömare. Dessutom kan det vara svårt att idag motivera system som
bättre hushållar med svavel, vilket kanske behövs på sikt. Någon form av samlat
mått på systemens resurseffektivitet behövs dock, annars är risken stor för suboptimeringar, t.ex. system som recirkulerar fosfor till priset av en stor förbrukning
av en ännu mera knapp resurs, t.ex. svavel, olja eller gas.
Sammantaget innebär detta att olika mått för att värdera systemens ”fossileffektivitet" behövs. Fossilförbrukningsindexet är ett sådant mått, som dock visats vara
känsligt för skattningar av reservens storlek. Ett mera robust mått vore önskvärt
för att långsiktigt styra utvecklingen av ett så viktigt samhällssystem som avloppssystemet. Ett sådant mått kan vara systemens samlade procentuella återföring av
växttillgängligt kväve, fosfor, kalium och svavel. Detta mått är robust och enkelt
att beräkna. Det är logiskt motiverat av att jorden behöver tillföras dessa ämnen i
minst samma mängd som grödorna för bort. Det ämne som det först uppstår brist
på i marken begränsar jordens bördighet. De ämnen som bortförs med livsmedelsgrödor finns huvudsakligen i avloppet. För att långsiktigt kunna producera livsmedel behöver hela denna mängd, 100%, återföras till åkern. Att i beräkningen
inkludera växttillgängligt kväve, som ju kan produceras ur luftkväve, motiveras
av detta ämnes starka koppling dels till skördens storlek, dels till energianvändningen.
Detta innebär att man bör överväga att inte utforma etappmålen i termer av systemens förmåga att återföra enbart fosfor. En sådan utformning kan leda till suboptimeringar. Istället bör formuleringar övervägas i termer av systemets samlade
återföring av växtnäring, beräknat som procentuell återföring av växttillgängligt
kväve, fosfor, kalium och svavel och summan delas med fyra. Detta mått motiveras av att det är robust och enkelt och att fullständig återföring på lång sikt är nödvändig för att bibehålla markens bördighet och för uthållig livsmedelsproduktion.
Detta mål kan gärna kombineras med mål avseende systemens användning av
primärenergi. Av bilaga 8 framgår att samma återföring av växtnäring (växttillgänglig kväve, fosfor, kalium och svavel) som man får genom att införa fosforutvinningsprocesser i alla orter större än 10 000 innevånare (60% av befolkningen)
kan man uppnå genom att införa klosettvattensortering hos 13% av befolkningen,
t.ex. i en större del av glesbygden, eller urinsortering hos 20% av befolkningen.
Tiden det tar att införa förändringar kan vara likartad.
82
En alternativ målformulering är i form av systemets samlade påverkan på förbrukningen av de fossila resurserna kol, olja, gas, fosfor, kalium och svavel. Detta
mått är motiverat av att det ger ett samlat mått på systemens användning av fossila
resurser och lätt kan utökas till fler fossila resurser. Detta mått är dock känsligt för
indata, vilket innebär att det kan vara svårt att använda som styrinstrument.
En fortsatt utredning kan med fördel initieras för att formulera återvinningsmål,
t.ex. genom att utveckla något av de ovanstående förslagen eller att kombinera de
bägge.
5.5 Miljökvalitetsmål
Av de 15 nationella miljökvalitetsmålen är det framför allt målet ”En god bebyggd miljö” som har koppling till återanvändning av fosfor ur avlopp. Dessutom
finns kopplingar till ytterligare tre mål där VA-systemet kan ha en potentiell påverkan:
•
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.”
•
Frisk luft: ”Luften skall vara så ren att människors hälsa samt djur, växter och
kulturvärden inte skadas”.
För återanvändning av fosfor ur avlopp innebär miljökvalitetsmålen ovan att:
-
system och anläggningar för uppsamling av avloppsvatten anpassas så en
återföring av växtnäring är möjlig (En god bebyggd miljö)
-
halterna av föroreningar i de produkter som återanvänds skall vara låg (Giftfri
miljö)
-
utsläppen av näringsämnen (framför allt fosfor och kväve) från kommunal
avloppsvattenreningen får inte försämras jämfört med idag och skall minska
från enskild bebyggelse i områden där dessa utsläpp är av betydelse för den
totala påverkan (Ingen övergödning)
-
förbränning av någon fraktion från avloppsvattenreningen förekommer i fem
av de sex studerade systemen (ej i slamanvändning i jordbruk). Utsläppskraven regleras vid tillståndsprövningen och förutsätts därför bli sådan att
miljökvalitetsmål ”Fisk luft” inte påverkas negativt. Transportarbetet skapar
även påverkan på luftkvaliteten och de studerade systemen förutsätter olika
mängd transportarbete.
83
God bebyggd miljö
Rangordningen av de sex studerade systemen, med det bästa systemet först, ur
aspekten återanvändning av fosfor (ej hänsyn taget till spridningsförluster eller
växttillgänglighet) bedömer vi blir följande (se figur 2):
− Grupp 1) Slamanvändning i jordbruk;
− Grupp 2) Uppsamling av klosettvatten eller Utvinningssystem för avloppsvatten, slam eller aska efter förbränning;
− Grupp 3) Uppsamling av urin.
Samtliga sex system återför fosfor ur avlopp. Dessutom återför systemen
uppsamling av urin, klosettvatten samt slamanvändning i jordbruk ytterligare
växtnäringsämnen ur avlopp. Om hänsyn även tas till dessa växtnäringsämnen
bedömer vi rangordningen till följande:
− Grupp 1) Uppsamling av klosettvatten eller urin, där klosettvattnet totalt
innehåller väsentligt större mängd växtnäring än urin;
− Grupp 2) Slamanvändning i jordbruk samt Utvinningssystem från avloppsvatten, slam eller aska efter förbränning.
Systemen i grupp 1 återanvänder betydligt större andel av växtnäringen i avlopp
än systemet i grupp 2. Växtnäringens tillgänglighet är dessutom högre i grupp 1
än i grupp 2.
Uppsamling av urin eller klosettvatten innebär nya transporter, åtminstone i ett
flera decennier långt övergångsskede, från lokala lager till behandlingsanläggning
och vidare till jordbrukslager (berör även målet ”Frisk luft"). Detta kommer att
negativt påverka miljömålet ”God bebyggd miljö”. Miljöpåverkan från transporter
kan minskas genom nyanläggning av ledningsnät för rörtransport till
behandlingsanläggning. Detta kan i sig innebära påverkan som dock kan minskas
vid god samordning med annat infrastrukturarbete.
Övriga miljökvalitetsmål
Rangordningen av de sex studerade systemen utifrån miljömålet ”Giftfri miljö”
och aspekten tungmetaller bedömer vi blir följande:
− Grupp 1) Uppsamling av urin;
− Grupp 2) Uppsamling av klosettvatten samt utvinningssystem från avloppsvatten, slam eller aska efter förbränning;
− Grupp 3) Slamanvändning i jordbruk.
Tas även de oönskade organiska ämnena med blir bedömningen osäker då underlagsmaterialet för utvinningssystemen är mycket dåligt. Vår bedömning blir då:
− Grupp 1) Utvinningssystem från slam eller aska efter förbränning;
− Grupp 2) Uppsamling av urin eller klosettvatten och utvinningssystem från
avloppsvatten;
84
− Grupp 3) Slamanvändning i jordbruk.
Systemen i grupp 1 bedömer vi ger fosforprodukter med ett generellt mycket lågt
innehåll av oönskade organiska ämnen då produktkvaliteten är beroende av
kemiska och fysikaliska förhållanden i den tekniska processen och till mindre del
av mängder i inkommande avloppsvatten. Metallhalten i fosforprodukterna bedöms
kunna bli låga. Systemen i grupp 2 samlar upp de renaste och mest växtnäringsrika
fraktionerna i avloppsvattenflödet, men kvaliteten är samtidigt beroende av hur
brukarna uppfattar och använder klosetten. Urin innehåller dock betydligt mindre
mängder metaller än klosettvattnet och bör därför föras till grupp 1 om enbart tungmetaller beaktas. I grupp 3 är kvaliteten beroende av alla anslutna verksamheter till
hela avloppssystemet.
I ett avloppsreningsverk avskiljs som regel ämnen till slamfasen som är bundna
till partiklar. Avskiljningsgraden (se bilaga 4) avgör hur mycket som kommer
att släppas ut i recipienten via utgående vatten. Eftersom det i samtliga studerade
system förekommer konventionell avloppsvattenrening av åtminstone BDT-vatten
är det, oavsett systemlösning, ur recipientsynpunkt viktigt att så små mängder som
möjligt av oönskade ämnen släpps ut i avloppssystemet.
Vid bedömning av målet ”Ingen övergödning” har vi, för de studerade sex systemen, förutsatt en utsläppsnivå som är i nivå med dagens krav vid större anläggningar. Vid införandet av system för avskiljning av urin eller klosettvatten minskar
kväveutsläppen från avloppsanläggningarna, genom att huvuddelen av kvävet
återfinns i den uppsamlade urinen eller klosettvattnet.
Samtliga system leder till ett minskat växtnäringsläckage från deponier jämfört
med referenssystemet, eftersom väsentligt mindre växtnäringsrikt avfall deponeras
från dessa system. Näst referenssystemet deponeras mest fosforhaltig aska i
urinalternativet.
För enskild bebyggelse leder uppsamling av urin eller klosettvatten till minskade
utsläpp av kväve och fosfor.
Luftemissionen av övergödande ämnen från systemen för återanvändning av
fosfor är försumbara jämfört med utsläppen till recipient från hela avloppsvattensystemet.
85
6 Diskussion, osäkerheter, slutsatser
6.1 Sammanfattande diskussion
Regeringen har givit Naturvårdsverket i uppdrag att utreda frågorna om miljö- och
hälsoskyddskrav för avloppsvatten och slam och dess användning samt om återanvändning av fosfor. MISTRA- programmet Urban Water har, tillsammans med
andra forskare, på uppdrag av Naturvårdsverket tagit fram underlag för värdering
av möjliga framtida systemlösningar för återföring av fosfor ur avlopp. En sammanfattning av resultaten ges i tabell 10.
Kommunerna har skyldighet att inom sina verksamhetsområden för avlopp sörja
för avloppsvattenreningen. Vid avloppsvattenreningen avskiljs slam. Slammet
skall omhändertas fortlöpande och på ett sätt som inte orsakar miljöstörningar.
Under de senaste decennierna har slammet i huvudsak huvudsakligen använts på
odlad mark eller deponerats. Under senare år har det varit svårt att få avsättning
för slam till odlad mark och deponering av organiskt avfall förbjuds 2005.
Som referensalternativ har därför valts nuvarande avloppsbehandling och att
slammet omhändertas genom förbränning. Detta är ett system som kan genomföras
med begränsad miljöpåverkan och som kommunerna har full kontroll över. Visserligen finns askan från förbränningen kvar som en rest, men askmängden är måttlig
relativt de övriga askor och slagger som uppstår i samhället. Att förbränna allt
avloppsslam möter inga tekniska svårigheter men kräver väsentliga investeringar
och driftkostnaderna kommer också att öka. Det bedöms att kostnaderna för de
boende kan öka med 50-100 kr per person och år. Att genomföra en förbränningslösning bedöms ta ca 10 år. Längsta tiden bedöms åtgå för att erhålla tillstånd och
för att organisera nödvändigt kommunalt samarbete.
86
Tabell 10. Sammanfattning av resultat från utredningens jämförelse av sex olika
alternativ för återanvändning av fosfor. Hänvisning ges till aktuellt kapitel för
mer detaljer
Urin
KL-system Slam
PhoStrip
KREPRO
BioCon
Återföring,
totalt, %
(Kap 4.1)
P: 40%
N: 65%
K: 35%
S: 55%
P: 75%
N: 90%
K: 60%
S: 70%
P: 95%
N: 20%
K: 0%
S: 35%
P: 60%
N: 0%
K: 0%
S: 0%
P: 70%
N: 0%
K: 0%
1
S: 0%
P: 60%
N: 0%
K: 0%
1
S: 0%
Återföring
av, växttillgängligt P
ocn N, %
(Kap 4.1)
P: 40%
N: 55%
P: 75%
N: 75%
P: 65%
N: 5%
P: 60%
N: 0%
P: 60%
N: 0%
P: 60%
N: 0%
Merkostnader,
kr/p,år
(Kap 4.3)
+550
jämfört
med
referens
+900
jämfört
med
referens
-26
jämfört
med
referens
+14
jämfört
med
referens
+42
jämfört
med
referens
+26
jämfört
med
referens
Smittspridningsrisk,
inkl.
utgående
avloppsvat.
(Kap 4.2)
Utsläpp till
vatten, basoch utvidgat
system
(Kap 4.1)
Marginellt
högre än
referens
Marginellt
lägre än
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Lägre än
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Produktkvalitet,
föroreningsmängder
(Kap 4.1)
Väsentligt
lägre än
regelverk
Väsentligt
lägre än
regelverk
Lägre än
regelverk
Troligen
väsentligt
lägre än
regelverk
Troligen
väsentligt
lägre än
regelverk
Troligen
väsentligt
lägre än
regelverk
Energianvändning
Utvidgat
system
(Kap 4.1)
Lägre än
referens
Betydligt
högre än
referens
Likvärdigt
med
referens
Något
högre än
referens
Högre än
referens
Något
högre än
referens
Transportarbete,
ton km/p,år
(Kap 4.1,
6.1)
+ 30
jämfört
med
referens
+ 130
jämfört
med
referens
-7
jämfört
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
Likvärdigt
med
referens
1) Förbrukning av svavelsyra för fosforutvinning I KREPRO- och BioCon-alternativen är ej
inräknat. Denna svavelanvändning leder i praktiken till ”negativ återföring”.
87
Referensalternativet ger i sig ingen återföring av fosfor eller andra näringsämnen.
Referensalternativet har jämförts med sex andra system, vilka i varierande grad
återför fosfor. Dessa system är:
Uppsamling av urin. I detta alternativ samlas urinen upp separat från övrigt
avlopp, samlas i tankar vid bostadsfastigheterna och transporteras till jordbruk för
användning. Övrigt avlopp leds till reningsverk som i referensalternativet. Med
detta system bedöms ca 40% av fosforn i avlopp kunna återföras. Därtill återförs
ca 65% av kvävet, 35% av kalium och 55% av svavel. Urinsortering är således
mer fördelaktigt om ett generellt återföringskrav på växtnäringsämnen skulle
införas än ensidig fokusering på fosfor. Kostnaderna för att införa urinsortering
är svåra att uppskatta men har bedömts vara i storleksordningen 550 kr per person
och år. Omräknat till kostnad per kg återförd fosfor blir kostnaden 1900 kr per kg
P. Detta förutsätter att urinsortering införs gradvis i samband med nybebyggelse
och i samband med att det befintliga bostadsbeståndet genomgår större förnyelser.
Detta innebär att införandet i hela fastighetsbeståndet kommer att ta ca 50 år. Om
urinsortering skall införas snabbare kommer kostnaderna att bli väsentligt högre.
I urinsorteringsalternativet blir transportvolymen ca 30 tonkm per år och person
större än i referensalternativet, om det förutsätts att urinen i genomsnitt transporteras 30 km till den åker där den sprids.
Uppsamling av klosettvatten. I detta alternativ samlas klosettvattnet upp separat
från övrigt avlopp och transporteras med vakuumsystem till en central där det
hämtas och transporteras till en behandlingsanläggning. Behandlingsanläggningarna har förutsatts ligga i jordbruksbygd och den vidare transporten till plats
för användning har antagits ske med i jordbruk vanlig teknik.
Övrigt avlopp leds till reningsverket som i referensalternativet. Med detta alternativ bedöms ca 75% av fosforn i avlopp kunna återföras. Därtill återförs ca 90%
av kväve, 60% av kalium och 70% av svavel. Vid ett generellt återföringskrav för
växtnäringsämnen är uppsamling av klosettvatten det alternativ (av de studerade)
som ger högst återföringsgrad. Kostnaderna för att införa en klosettvattensortering
är än svårare att uppskatta men har bedömts vara i storleksordningen 900 kr per
person och år. Omräknat till kostnad per kg återfört fosfor blir det 1 600 kr/kg P.
Även i detta fall förutsätts att klosettvattensortering införs gradvis och införandetiden blir minst lika lång som för ett urinsorterande system, dvs. 50 år. I klosettvattenalternativet blir transportvolymen ca 130 tonkm per år och person större än
i referensalternativet, vid det antagna transportavståndet på 30 km till spridningsstället på åkermark. Den totala energianvändning är också väsentligt större i detta
alternativ än övriga, men samtidigt ger detta alternativ klart lägst utsläpp till
vatten av övergödande ämnen och tungmetaller av alternativen.
Slamanvändning. I detta alternativ förutsätts att avloppsvattenbehandlingen sker
som i referensalternativet. Slammet pastöriseras, rötas och avvattnas och transporteras efter eventuell mellanlagring till jordbruk för användning. Med detta alternativ kan 95% av fosforn återföras och dessutom ca 20% av kväve och 35% av
svavel. Investeringarna blir väsentligt lägre i detta alternativ än i referensalternativet. Hygienisering, mellanlagring, utökad kvalitetskontroll m.m. tillkommer
relativt dagens situation. Jämfört med referensalternativet blir kostnaderna ca 26
kr/p och år lägre. Omräknat per kg återfört fosfor blir kostnaden -27 kr/kg P. Att
kostnaden blir negativ beror på att detta alternativet har lägre kostnader än referensalternativet och att referensalternativet inte ger någon fosforåterföring. En
avsevärd återföring av fosfor, ca 95%, kan uppnås på kort tid för detta alternativ.
88
För att nå en 95-procentig återföring krävs att lagringsplatser anläggs, och att
kvaliteten på en del slam förbättras. Från teknisk synpunkt är det möjligt att
återföra allt slam inom en 10-årsperiod. Detta förutsätter att det finns acceptans
för slammet. Vid slamanvändning blir transportvolymen ca 3 tonkm per person
och år på grund av återföringstransporten till åkermark (30 km), men samtidigt
undviks referensalternativets eventuella transporter till förbränningsanläggning.
Tillförsel av metaller till åkermark blir större för detta alternativ jämfört med
övriga studerade alternativ.
Utvinning av fosfor från avloppsvatten. Genom att kombinera biologisk fosforrening med utfällning eller utkristallisation av kalciumfosfater kan en ren fosforprodukt erhållas. Med sådan teknik bedöms ca 60% av fosforn i avlopp kunna
återföras. Inga andra näringsämnen återförs. Huvuddelen av slammet återstår och
förutsätts brännas som i referensalternativet. Kostnaderna för att införa denna
teknik är i hög grad beroende av de lokala förutsättningarna. Med de förutsättningar som valts i utredningen bedöms kostnaderna bli 14 kr/p och år eller 33 kr
per kg återförd fosfor. Om förutsättningarna är mer gynnsamma behöver inga
merkostnader uppstå. Vid de anläggningar där förutsättningarna är gynnsamma
kan tekniken införas snabbt. Om tekniken skall införas vi alla reningsverk får man
räkna med att det tar ca 10 år. En jämförelse med den tid det tog att införa kväverening är relevant.
Utvinning av fosfor från slam. Företaget Kemira har utvecklat en process som
gör det möjligt att utvinna en relativt ren fosforprodukt från slam (i form av ett
järnfosfat). Med denna teknik bedöms drygt 70% av fosforn i avlopp kunna
återföras. Inga andra växtnäringsämnen återförs, förutom att en liten andel av
svavel från tillsatt svavelsyra för fosforutvinning kan återföras via den återförda
produkten. Det tillsätts dock betydligt mer svavel än vad som återförs. Kostnaderna har, baserat på uppgifter från leverantören, bedömts bli ca 42 kr/p och år
eller uttryckt per kg återfört fosfor 80 kr/kg P. Det finns idag ingen erfarenhet av
denna teknik i full skala, men en anläggning är projekterad för Malmö. Om man i
Malmö bygger den planerade anläggningen och erfarenheterna blir goda bedöms
tekniken kunna vara införd på andra platser i landet inom 10-15 år. De återstående
slammängderna att transportera till förbränning blir väsentligt mindre med detta
alternativ. Det blir troligen aktuellt med regionala anläggningar för fosforutvinningen, varför transportvolymerna bedöms grovt sett bli desamma som i referensalternativet.
Utvinning av fosfor från aska. Företaget BioCon har utvecklat teknik för förbränning av slam och kombinerat detta med syralakning av askan och en fraktionering så att fosfor kan utvinnas i ren form som fosforsyra. Med denna teknik
bedöms drygt 60% av fosforn från avlopp kunna återföras. Inga andra växtnäringsämnen återförs. Svavelsyra tillsätts för fosforutvinning. Detta svavel återförs ej som ett gödselmedel. Kostnaderna har, baserat på uppgifter från leverantören, bedömts bli ca 26 kr/p och år eller 58 kr/kg återförd fosfor. En anläggning
med denna teknik har varit planerad för Falun. Om anläggningen byggs och erfarenheterna från denna anläggning blir goda bedöms tekniken kunna införas inom
10-15 år. Transportvolymerna bör i princip bli desamma som i referensalternativet.
I återföringsgraderna i texten ovan har inte hänsyn tagits till spridningsförluster
och växttillgänglighet. Detta analyseras mer ingående i kapitel 4.1 och bedömda
återföringsgrader av växttillgängliga närsalter anges även i tabell 10. I texten samt
89
i tabell 10 har ingen hänsyn tagits till att 16% av landets befolkning bor utanför
tätorter. Räknat på den totala mängden fosfor i avlopp blir därför de ovan angivna
återföringsgraderna motsvarande lägre.
I rapportens systemanalys har förutsatt att förbränningsanläggning och anläggningar för utvinning av fosfor ligger i omedelbar anslutning till avloppsreningsverket, varför inga transporter av slam sker. Detta kommer också att bli fallet vid
en del större reningsverk, men för flertalet verk blir det dock fråga om transporter
till en regional anläggning. I en utredning gjord av Elektrowatt-Ekono på uppdrag
av VAV har det gjorts en översiktlig bedömning. Utredaren fann här att med nu
aktuell teknik för slamförbränning och med hänsyn till transporter och önskemålet
att få avsättning för genererad värme så var 7 anläggningar lämpligt för Sverige.
Detta scenario skulle på basis av författarnas uppgifter innebära en total transportvolym på ca 75 millioner tonkm exklusive returtransport och exklusive vikten av
fordon (last gånger sträcka exklusive återresa). Fördelat på tätortsbefolkningen
blir detta 10 tonkm per person och år. Om man bygger flera anläggningar eller
nyttjar avfallsförbränningsanläggningar eller andra anläggningar med förbränning
av biobränslen kan transportvolymerna bli lägre.
Kostnaderna för att lösa den framtida slamhanteringen beror till stor del av lokala
förhållanden. De kostnader som är angivna ovan är schematiskt beräknade från ett
antal valda förutsättningar. De angivna fosforåterföringsgraderna bedöms som
realistiska men erfarenheterna vad gäller kostnader är mycket begränsade. Teknikutveckling och effektivisering (se kapitel 5.1 och bilaga 2) kan sänka kostnaderna
och oförutsedda problem kan ge kostnadsökningar. Det skall också noteras att
ingen hänsyn tagits till återföring av andra näringsämnen. Den ekonomiska betydelsen av detta är dock marginell, om värdet av denna återföring beräknas till
marknadspris. Någon hänsyn har inte heller tagits till att de olika produkterna har
olika föroreningsgrad.
Ur hygienisk synpunkt bedöms klosettvattensystemet innebära lägst smittspridningsrisk, eftersom närmast en total avdödning av patogener sker i detta alternativ
och endast ett mindre förorenat vatten (BDT-vatten) renas och släpps ut. Därefter
följer referenssystemet, KREPRO och BioCon som också medför låg smittspridningsrisk eftersom smittspridningsriskerna i dessa system endast är förknippade
till utgående vatten till recipient. Även spridning av ett hygieniserat slam kan
antas hamna i samma låga nivå av smittspridningsrisk, medan det i utredningen
valda urinsorteringsalternativet kan bedömas ha något större smittspridningsrisk
än övriga alternativ.
Från organisatorisk synpunkt gäller att referensalternativet och de avancerade
tekniska alternativen för flertalet kommuner kräver ett regionalt samarbete. Även
om det kan ta viss tid att få till stånd sådant samarbete bör det vara möjligt att
realisera. För sorteringsalternativen är förhållandena mer komplicerade. Med de
erfarenheter som finns med problem med avsättning av slam torde kommunerna
icke vara beredda att satsa på att införa sorterande system i stor skala med mindre
än att avsättningen av urinen eller klosettvattnet är tryggad genom långsiktiga
avtal. Lantbrukarna måste i sin tur ha motsvarande garantier från livsmedelsindustrin, så att inte användningen av urin eller klosettvatten hindrar avsättningen
av lantbrukets produkter.
90
Ett annat frågetecken med de sorterande systemen är VA-lagens krav om rättvis
och skälig grund för avgifter skall kunna uppfyllas vid en övergång till sorterande
system. Detta diskuteras i avsnitt 4.5.
Valen av de sex systemen i analysen gjordes utifrån kriteriet att ta med en så stor
bredd av alternativ för fosforåtervinning som möjligt, men också med kravet att
det måste finnas referensobjekt i full- eller pilotskala från vilka data kunde inhämtas. De sex systemen bedöms alla vara realistiska att införa, om än i varierande
tidsskala och bebyggelsetyp. De sex valda systemen skall dock inte ses som de
givet bästa systemalternativen som finns tillgängliga idag.
6.2 Osäkerheter och kunskapsluckor i underlagsmaterial och bedömningar
Miljö- och kretsloppsaspekter
Utredningen av miljö- och kretsloppsaspekter har genomförts genom en serie
antaganden vad gäller teknikval, förväntade driftsresultat i form av energianvändning, kemikalieförbrukning, transportavstånd o.s.v. På grund av utredningens begränsningar i tid och resurser har ett angreppssätt valts som gått ut på
att först identifiera den miljöpåverkan som innebär störst andel av samhällets
totala miljöpåverkan och därefter koncentrera utredningsinsatserna på denna
miljöpåverkan. De miljöeffekter som har en obetydlig andel av samhällets påverkan har följaktligen behandlats ytterst översiktligt eller inte alls.
Kunskapsluckorna vad gäller miljö- och kretsloppsaspekter är starkt förknippade
till avsaknaden av driftsresultat i fullskala, med undantag av slamanvändning och
urinsortering. En annan aspekt som gör att resultaten från miljösystemanalysen är
ofullständiga är att endast driftsfasen har analyserats medan miljöpåverkan från
tillverkning av komponenter i systemen såväl som själva byggandet och avvecklingen av systemen har lämnats utanför systemgränsen. Betydelsen av dessa
aspekter kan dock antas vara relativt små (dock ej obetydliga). Tidigare systemanalyser av avloppssystem har visat att driftsfasen oftast innebär den största miljöpåverkan av systemets faser i livscykel. Detta förutsätter dock, som i denna utredning, att införandet av systemen beräknas ske i normal renoveringstakt.
Ekonomi
Oavsett vilket alternativ som betraktas så påverkar lokala förhållanden genomförandet. Genomförandet och andra lokala förhållande påverkar ekonomin. De
ekonomiska uppgifterna i denna utredningen skall därför enbart ses som indikationer på vilken kostnadsnivå som kan bli aktuell. När kostnaderna uttrycks per kg
återförd fosfor skall man vara medveten om att de sorterande systemen även återför kväve, kalium och svavel. Man kan korrigera för detta genom att tillgodoräkna
de sorterande systemen det ekonomiska värdet av återförd kväve, kalium och
svavel. Detta blir med nu gällande priser låga belopp relativt totalkostnaderna.
91
De olika alternativen återför fosfor av olika renhet. Det ekonomiska värdet av den
ökade renheten är svårt att uppskatta och någon hänsyn till detta har inte tagits.
Den största osäkerheterna vad gäller de ekonomiska bedömningarna gäller de
sorterande systemen. För ett system med uppsamling av urin är det fullt möjligt
att tänka sig hur ett tekniskt genomförande kan gå till. Något genomfört system
för urinuppsamling i större skala, från vilket erfarenhetsdata kan hämtas, finns ej.
Vid storskaligt genomförande kan det finnas möjligheter till andra tekniska lösningar och det kan finnas möjligheter till effektivisering. Det kan även uppstå
oförutsedda komplikationer. Ytterligare en osäkerhetsfaktor är antalet urinsorterande toaletter som krävs för att systemet skall vara komplett infört. I beräkningarna har endast en urinsorterande toalett per hushåll antagits, trots att vissa
hushåll förmodligen skulle välja att ha fler än en. Vidare har inte införandet av
urinsorterande system i skolor och på arbetsplatser ingått i kostnadsberäkningarna
trots att vi, vad det gäller avloppsflöden, räknar med att brukarna är anslutna till
systemet under hela dygnet.
Hur ett system för uppsamling av klosettvatten skall kunna införas gradvis i
existerande bebyggelse är oklart. Även här kan andra tekniska lösningar förändra
både kostnaderna för installation och behandling. Följaktligen vilar de ekonomiska bedömningarna för detta system på en osäker grund.
För de bägge sorterande systemen gäller att huvuddelen av kapitalkostnaderna
beror av installationer i fastigheter. Det finns visst underlag för bedömning av
installationskostnaderna. Huvuddelen av driftkostnaderna utgörs av transporter.
Transportkostnaderna bedöms vara behäftade med måttliga fel. Även om de
uppskattade kostnaderna för de sorterande systemen skulle vara behäftade med
stora fel bedöms storleksordningen vara riktig.
Förbränning ingår i alla alternativ utom slamanvändning i jordbruk. Kostnader för
förbränning har i alla alternativ satts till 2 100 kr/ton TS. Vid nya anläggningar på
kontinenten är det inte ovanligt med dubbelt så höga kostnader. Om förbränningskostnaderna låg på den dubbla nivån påverkar det främst referensalternativet där
allt slam bränns. Relativt referensscenariot minskas kostnaderna för de övriga
alternativen utom för uppsamling av urin. Den relativa förbättringen blir störst för
alternativet användning av slam i jordbruk med 50 kr per person och år och för de
övriga alternativen ca halva detta belopp.
För slam, urin och klosettvatten har samma genomsnittliga transportavstånd,
30 km, förutsatts. Om det skulle visa sig att urin och klosettvatten skulle vara mer
attraktiva produkter än slam kan det medföra kortare transportavstånd. Vid de
korta avstånd som förutsatts utgör dock lastning och lossning en väsentlig del,
varför detta ej medför någon väsentlig förändring av kostnadsbilden.
Även kostnaderna för systemen med utvinning från slam och aska är osäkra. Det
förefaller som leverantörerna har tämligen optimistiska antaganden vad gäller
personalbehov. En mer pessimistisk syn skulle kunns innebära fördubblade
personalkostnader.
Att de lokala förhållandena har stor betydelse framgår av de kalkyler som gjorts i
för Krepro-projektet i Malmö. Denna anläggning bedöms ge lägre kostnader än en
förbränning av slam. Konsulter som studerat fosforutvinning från avloppsvatten
i samband med biologisk fosforrening hävdar att det finns exempel på att fosfor-
92
utvinning skulle kunna införas utan merkostnader, även jämfört med dagens
situation.
Teknik
Från teknisk synpunkt är inget av de alternativ som utvärderats speciellt komplicerat. Även om fullskaleerfarenheter saknas för flera av de studerade alternativen
finns det ingen anledning befara att det inte skulle att få fram fungerande återvinningssystem baserade på de studerade alternativen.
När ny teknik skall införas uppstår dock ofta komplikationer av olika slag. Om
dessa inte kan lösas snabbt och till rimliga kostnader kan lätt en i grunden god
lösning falla i vanrykte.
Avloppssystemen drivs idag av kommunala förvaltningar eller bolag. De har ofta
begränsade egen kompetens för komplicerade teknikupphandlingar. Ett bra sätt
att minska risken för tekniska misslyckanden, är att välja beprövade teknik. Detta
är vanligt bland kommunala aktörer, vilket gör att det blir svårt att få genomslag
för innovativa lösningar. Ett system som begränsar risken för den som vill gå före
med nya lösningar kombinerat med god uppföljning är troligen nödvändigt om ny
teknik skall kunna introduceras framgångsrikt.
Brukare och acceptans
Kunskap om hur brukare uppfattar och upplever sin roll i olika systemlösningar
för återanvändning av fosfor ur avlopp är bristfällig. Likaså finns osäkerhet kring
hur information och återkoppling bör utformas om den enskildes användning av
systemet. Frågeställningarna och förutsättningarna är skilda mellan sorterande
system, slamanvändning i jordbruket och system för fosforutvinning. För att öka
förståelsen både inom och mellan olika systemlösningar behöver kunskap utvecklas parallellt för systemen.
Generellt är den beteendevetenskapliga forskningen på VA-området sparsam.
Kunskapen är dålig kring hushållsvanor och beteende som ger effekter på avlopp
och möjligheter att återanvända växtnäring från avlopp. Osäkerheten blir därför
stor när sammansättning på framtida avloppsvattendelströmmar ska bedömas.
Dagens VA-system är anonyma. Kunskap bland allmänheten kring de växtnäringsrika produkter som olika system producerar är ofta dålig och därmed blir bedömningen av acceptansen för produkterna osäker. Slamdebatten har även visat att
acceptansen snabbt kan förändras, vilket ytterligare understryker osäkerheten vid
bedömning av acceptans för produkter från VA-system.
6.3 Slutsatser
Sex system för återföring av fosfor från avlopp har studerats och jämförts med ett
referenssystem bestående av konventionell avloppsvattenrening, inklusive kväverening, där slammet omhändertas genom förbränning. De sex systemen är: separat
93
uppsamling av urin, separat uppsamling av klosettvatten, direkt användning av
hygieniserat slam, utvinning av fosfor från avloppsvatten, utvinning av fosfor
från slam och utvinning av fosfor från aska efter slamförbränning. Systemen som
studerats har begränsats till sådana som idag tillämpas eller som befinner sig nära
tillämpning i full skala.
I alla system, utom direkt slamanvändning, ingår slamförbränning. För samtliga
alternativ har också förutsatts att uppfyllelse av nationella miljömål eftersträvas
och att den produkt som återförs skall vara hygieniskt invändningsfri.
Utan hänsynstagande till växttillgänglighet bedöms urinuppsamling kunna återföra ca 40% av fosforn, klosettvattenuppsamling ca 75%, direkt slamanvändning
ca 95%, utvinning från avloppsvatten ca 60%, utvinning från slam ca 70% och
utvinning från slamaska ca 60%. Eftersom 16% av befolkningen bor utanför tätorter blir den möjliga totala återföringen motsvarande mindre även vid ett totalt
införande. Uppsamling av urin och klosettvatten är dock ett system som lämpar
sig att införa även utanför tätorter, där de kan minska utsläppen av växtnäring
väsentligt. Genom kombinationer av olika metoder kan högre återföring uppnås,
kostnaderna blir dock högre. Med urinoch klosettvattenuppsamling kan även
huvuddelen av avloppets kväve, kalium och svavel återföras.
I jämförelse med den totala antropogena påverkan framgår att de studerade
systemen framför allt påverkar miljön vad gäller utsläpp till vatten av kväve och
fosfor (övergödande ämnen) samt tungmetaller. Systemet med klosettvattenuppsamling bedöms medföra väsentligt lägre kväveutsläpp till vatten än övriga
alternativ men har nackdelen att det kräver betydligt mer energi för driften än
övriga alternativ.
Bortses från läkemedelsrester ger urin och klosettvattenuppsamling en ren produkt. Även om kunskaperna är otillräckliga bedöms även utvinningssystemen ge
rena produkter. Slammet är den produkt som beräknas föra med sig mest metaller
till åker vid återanvändning. Slamanvändning bedöms dock kunna ge lägre metallflöden och urinoch klosettvattensortering samt utvinningssystem väsentligt lägre
metallflöden till åker i förhållande till gällande regelverk.
Direkt användning av slam är från teknisk synpunkt genomförbart inom ca 10 år,
liksom utvinning av fosfor från avloppsvatten. Att införa utvinning av fosfor
från slam torde också kunna gå på ca 10 år, dock måste först tillräcklig praktisk
erfarenhet från de anläggningar som nu byggs eller är under utveckling inväntas.
Urin- eller klosettvattenuppsamling förutsätts införas successivt i samband med
nybyggnation och förnyelse av den befintliga bebyggelsen. Ett fullständigt
införande bedöms därför ta ca 50 år.
Om slam skall omhändertas genom förbränning bedöms kostnaderna relativt
referenssystemet öka med 50-100 kr per person och år. Vid direkt användning av
slam förväntas kostnaderna bli ca 26 kr lägre per person och år, eftersom investeringar i förbränningsanläggningar kan undvikas. Kostnaderna för utvinning av
fosfor från avloppsvatten är starkt beroende av lokala förhållanden. Med de förutsättningar som gjorts i utredningen bedöms kostnaderna ej bli högre än ca 14 kr
per person och år relativt referenssystemet eller 33 kr per kg återförd fosfor. Vid
utvinning av fosfor från aska och slam bedöms kostnaderna relativt referensalternativet bli 26-42 kr per person och år eller ca 60-80 kr per kg återförd fosfor.
Urin- och klosettvattenuppsamling bedöms ge kostnader på 550-900 kr per person
94
och år relativt referenssystemet, eller 1 600-1 900 kr per kg återförd fosfor. Dessa
system återför även kväve, kalium och svavel. Då den genomsnittliga kostnaden
för vatten och avlopp i Sverige för närvarande är knappt 2 000 kr per person och
år, innebär detta kostnadsökningar på uppmot 50% för de källsorterande systemen. För samtliga kostnadsuppskattningar ovan gäller att de är grova, att de är
beroende av lokala förhållanden och att teknisk utveckling kan sänka kostnader
och att oförutsedda komplikationer kan höja dessa. En stor del av urinoch
klosettvattensystemens kostnader består av ökade kapitalkostnader för avloppsintallationerna i fastigheterna. Dagens kapitalkostnader för VA-installationer
i fastigheterna finns inte med i genomsnittskostnaden för vatten- och avlopp i
Sverige ovan.
Storskaligt införande av urin- eller klosettvattenuppsamling torde kräva förändringar i VA-lagen.
Utredningsuppdraget har gällt återföring av fosfor. Under arbetet har framkommit
underlag som visar att ett ur uthållighetsperspektiv mer allomfattande mått för
kretslopp av icke förnybara resurser, kan vara genomsnittlig procentuell återföring
av kväve, fosfor, kalium och svavel. Fortsatt forskning bör initieras för att ta fram
lämpliga verktyg för att analysera resurseffektiviteten i avloppssystem. Den genomsnittliga procentuella återföringen av växtnäringsämnena kväve, fosfor, kalium och
svavel för de olika systemen bedöms vid direkt slamanvändning vara 24%, för de
tre fosforutvinningsprocesserna 15-18%, för urinsortering 50% och för klosettvattensortering 74%.
Under utredningen har konstaterats att främst följande kunskapsluckor bör fyllas
för att öka förutsättningarna för en god bedömning av systemlösningar:
-
teknisk funktion och kostnader för olika system för återföring av fosfor och
andra näringsämnen, liksom för andra lovande alternativ t.ex. våtoxidation vid
superkritisk temperatur.
-
acceptans hos allmänhet, VA-sektor och livsmedelssektor för olika system för
återföring av fosfor och andra näringsämnen
-
möjligheterna att anpassa befintliga system för avledning av avloppsvatten till
uppsamling av urin- eller klosettvatten
-
bättre kriterier för bedömning av långsiktig hållbarhet hos olika system
-
bättre kännedom om sammansättning och egenskaper hos de produkter som
återförs med olika system
Slutligen bör det framhållas att planering mot mer uthålliga VA-system är betydligt mer komplext än att endast handla om återanvändning av fosfor. I MISTRAprogrammet Urban Water (där flera av rapportens författare deltar) pågår under
perioden 1999-2005 forskning för att ta fram planeringsverktyg för att beakta
uthållighetsaspekter i strategisk VA-planering.
95
Bilagor
Förteckning
Bilaga 1. Hållbarhetsaspekter på vissa växtnäringsämnen
Håkan Jönsson .......................................................................................97
Bilaga 2. Teknisk beskrivning av system för återanvändning av fosfor
Erik Levlin, Bengt Hultman, Karin Book, Håkan Jönsson..................105
Bilaga 3. Systemanalys – förutsättningar och antaganden
Erik Kärrman .......................................................................................127
Bilaga 4. Miljö- och resurshushållning – beräkningsunderlag
Erik Kärrman, Ola Palm ......................................................................129
Bilaga 5. Ekonomi – beräkningsunderlag
Anette Seger, Ola Palm, Karin Book...................................................147
Bilaga 6. Brukaraspekter
Helena Åberg .......................................................................................157
Bilaga 7. Organisation – nätverksanalys och kapacitetsprofiler
Henriette Söderberg .............................................................................161
Bilaga 8. Procentuell återföring av växttillgängligt kväve, fosfor, kalium och
svavel – exempel..................................................................................173
Håkan Jönsson
96
97
Bilaga 1
Hållbarhetsaspekter på vissa växtnäringsämnen
Författare: Håkan Jönsson
Biologisk funktion
Kväve
Kväve är ett nödvändigt grundämne för allt liv då det ingår i proteiner och nukleinsyror. Människokroppen består till ca 3% av kväve (NE, 1993: band 11 sid. 594).
Kväve är också det växtnäringsämne som de flesta grödor i störst mängd både
behöver och innehåller (Jordbruksverket, 1999). Potatis, rotfrukter och gräsvall
innehåller dock i regel mer kalium än kväve. Gödsling med kväve ger i regel, såväl
i Sverige som internationellt, större effekt på skördens storlek än gödsling med
något annat växtnäringsämne.
Kväveinnehållet i jordskorpan uppskattas till ca 140*109 miljoner ton, medan
atmosfärens innehåll, 75,5 vikts-%, uppskattas till ca 4*109 miljoner ton (NE,
1993:band 11 sid. 594). Kväveförrådet i havet är betydlig mindre, ca 0,015*109
miljoner ton. Kvävet i jordskorpan består bland annat av salpeter, KNO3, och
chilesalpeter, NaNO3, i nederbördsfattiga områden, samt kemiskt bundet kväve i
kol och olja.
Konstgödselkväve framställs genom produktion av ammoniak, vilket är en energikrävande process. Energibehovet i dagens fabriker är ca 34 MJ/kg kväve, medan
det teoretiska minimibehovet är 19,1 MJ/kg kväve (Davis & Haglund, 1999). Av
ammoniaken produceras salpetersyra, som används vid produktion av ammoniumsalpeter, NH4NO3, kalksalpeter, Ca(NO3)2, och kaliumsalpeter, KNO3. Föroreningar
från processen är lustgas, N2O, och kväveoxider, NOx (Davis & Haglund, 1999).
Medianvärdet för totalkväveinnehållet i svensk åkermark är 2,4% vilket motsvarar
ca 6,9 ton/ha i ett matjordsskikt på 25 centimeter (Eriksson m.fl., 1997). Kvävet är
till övervägande delen bundet i mullämnen. Medianvärdet för åkermarkens kolkvävekvot är 10,7 (Eriksson m.fl., 1997).
Kalium
Kalium är ett livsnödvändigt mineralämne för alla organismer och förekommer
i dessa i jonform, främst inne i cellerna. En vuxen persons kropp innehåller 100200 gram kalium (NE, 1993: band 10 sid. 349). Kalium är viktigt för kroppens
elektrolyt- och vätskebalans, för nerverna, hjärt- och skelettmuskler m.m.
Kalium är det sjunde vanligaste grundämnet i jordskorpan och hydrosfären och
medelhalten är 2,4 vikts-% (NE, 1993: band 10 sid. 349). Den största mängden
98
finns bunden som fältspat och glimmer. Kalium framställs dock främst ur sylvin,
KCl, karnallit, KMgCl3, och kainit, KMgClSO4. De största producentländerna
var 1988 dåvarande Sovjetunionen, 35%, Canada, 25%, och Tyskland, 18%
(NE, 1993: band 10 sid. 349).
Kaliumsalt är lättlösligt i vatten och återfinns därför sällan i markytan. Underjordiska fyndigheter har i regel hittats när man letat efter olja, eftersom sedimentära processer är viktiga i bildningen av såväl olja som kaliumfyndigheter. Kaliumfyndigheterna består oftast av en blandning av sylvin, KCl, och bergssalt, NaCl,
eller sylvin, KCl, och magnesiumsulfat, MgSO4*H2O, och har ofta en koncentration av 7-27% räknat som K2O (Davis & Haglund, 1999). Upparbetningen består
av att malmen mals så fint, 0,8-9 mm, att varje korn väsentligen är homogent.
Sedan skiljs de olika mineralen åt med flotation, torr elektrostatisk separation eller
genom upplösning i varmt vatten och återkristallisation när vattnet svalnar (Davis
& Haglund, 1999). Vid upparbetningen bildas stora mängder fast och flytande,
starkt salthaltig, avfall. Det flytande avfallet kan ibland, t.ex. i Storbritannien,
släppas rätt ut i havet eller pumpas ned i porösa berglager. Oftast släpps de emellertid ur i floder, vilket medfört t.ex. att salthalten i floden Werra i Tyskland är hög.
Utlakning av salt från det fasta avfallet kan vara stor, men ibland kan det fasta
avfallet läggas tillbaka i gruvan.
Medianvärdet för mängden utbytbart kalium i svensk åkermark är ca 12 mg/100
gram jord. Detta motsvarar 375 kg utbytbart kalium per hektar (Eriksson m.fl.,
1997).
Fosfor
Fosfor ingår i cellernas arvsanlag (DNA) och intar en central roll i deras energiomsättning och är nödvändigt för bl.a. fotosyntes, respiration och muskelfunktion.
En människa med vikten 70 kg innehåller ungefär 0,7 kg fosfor. Ca 90% av detta
finns i skelettet (NE, 1991: band 6 sid. 542).
Fosfor är det 11:e vanligaste grundämnet i jordskorpan och dess medelkoncentration är ca 1,1 kg/ton (0,11 vikts-%). De viktigaste fosformineralerna är olika
former av apatit (kalciumfosfater) t.ex. fluor-, hydroxi- och klorapatit, Ca5(PO4)3F,
Ca5(PO4)3OH, Ca5(PO4)3Cl. De största producenterna 1983-87 var dåvarande
Sovjetunionen, USA och Marocko. Många järnmalmer i världen, t.ex. de i
Norrbotten, innehåller fosfor i form av fluorapatit (NE, 1991: band 6 sid. 542).
Fosfor bryts i dagbrott eller i underjordiska gruvor. Ungefär fem ton malm behöver
brytas för att producera ett ton råfosfat med 32% P2O5 eller 14% fosfor (Davis &
Haglund, 1999). Malmen mals för att finfördelas och råfosfat renas fram via sållning, flotation och/eller rostning. Ca 4 ton malt gruvavfall uppstår per ton råfosfat
(Davis & Haglund, 1999). Råfosfaten får reagera med svavelsyra varvid fosforsyra
och gips bildas. Per kg fosfor åtgår ca 2 kg svavel i processen och ca 11 kg gipsavfall bildas (Davis & Haglund, 1999). Även vid tillverkningen av superfosfat får
råfosfat reagera med svavelsyra, varvid enkelfosfat bildas. Istället för svavelsyra
kan fosforsyra användas, varvid trippelfosfat bildas (Davis & Haglund, 1999).
För tillverkning av enekelfosfat åtgår ca 1,3 kg svavel per kilogram fosfor och för
trippelfosfat ca 1,45 kg, via fosforsyran.
99
I åkermark brukar man skilja mellan lättlösligt fosfor (P-AL) och förrådsfosfor
(P-HCl). Medianvärdet för mängden lättlösligt fosfor är ca 8,1 mg/100 gram jord,
vilket motsvarar ca 250 kg lättlösligt fosfor per hektar. För förrådsfosforn är motsvarande värden 74 mg/100 gram jord och 2310 kg fosfor per hektar. (Eriksson
m.fl., 1997)
Svavel
Svavel är nödvändigt för alla organismer och ingår t.ex. i aminosyrorna cystein
och metionin, i järn-svavelproteiner samt i tiamin (vitamin B1). Hos människan
har hår, hud och naglar hög halt svavel, liksom brosk. (NE, 1995: band 17 sid.
457)
Svavel är det 16:e vanligaste grundämnet i jordskorpan. Dess medelhalt beräknas
till ca 340 gram/ton (0,034 vikts-%). Världens svavelreserver uppskattas till 25
miljarder ton, varav 84% finns i stenkol, 5% i naturgas, 3% i råolja, 4% i sulfidmalm och 4% som rent svavel. (NE, 1995: band 17 sid. 457)
Idag utvinns svavel huvudsakligen ur svavelhaltig kalksten och ur naturgas och
som biprodukt vid rostning av sulfidmalmer (NE, 1995: band 17 sid. 457). Ur
svavelhaltig kalksten utvinns svavel ofta med Fraschprocessen som innebär att
man hettar upp kalkstenen genom att injicera stora mängder hett vatten (runt
165ºC, 2,5-3 MPa). Härigenom smälter svavlet och kan pumpas upp med hjälp av
tryckluft. För att få upp 1 ton svavel åtgår 3 - 38 m3 hett vatten (Davis & Haglund,
1999).
I Europa kommer 50% av svavlet för syratillverkning från avsvavling av olja och
naturgas, 30% utvinns ur sulfidmalmer och 20% ur återvunnen svavelsyra.
För tillverkning av svensk handelsgödsel används svavel i form av svavelsyra dels
för framställning av fosforgödselmedel, dels som näringsämne direkt. Davis &
Haglund (1999) antar i sina beräkningar att de svenska fosforgödselmedlen är
framställda med användning av svavel framställda med Fraschprocessen. För att
spara energi vore det önskvärt att återanvända hetvattnet som används i Fraschprocessen. Detta är emellertid svårt, eftersom vattnet är starkt förorenat. Några
data på hur mycket processen som sådan förorenar hittade emellertid inte Davis
& Haglund (1999), varför de i livscykelinventeringen endast tog hänsyn till
energiförbrukningen för svavelutvinningen.
Brytning av svavelkis, som förekommer bl.a. vid Falu- och Skelleftefälten, leder
oftast till utsläpp av tungmetaller och av försurande ämnen (Davis & Haglund,
1999). Svavlet i de svenska gödselmedlen framställs som biprodukt vid framställning av zink och koppar i Outokumpu i Finland. I sin livscykelinventering tog
Davis & Haglund (1999) hänsyn till att svavel producerades som en biprodukt,
vilket innebar att de varken belastade dess framställning med några utsläpp eller
någon energianvändning.
Medianvärdet för mängden svavel i åkermarken är 31 mg/100 gram jord. Detta
motsvarar 970 kg svavel per hektar (Eriksson m.fl., 1997).
100
Värdering av användningen av fossila resurser
För att värdera och jämföra användningen av olika fossila resurser behövs viktningsindex. Detta index bör vara sådant att användningen av ämnen med liten
fossil reserv bör värderas som allvarligare än användningen av ämnen med stor
fossil reserv. Likaså bör användningen av ämnen vars reserv beräknas räcka kort
tid värderas som allvarligare än användningen av ämnen vars reserv beräknas
räcka lång tid. Ett index med dessa egenskaper föreslogs av Fava m.fl. (1993) och
användes bl.a. av Guinée & Heijungs (1995) enligt Lindfors m.fl. (1995). Detta
viktningsindex, w, för användningen av olika fossila resurser beräknas enligt
w=
1
RU
där R är reservens storlek, kg, och U är reservens livslängd, år. Detta viktningsindex för användningen av olika fossila resurser har de önskade egenskaperna,
vilket framgår av om man jämför indexet för två ämnen som båda har ekonomiska
reserver på 100 kg. Om 10 kg av ämne ett används per år blir livslängden för dess
reserv 10 år. Om användningen av ämne två är 2 kg per år blir livslängden på dess
reserv 50 år. Indexet för ämne ett blir 0,001 kg-1, år-1 och för ämne två 0,0002 kg-1,
år-1. Enligt indexet är därför användningen av ämne ett fem gånger så allvarligt
som användningen av ämne två.
Ovan har termen ekonomisk reserv använts för den del av den totala fossila
resursen som det med dagens teknik är ekonomiskt lönsamt att utvinna. Detta
innebär t.ex. att fyndighetens placering i förhållande till befintliga gruvor och
fabriker är av betydelse. Denna indelning av fossila resurser används ofta och
visas i figur 1. Reservens statiska livslängd beräknas från den ekonomiska
reservens storlek divideras med den nuvarande användning av ämnet.
Upptäckta
Kvantifierbara
Lönsamma
Olönsamma
Oupptäckta
Uppskattade
Förmodade
Reserver (brytvärda tillgångar)
Paramarginella
(precis under
gränsen)
Resurser (totala tillgångar)
Submarginella
(mycket under
gränsen)
Figur 1. En vanlig indelning av fossila resurser (efter Månsson, 1993).
Tänkbara
101
I tabell 1 har index beräknats på ovanstående sätt för användningen av de fossila
resurserna fosfor, kalium, svavel, gas, olja, kol och uran.
Tabell 1. Den ekonomiska reservens storlek och statiska livslängd och beräknat
fossilförbrukningsindex.
Ekonomiska
reservens storlek
12
(R), 10 kg
Användning,
9
10 kg /år
Reservens statiska
livslängd (U), år
Index (w),
-16
-1
-1
10 kg , år
Index-1992 års data
d
,
-16
-1
-1
10 kg , år
a)
b)
c)
d)
Fosfor
1,51
a
Kalium
6,99
a
a
b
b
b
a
Svavel
1,40
Gas
135 oile
Olja
142
Kol
485 oile
Uran
c
0,0027
14,1
18,8
51,5
2181
3590
2137
0,032
107
373
27
61
40
227
84
61,8
3,84
263
1,21
1,76
0,091
44092
9,77
6,93
345
1,70
2,02
0,030
d
Crowson (1996).
BP (www). Oile betyder oil equivalent.
Vid beräkning av reservens storlek har hänsyn tagits till förluster på 5% under utvinningen.
Crowson (1992) och WRI (1992) enligt Lindfors m.fl. (1995) samt för fosfor- och kaliumreservernas storlek Louis (1993), enligt Audsley m.fl. (1997). Fosforreservens livslängd
ges av Crowson (1992, enligt Lindfors, 1995) som mycket lång, dvs. större än 300 år.
I beräkningen har den satts till 300 år.
Fossilförbrukningsindexet för uran per kg och år är klart störst, vilket huvudsakligen beror på att den ekonomiska reserven av urnan bara är ungefär en tusendel
så stor som den av fosfor, kalium och svavel. Bland växtnäringsämnena värderas
användning av svavel i en klass för sig (tabell 1). Dess reserv har klart kortast statisk
livslängd. Svavelreserven är av samma storleksordning som fosforreserven, men
ungefär 3,5 gånger så mycket svavel som fosfor används i världen. Det är även
intressant att notera att enligt Crowson (1996) används i USA 61% av svavlet till
framställning av gödselmedel. Om detta stämmer även i världen som helhet innebär
detta att ca 31*109 kg svavel/år används för mineralgödselproduktion. Av den totala
fosforproduktionen används ca 92%, 13*109 kg fosfor/år, för produktion av mineralgödsel (Crowson, 1996). Detta innebär att mer än dubbelt så mycket svavel som
fosfor används för gödselproduktion, vilket huvudsakligen beror på att det normalt
går åt ca 2 kg svavel per kg fosfor vid produktion av fosforsyra.
I tabell 1 är det även intressant att notera att samtliga index, utom de för fosfor
och kol, blev lägre när de beräknades på data från 1996-2001 jämfört med när de
beräknades på data från 1992. De sjunkande indexen beror huvudsakligen på att
reserven har ökat. Detta i sin tur kan dels bero på att tekniken förbättrats, vilket
gjort fler fyndigheter ekonomiskt lönsamma att utvinna, dels på att nya fyndigheter kan ha påträffats.
Den starka ökningen av indexen för fosfor och kol kan bero på att fyndigheter,
som tidigare bedömdes ekonomiskt brytvärda, inte längre bedöms vara det. Enligt
källorna Louis (1993) och Crowson (1996) har de ekonomiskt brytvärda reserverna
av fosfor mellan åren 1992 och 1994 sjunkit med 46%. Detta kan, åtminstone
delvis, bero på att priset för råfosfat mellan 1990 och 1994 sjönk med ca 25%.
Detta innebär att en del fyndigheter som tidigare varit ekonomiskt brytvärda, inte
102
längre var det. Dessa fyndigheter finns kvar, men de räknas inte längre in i reserven, eftersom de inte längre är ekonomiskt brytvärda. Den totala tillgången till
råfosfat i världen är dock mycket god. "World resources are immense. Large
deposits have been identified on the continental shelves and on sea mounts."
(Crowson, 1996).
Baserat på de i tabell 1 beräknade indexen och på användningen av olika fossila
resurser vid produktion av mineralgödselmedlen N28, superfosfat (P9), kaliumklorid och svavel kan en beräkning göras av hur mycket användningen av ett kilogram växttillgängligt kväve, fosfor, kalium och svavel i mineralgödsel tär på de
fossila resurserna. Tabell 2 ger resultaten av en sådan beräkning baserad på data
från Davis & Haglund (1999) för produktion av mineralgödsel.
Av tabell 2 framgår att också den fossila förbrukningen orsakad av mineralgödselfosfor blir mycket hög, om svavel tillmäts värdet beräknat ovan. Detta beror huvudsakligen på den stora mängden svavel som används vid produktionen av fosforsyra.
Med denna värdering av svavel beror 90-98% av fosforns fossilförbrukning på förbrukningen av svavel, ej på förbrukningen av råfosfat!
Eftersom denna höga värdering av svavel som en begränsad resurs starkt strider
mot den värdering av svavel som vi hade före detta projekt, har vi, som känslighetsanalys, även beräknat de olika mineralgödselmedlens fossilförbrukning under förutsättningen att användningen av svavel värderas till noll (tabell 2).
Tabell 2. Beräkning av hur mycket olika sorters konstgödsel tär på de fossila resurserna,
deras fossilförbrukningsindex, beräknat från tabell 1 och från Davis & Haglund (1999).
Resurs
N28
Per kg N
Kolenergi, MJ
4,8
Oljeenergi, MJ
5,5
Gasenergi, MJ
38,4
Elenergi, MJ
1,7
a
Total energi, MJ
46,0
P uttag ur fyndighet, kg
K uttag ur fyndighet, kg
S uttag ur fyndighet, kg
-16
-1
-1
Fossilförbrukningsindex, 10 kg , år
Kol
0,01
Olja
0,23
Gas
1,12
b
El från kol
0,01
Fosfor
Kalium
Svavel
Total fossilförbrukning med S
1,37
Total fossilförbrukning utan S
1,37
Do med svavel, 1992 års data
1,84
Do utan svavel, 1992 års data
1,84
Superfosfat
P9
Per kg P
Kaliumklorid
Svavel
Per kg K
Per kg S
8,6
5,7
16,8
25,3
1,0
1
1,31
1
0,36
0,17
0,11
61,8
3,84
345
407
62,2
463
10,2
4,00
4,00
7,17
7,17
a) Viss spillvärme (4,4 MJ/kg N) levereras till fjärrvärmenätet, vilket minskar summan total
energi.
b) Energiinnehållet i olja är satt till 41,6 MJ/kg (Mörstedt & Hellsten, 1976).
c) Elenergin har antagits produceras i kolkondenskraftverk med verkningsgraden 33%.
263
263
345
103
Genom att återföra avloppets näringsämnen till jordbruket kan fossilförbrukningen för att producera livsmedel minskas. I tabell 3 har beräknats hur stor
potential växtnäringsinnehållet i avloppet från en person har att minska fossilförbrukningen. Fördelningen av denna minskning på de olika näringsämnena
kväve, fosfor, kalium och svavel har också beräknats i procent. På motsvarande
sätt har bidrag till fossilförbrukningen genom användningen av mineralgödselmedel 1999/2000 (SJV, www) beräknats och fördelats på näringsämnena kväve,
fosfor och kalium i tabell 4.
Tabell 3. Växtnäringsinnehållet i avloppet från en person under ett år och den
potentiella minskning av fossilförbrukning som kan uppstå om växtnäringen
ersätter konstgödsel fullt ut utan att några fossila resurser behöver tas i anspråk.
Näring Mängd
sämne kg/p, år
N
P
K
S
Summa
5,023
0,658
2,500
0,57
Fossilförbrukning inkl
S,
-16
-1
-1
10 kg , år
6,89
398
10,0
150
565
Fossilförbrukning
inkl S,
%
1%
58%
2%
38%
100%
FossilförFossilförbrukning inkl brukning exkl
S 1992 års
S,
-16
-1
-1
data, %
10 kg , år
2%
6,89
54%
41,0
3%
10,0
41%
100%
59,2
Fossilförbrukning
exkl. S,
%
12%
71%
17%
Fossilförbrukning
exkl. S 1992
års data, %
27%
20%
53%
100%
100%
Tabell 4. Fossilförbrukningen orsakad av den konstgödsel som användes i Sverige
1999/2000 (SJV, www).
Näring Förbruk- Fossilförbruk- Fossilförbrukning
ning inkl S,
sämne
ning
-8
-1
-1
inkl S, %
10 kg , år
1997,
6
10 kg
N
189
P
17,6
K
38,9
S
22,4
Summa
2,68
106
1,72
58,9
119
Fossilförbrukning inkl
S 1992 års
data, %
2%
2%
53%
49%
1%
1%
44%
47%
100%
100%
Fossilförbrukning exkl S,
-8
-1
-1
10 kg , år
2,68
11,0
1,72
15,4
Fossilförbrukning
exkl. S, %
Fossilförbrukning
exkl. S 1992
års data, %
17%
43%
73%
22%
10%
35%
100%
100%
Av tabellerna 3 och 4 framgår att värderingen av svavel har mycket stort betydelse
för hur stor fossilförbrukning som användningen av olika näringsämnen leder till.
Om svavel värderas på samma sätt som de övriga fossila resurserna, blir fossilförbrukningen kopplad till fosfor mycket stor, eftersom det vid framställningen av
1 kg fosforgödsel åtgår 1,3-1,5 kg svavel.
Om svavel inte värderas alls, slår värderingen av de olika näringsämnena mycket
beroende på vilka data, de från 1992 eller 1996/2001, som används. Data från
1996/2001 indikerar att återföring av avloppets fosfor är viktigast för att minska
fossilförbrukningen, men återföringen av växttillgängligt kväve och av kalium är
104
också viktiga. Data från 1992 indikerar att återföring av kalium är viktigast och av
kväve näst viktigast.
Den stora skillnaden mellan fossilförbrukningarna beräknade med data från 1992
respektive 1996/2001 beror på att beräkningen av olika ämnens fossilförbrukning
är ytterst känslig för reservens storlek. En minskning av priset minskar reserven,
som ju är en beräkning av hur mycket som det är ekonomiskt att utvinna. Eftersom
reserven minskar, minskar också reservens statiska livslängd, hur länge reserven
räcker med nuvarande uttag. Känsligheten framgår tydligt av att fosfor, med 1992
års data exkl. svavel, står för 20% av avloppets potential för att spara fossilförbrukning, medan det med 1996/2001 års data står för 71%. Fosforreserven minskade
mellan 1992 års data till 1996 års data med 46%.
Det är rimligt att svavel värderas på samma sätt som övriga ämnen, speciellt som
grödans behov av svavel är av ungefär samma storleksordning som dess behov av
fosfor. Reserven av svavel är ungefär lika stor som den av fosfor, men användningen är ungefär 3,5 gånger så stor och svavelreservens statiska livslängd är
därför kort, bara 20 till 30 år.
Samtidigt är det svårt att idag sätta fullt värde på svavel som resurs, eftersom en
mycket stor, och ökande, andel av det globala behovet av svavel täcks genom
svavel som utvinns som biprodukt vid utvinning/förädling av fossila bränslen och
sulfidmalmer. Under den närmaste generationen kommer mycket svavel att framställas som biprodukt av användningen av fossila bränslen och sulfidmalmer,
under förutsättning att denna användning inte minskar radikalt. Användningen av
fossila resurser måste dock minska eller ändras radikalt inom någon generation,
dels på grund av miljöeffekter, t.ex. växthuseffekten, dels på grund av att många
resurser är begränsade. Ett flertal resurser har betydligt kortare statisk livslängd än
fosfor (107 år), t.ex. olja (40 år), naturgas (60 år), arsenik (25 år), guld (26), bly
(25), silver (20), svavel (27), tenn (37) och zink (20 år) (Crowson, 1996). Detta
innebär att samhällets ämnesomsättning måste ändras på ett sätt som det är svårt
att överblicka. Även om vi därför på sikt måste hushålla med svavel, kan det vara
svårt att idag kunna motivera åtgärder för att spara svavel. På sikt kan dock konstgödselindustrins och jordbrukets försörjning av svavel bli ett problem. Man bör
också komma ihåg att fosfor, kalium och svavel är grundämnen som finns i konstant mängd på jorden. Även om den idag brytvärda reserven tar slut, finns
ämnena kvar och kan utvinnas med rätt teknik och tillräckligt med energi. I motsats till detta är olja och gas kemiska föreningar som verkligen förbrukas när de
används. Dessa ämnen kan därför i sann mening ta slut.
105
Bilaga 2
Teknisk beskrivning av system för återanvändning av fosfor
Författare: Erik Levlin, Bengt Hultman, Karin Book, Håkan Jönsson
Uppsamling av urin
Systembeskrivning
Systemet består av klosetter som samlar upp urinen och leder det i ett separat
ledningssystem till lokal eller central mellanlagring. Därefter transporteras urinen
till ett jordbrukslager innan användning. Övrigt klosettvatten och BDT-vatten leds
till ett avloppsreningsverk för konventionell behandling.
Källsortering av urin förutsätter att urinsorterande toaletter används. Urinsorterande toaletterna skiljer sig från konventionella toaletter genom att de har två
skålar, en främre skål för urinen och en bakre för fekalierna. Urinskålens form,
storlek och spolningsfunktion varierar mellan olika toalettmodeller. I Dubbletten
spolas urinskålen separat med ett munstycke som sitter i urinskålen. Spolvattnet
kommer direkt från vattenledningen och skålen spolas därför så länge som spolknappen hålls intryckt. Urinskålens spolvatten leds tillsammans med urinen ut
i urinledningen från toalettens främre skål. Den bakre skålen spolas som på
konventionella toaletter med vatten som samlats i en cistern. Om man efter en
urinering både vill skölja rent urinskålen och spola bort toalettpapper från den
bakre skålen behöver därför spolningen av både urinskålen och av fekalieskålen
aktiveras. Spolmängden anges av fabrikanten till 0,2 liter per urinspolning och
6-9 liter per fekaliespolning. I två omfattande mätningar har spolmängden vid
urinspolning uppmätts till i snitt ca 0,1 liter/spolning (Jönsson m.fl., 1998).
Spolmängden vid fekaliespolning kan justeras mellan 6 och 9 liter.
Toaletten DS är en modifikation av en vanlig golvstående toalett. Dess urinskål
är mindre än Dubblettens. I toaletten DS fungerar urinspolningen på likartat sätt
som fekaliespolningen och använder ungefär samma komponenter. Urin- och
fekaliespolningen använder dock olika mycket vatten. Urinspolningen använder
ca 0,8 liter per spolning medan fekaliespolningen använder 4-6 liter per spolning
(Vinnerås, 1998). Jämfört med Dubbletten använder toaletten DS alltså mer vatten
vid urinspolning, men största delen av spolvattnet sköljer över från den främre
skålen och hamnar i den bakre skålen. Härigenom leds således endast ca 0,1-0,2
liter per urinspolning och ca 0,3 liter per fekaliespolning ut genom urinledningen
medan resten av spolvattnet leds ut genom den vanliga avloppsledningen
(Vinnerås, 1998). Genom konstruktionen spolas hela toaletten såväl vid urinsom vid fekaliespolning. Ofta spolar en urinspolning bort använt toalettpapper
från fekalieskålen.
106
Gustavsbergs urinsorterande toalett Nordic 393U är en urinsorterande version av
deras vanliga toalett Nordic 393. Liksom på toaletten DS fungerar urinspolningen
på nästan samma sätt som fekaliespolningen. Skillnaden är använd spolvattenmängd, som uppges vara 2 liter vid liten spolning och 4 liter vid stor spolning. Av
detta vatten anges 0,2 respektive 0,4 liter ledas ut via urinledningen medan resten
leds ut via fekalieledningen.
Toaletten ES har ingen spolning av fekalierna utan dessa hanteras torra. Urinspolningen fungerar på likartat sätt som på Dubbletten.
Från toaletten leds urinen via en egen ledning till en uppsamlingstank, som kan
ligga i fastigheten, på tomten eller, om urinsortering införs i ett större område eller
en stad, kan vara gemensam för hela området eller staden. Från uppsamlingstanken transporteras urinen till ett lager som bör ligga nära den mark där urinen
senare skall användas som gödsel. Urinen lagras separat, utan någon påfyllning,
under minst den tid som krävs för att uppnå den hygieniska kvalitet som rekommenderas för att gödsla de grödor man avser (Jönsson m.fl., 2000). Om urinen
lagras i minst 6 månader vid minst 4ºC kan urinen användas till alla livsmedelsgrödor, utom grönsaker för färsk konsumtion, och fodergrödor, utom vall för
foder.
Efter lagringen används urinen som gödselmedel i jordbruket. Den lämpar sig
väl för att spridas med vanliga spridare för flytgödsel. Då urinen är kväverik och
redan i uppsamlingssystemet får ett högt pH (ca 9) måste risken för ammoniakavgång beaktas i hela systemet; vid uppsamling, transport, lagring och spridning.
Givetvis bör gödsling ske till grödor och vid tidpunkter då kvävet kan tillgodogöras.
Övriga avloppsfraktioner, fekalievattnet, BDT-vattnet och ev. dagvatten, kan
behandlas på lämpligt valfritt sätt, t.ex. i avloppsreningsverk eller lokalt genom
slamavskiljning och t.ex. markbädd eller markinfiltration.
Läge och erfarenhet
Det finns flera tusen urinsorterande toaletter installerade i permanentbostäder
i Sverige. Cirka 3 000 porslinstoaletter beräknas ha sålts i Sverige under slutet av
1990-talet (Johansson m.fl., 2000). Det exakta antalet är dock osäkert då uppgifter
ej kunnat fås från alla tillverkare.
Många aspekter av urinsortering har blivit grundligt utvärderade och undersökta
och finns rapporterade i två slutrapporter (Jönsson m.fl., 2000; Johansson 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
brukarna inte kunde avlägsna stoppen och tvingades leva med en dåligt fungerande toalett. Detta ledde till många klagomål (Jönsson m.fl., 2000; Johansson
m.fl., 2000). Nu vet man att de flesta stopp enkelt kan avlägsnas med rensvajer
och att de resterande enkelt klaras med kaustiksoda (Lindgren, 1999; Jönsson
m.fl., 2000). Detta förefaller kraftigt ha förbättrat brukarnas uppfattning av
toaletten, men hittills har dock ingen undersökning av brukarnas attityder
107
genomförts sedan denna kunskap kom fram. Förutom stoppen har även vissa
andra önskemål om förbättringar av toaletten framförts.
Ammoniakförlusterna från uppsamlingstankar och efter spridning har mätts.
Från systemet som helhet beräknas förlusterna vara små, normalt bara ca 5%
och nästan hela denna förlust sker strax efter spridningen av urinen (Johansson
m.fl., 2000).
I Jönsson m.fl. (2000) och Johansson m.fl. (2000) 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.
Innevånarna i Palsternackan, Hushagen och Understenshöjden var hemma 66%,
69% respektive 58% av dygnet. 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.
I hyresområdena hade de boende dålig information om urinsorteringen, medan
den var relativt god i ekobyn. God information till de boende om urinsorteringen
är således viktig för att uppnå hög utsortering och uppsamling (Jönsson m.fl.,
2000; Johansson m.fl., 2000).
Systembeskrivning
En viktig aspekt när klosettvatten ska tas om hand är att hålla nere vatteninnehållet så mycket som möjligt för att få en energieffektiv behandling. För att göra
detta kan uppsamling ske med extremt snålspolande klosetter eller vakuumsystem.
Med vanliga snålspolande/urinsorterande system kan det dock vara svårt att hålla
vatteninnehållet tillräckligt lågt.
Det uppsamlade klosettvattnet bör behandlas för att stabilisera och hygienisera
produkten (figur 1). Om en anaerob behandlingsmetod väljs kan anläggningen
dessutom generera högvärdig energi i form av biogas.
För modellstaden förutsätts sex behandlingsanläggningar lokaliserade till samma
plats som jordbruksanvändningen sker. Klosettvatten från 15 000 personer kommer att föras till varje behandlingsanläggning. Med en årlig kvävetillförsel på ca
100 kg N/ha innebär det ett arealbehov på ca 700 – 800 ha per behandlingsanläggning, dvs. totalt ca 4 000 – 5 000 ha för modellstaden med 100 000 invånare. För
att kunna använda det behandlade klosettvattnet rationellt vid varje behandlingsanläggning krävs rationella system för jordbruksanvändning. Flera system är
tänkbara, bl.a. matarslangsystem, där de lokala förutsättningarna avgör valet.
108
Svartvatten
Matavfall
Värmeväxlare
Värmeväxlare
Hygienisering
Biogas
Rötning
Ev.
värmepump
Figur 1. Hygienisering och enstegs termofil rötning av klosettvatten.
En konventionell anaerob metod för att behandla slam, gödsel, matavfall och
liknande substrat är att använda enstegs totalomblandad reaktor. Om enbart det
uppsamlade klosettvattnet behandlas i reaktorn kommer dock den utvunna energin
i form av biogas att bli mindre än den värmeenergi som måste tillföras för att
driva processen. Tillförsel av substrat med högre torrsubstans- och energiinnehåll,
exempelvis matavfall eller gödsel, är därför en fördel.
Läge och erfarenheter
Vakuumteknik används idag främst på båtar, tåg och flyg. Installationer i vanliga
fastigheter är mycket ovanligt men förekommer. Tre exempel är Tegelvikens
skola i Kvicksund, Bälinge norr om Uppsala samt i PUB-huset i Stockholm med
bl.a. ett hotell med ca 270 rum.
Vid anläggningen i Tegelviken uppmättes en TS-halt för klosettvattnet på i genomsnitt ca 0,3% (Norin m.fl., 2000). Eftersom det är en skola är antalet ”små spolningar” betydligt fler än för en normal fastighet med boende. Vattenförbrukningen
per spolning var 1,2 liter.
I Bälinge är vakuumsystem installerat för ca 600 enfamiljsvillor. Här uppges spolmängden vara mellan 1,3 och 1,5 l/spolning. I klosettvattnet från Bälinge har
beräknats en TS-halt på ca 0,8% (Norin, 1996). Antalet spolningar beräknades till
ungefär 7,5 per person och dygn (Norin, 1996). Bälingeexemplet har inte korrigerats för hemvaro, vilket innebär att antalet spolningar under ett helt dygn är fler.
109
Teknisk beskrivning
Detta alternativ överensstämmer med det som nyttjats i många av landets kommuner under lång tid, dvs. all urin och fekalier och allt klosettvatten leds i ett
gemensamt ledningssystem till reningsverk. Där renas avloppsvattnet med den
teknik som används idag. Slammet stabiliseras genom rötning och avvattnas till
ca 25% TS varefter det transporteras till jordbruk.
De enda förändringarna i förhållande till dagen system är att det förutsätts att
slammet måste hygieniseras före spridning. Hygienisering förutsätts i denna studie
ske genom pasteurisering. Vid många anläggningar kan dock andra hygieniseringsmetoder, t.ex. termofil rötning eller kalkning, bli aktuella.
Om möjlighet skall finnas att nyttja allt slam på jordbruksmark måste det även ske
en utbyggnad av lagringskapacitet eftersom det stort sett enbart är under vår och
höst som slam kan spridas. Huruvida denna lagring skall ske i form av mindre lager
hos den enskilda lantbrukaren eller i form av större centrala lager, som sköts av
det kommunala VA-verket eller en entreprenör, avgörs av de lokala förhållandena.
Avskiljning av fosfor har skett vid svenska reningsverk i stor omfattning sedan
30 år tillbaka. Ett omfattande erfarenhetsmaterial visar att det är möjligt att till
slammet koncentrera 90-95% av den fosfor som finns i avlopp.
Användning av slam i jordbruk har skett under än längre tid. Det finns ett stort
antal fältförsök genomförda internationellt. Även i Sverige har det på SLU och
genom olika Hushållningssällskap genomförts ett antal fältförsök. Resultaten visar
genomgående att slam har en positiv verkan på skördeutfall och markegenskaper.
Från teknisk synpunkt föreligger det möjlighet att inom 5 år kunna återföra minst
80% av fosforn i avlopp. Inom 10 år torde det vara möjligt att återföra 90-95%.
Om den återförda fosforn, vilken avskiljts med kemisk fällning, har samma
långsiktiga verkan som mineralgödselfosfor behöver avklaras genom ytterligare
forskning.
Utvinning av P ur avloppsvatten
Teknisk beskrivning
Fosfat kan utvinnas med hjälp av kristallisationsteknik. Ett flertal tekniker finns
för utfällning av fosfat löst i vattenfas genom kristallisation (Gaterell m.fl., 2001).
En sådan är DHV CrystalactorTM där kalciumfosfat kristalliseras på sandkorn i en
fluidiserad bädd (Stratful m.fl., 1999). En reaktor för kristallisation av struvit,
magnesiumammoniumfosfat, ur rejektvatten genom tillsats av havsvatten med
magnesium visas i figur 2 (Kumashiro m.fl., 2001). Fem fullskaleanläggningar har
110
byggts vid avloppsverk i Japan, för återvinning av fosfor som magnesiumammoniumfosfat genom kristallisering med hjälp av crystalactortekniken. Av dessa
svarar Unitika Ltd för fyra och Kurita Water Industries för en (Gaterell m.fl.,
2001).
Utflöde
Kristallisering
Sedimentering
Inflöde
Luft
Mg-tillsats,
havsvatten
MAP uppsamling
Figur 2. Kristallisationsreaktor för struvit, magnesiumammoniumfosfat
(Kumashiro m.fl., 2001).
Fosfat kan utvinnas dels som kalciumfosfater, dels som struvit. Genom tillsats av
kalk bildas kalciumfosfater.
3Ca(OH)2 + 2PO43- → Ca3(PO4)2 + 2OHGenom tillsats av magnesium erhålls struvit.
Mg2+ + NH4+ + HPO43- + 6 H2O → MgNH4PO4(H2O)6 +H+
Vid utvinning som struvit krävs att vattenfasen även har en hög halt av löst
ammonium, varför struvit kan utvinnas ur rejektvatten efter slamrötning. Därigenom tillvaratas även en del av kväveinnehållet i avloppsvattnet. Allt löst
ammonium i rejektvattnet kan fällas ut genom struvitbildning om även fosfat
tillsätts.
För att utvinna fosfat ur avloppsvatten genom kristallisation, måste fosfaten överföras i vattenlöslig form och andra fasta föroreningar separeras, så att man får en
fosfathaltig vattenlösning ur vilket fosforn kan fällas. Fosforn kan därför ej fällas
direkt ur inkommande avloppsvatten. I reningsverk med biologisk fosforreduktion, kan fosfat utvinnas från de delar av avloppsreningsprocessen där andelen
vattenlöst fosfat är som störst. Antingen ur ett anaerobt delsteg av aktivslamprocessen, ur en sidoström från returslammet eller från rejektvattnet efter rötkammaren. Vid rötning av slam från biologisk fosforreduktion frigörs fosfat och
111
ett fosfathaltigt rejektvatten erhålls. I den biologiska fosforreduktionsprocessen
utsätts bakterierna växelvis för aeroba och anaeroba förhållanden (Hultman m.fl.,
1999). I det anaeroba steget avger bakterierna fosfat samtidigt som de tar upp lättnedbrytbart organiskt material och i det aeroba steget förbränns upptaget organiskt
material samtidigt som fosfat tas upp. Andelen vattenlöst fosfat är därför störst
efter det anaeroba steget och andelen fosfat i slamfasen är störst efter det aeroba
steget. Genom att ta ut överskottslammet efter det aeroba steget erhålls en reduktion av fosfathalten i utflödet.
Figur 3 visar två alternativ utvinning av fosfat ur avloppsvatten i ett reningsverk
baserat på biologisk fosforreduktion (Klapwijk m.fl., 2001). I PhoStrip-processen
leds en del av returslammet till en anaerob ”stripper” där fosfor frigörs från
slammet. Genom tillsats av ättiksyra förmås bakterierna att avge fosfor, varvid
en koncentration på 60-80 mg P/l erhålls (Piekema & Giesen, 2001). Efter separering av slamfasen fälls den lösta fosfaten med kalk. Kalciumfosfat som utvunnits
ur en sidoström i reningsverket har en tillräckligt låg halt av föroreningar för att
kunna användas som råvara i fosfatindustrin. Vid utvärdering av systemalternativet
bör därvid beaktas att den bildade kalciumfosfaten via processer i fosfatindustrin
omvandlas till konstgödsel. Detta system används bl. a. i Geestmerambacht,
Nederländerna, där fosforfällningen sker med en Crystalactor. I det andra alternativet tas en sidoström ut från en syre- och nitratfri zon i aktivslamprocessen. I denna
zon är halten löst fosfat i avloppsvattnet hög samtidigt som halten i slamfasen är
låg, och en fosforrik vätskefas kan avskiljas från slammet. Ytterligare frigöring av
fosfat kan erhållas i förtjockaren vid separation av slam från vätskefasen. Om överskottsslammet tas ut från denna sidoström, erhålls ett slam med en låg fosforhalt
varvid andelen fosfor som avgår från processen via överskottsslammet minimeras.
Dessa alternativ möjliggör en återvinning av ca 75% av den utfällda fosforn och
25% avgår med överskottsslammet.
Woods m.fl. (1999) har beräknat fosforåtervinning med Crystalactor för två
system; ett med fosforutfällning ur sidoström från den anaeroba zonen och ett där
fosforn utvinns ur utflödet efter sedimenteringsbassängen från ett verk med biologisk rening men utan biologisk fosforfällning. En anläggning med återvinning
ur utflödet har funnits i Westerbork, NL, men den lades ner då minskande fosfathalter i avloppsvattnet medförde att halterna i det utgående avloppsvattnet blev
3-4 mg P/l (Piekema & Giesen, 2001). I Woods studie togs överskottslammet i
båda alternativen ut från sedimenteringen efter den aeroba zonen i aktivslamprocessen. I alternativet med sidoström leddes slammet från slamförtjockaren före
fosfatfällningen tillbaks till aktivslamprocessen. Fosfatåtervinning från sidoström
gav 65% återvinning och fosfatåtervinning ur utflödet gav 71%. 12,5% av fosforn
gick i båda alternativen ut med utflödet och resterande 22,5% respektive 16,5%
avgick med överskottsslammet. Utvinningen skedde genom tillsats av kalk,
kalciumhydroxid, varvid förbrukningen var 7,6 kg/kg P för utvinning ur sidoström
och 11 kg/kg P för utvinning ur utflödet.
112
PhoStrip-processen – fosforutvinning ur returslam
Anaerob zon
Returslam
Anoxisk zon
Aerob zon
Fosforfällning Slamförtjockare
Sedimentering
Stripper
Returslam
Överskottsslam
Utfällt fosfat
Fosforutfällning och överskottsslam ur sidoström
Slamförtjockare
Fosforfällning
Utfällt fosfat
Överskottsslam
Anaerob zon
Anoxisk zon
Aerob zon
Sedimentering
Figur 3. Systemteknik för utvinning av fosfat ur avloppsvatten (Klapwijk m.fl.,
2001).
Strickland (1999) har beräknat fosforåtervinning för två system; dels PhoStripprocessen (se figur 3), dels med struvitutfällning från rejektvatten från slamrötning. I båda fallen beräknas att 7% av fosforn går ut med utflödet. Med
PhoStrip-processen återvinns 70% av fosforn medan 23% avgår med överskottsslammet. Med struvitutvinning ur rejektvatten varierade återvinningen mellan
13% till 80%. En trolig orsak är att om struvit fälls ut i rötkammaren, avgår en
del av fosforn med rötslammet, varvid återvinningsgraden minskar.
Den stora variationen i fosforåtervinning vid utvinning ur rejektvatten beror på
att struvitbildning i rötkammaren varierar starkt beroende på det inkommande
avloppsvattnets hårdhet, d.v.s innehåll av magnesium (Münch & Barr, 2001).
Förutom magnesium bidrar även kalcium och zeolit till att binda fosforn till
slammet (Wild m.fl., 1996). Om slammet från den biologiska fosforreduktionen
rötas tillsammans med primärslam minskar fosforfrigörningen vid rötningen,
då primärslam har en lägre fosforhalt och en högre halt av kalcium och zeolit.
För att erhålla en effektiv struvitbildning bör pH-nivån ligga mellan 8,6 och 10,6
(Battistoni m.fl., 1997), vilket kan ske med tillsatts av natriumhydroxid eller
genom att koldioxid drivs av genom avluftning.
113
Vid Shimaneprefekturens reningsverk vid östra Shinjisjön, Japan, återvinns fosfat
genom struvitutfällning ur rejektvattnet från slamrötningen (Ueno & Fujii, 2001).
I detta verk var fosforåterföringen med rejektvattnet så stor att rejektvattnet motsvarade 70% av verkets fosforbelastning. Vid struvitfällningen tillsätts magnesiumhydroxid så att molförhållandet magnesium fosfor blir 1 och pH-nivån höjs till
8,2-8,8 genom tillsatts av natriumhydroxid. Struvitutfällning ur rejektvatten har
även provats vid Sloughs reningsverk, Storbritannien (Williams, 1999). Av fosforinnehållet i avloppsvattnet (690 kg P/dag) bands 34% i det rötade slammet, 4%
avskildes med rejektvattnet och 17% avgick med det avskilda vattnet vid slamförtjockningen före rötkammarna av fosforn. Vattnet från slamförtjockningen hade
dock en för låg ammoniumhalt (34 mg /l) för struvitutfällning. Eftersom rejektvattnet hade en hög ammoniumhalt (750 mg/l) erhölls en optimal struvitutfällning
genom att blanda ihop flödena.
En översikt över fosfatåtervinning med de olika processerna visas i tabell 1. Då
Klapwijk m.fl. (2001) ej har angett hur stor andel av fosforn som går ut med utflödet har P i utflödet antagits vara 10%, vilket ligger mellan 12,5% och 7%, varvid 75% återvunnet P reduceras till 67,5%. Dessutom har Klapwijk och Strickland
inte tagit med i beräkningen den mängd fosfor som avgår med primärslammet,
vilket har antagits vara ca 10%. Med 10% fosfor i utflödet och 10% i primärslammet blir andelen återvunnen fosfor 75% av 80%, vilket ger 60%. Den högsta
återvinningsprocenten erhålls genom återvinning som kalciumfosfat med
crystalactor på utflödet från ett process utan fosforreduktion. En sådan lösning
innebär att reningsverket ej behöver byggas om till biologisk fosforreduktion.
Införande av biologisk fosforreduktion kräver vid stora reningsverk med långa
tillförseltunnlar att lättnedbrytbart organiskt material tillförs reningsprocessen
(Fujii, 2000). Den långa uppehållstiden i tunnlarna till reningsverket medför
lättnedbrytbart organiskt material förbrukas innan avloppsvattnet kommer fram
till reningsverket. För att minimera kalciumförbrukningen bör koldioxidhalten i
utflödet reduceras antingen genom tillsats av syra eller genom att koldioxiden
drivs av. Kalcium bildar tillsammans med koldioxid kalciumkarbonat. I PhoStripprocessen tillförs organiskt material till den anaeroba strippern. Om den biologiska fosforreduktionen i reningsverket kräver tillsats av organiskt material, bör
fosforfrigörning i strippern med åtföljande fosforåtervinning, att mindre mängd
fosfor cirkulerar med returslammet varför en mindre mängd organiskt material
behöver tillsättas i reningsverket. För alla processerna gäller att ca 10% av fosforn
går ut med utflödet varför kemisk fällning behövs för att uppfylla strikta utsläppsvillkor, vilket kan göras på sandfiltren på utgående renat avloppsvatten.
Tabell 1. Översikt av fosfatåtervinning i processer med biologis fosforreduktion.
Metod
Återvunnet P
P i slam
P i utflödet
referens
PhoStrip (returslam)
67,5%
22,5%
10% (antaget)
Klapwijk m.fl., 2001
Sidoström ur bio-P
67,5%
22,5%
10% (antaget)
Klapwijk m.fl., 2001
Sidoström ur bio-P
65%
22,5%
12,5%
Woods m.fl., 1999
Utflöde (utan bio-P)
71%
16,5%
12,5%
Woods m.fl., 1999
PhoStrip (returslam)
70%
23%
7%
Strickland, 1999
Rejektvatten
13 – 80%
13 – 80%
7%
Strickland, 1999
114
Kemikalieförbrukningen vid PhoStrip-processen är dels ättiksyra för strippern,
dels kalk för kalciumfosfatfällningen. Enligt Woods m.fl. (1999) är kalkförbrukningen vid utfällning ur sidoström 7,6 kg/kg P (3,18 mol Ca(OH)2/mol P). Då
PhoStrip-processen arbetar med sidoströmmar med liknande höga fosfathalter
torde utfällning med PhoStrip kräva lika stor kalkdosering. Rensink m.fl. (1997)
som studerat för Renphos-processen, har uppgett en dosering av ättiksyra i
strippern på 10 - 20 g/kg TS, vid en uppehållstiden i strippern på 4 timmar.
Behovet av ättiksyra beror på uppehållstiden, varvid en längre uppehållstid
minskar behovet av ättiksyra. Renphos-processen liknar PhoStrip, dock med den
skillnaden att det slam som avskiljs efter strippern tas i RenPhos ut som överskottslam medan det i PhoStrip förs tillbaka till returslammet och överskottsslammet
tas ut som en del av returslammet från sedimenteringen efter aktivslamsteget.
Överskottsslam i Renphos-processen bör därför ha en något lägre fosfathalt än
i PhoStrip-processen, varför Renphos bör ge en större andel återvunnet fosfor.
För att maximera fosforfrigöringen i strippern skall slammet genom dosering av
natriumhydroxid pH-justeras till 7,3 och för att minimera bildning av kalciumkarbonat i crystalactorn skall lösningen genom dosering av svavelsyra pH-justeras
till 5 (Gaastra m.fl., 1998).
Ett flertal anläggningar har byggts med PhoStrip-processen. Den kan ses som en
kombinerad biologisk och kemisk process för fosforavskiljning. Det fosfat som
frigörs i strippern avlägsnas vanligen med kalkfällning men även aluminat har
utnyttjats som kristallisationsteknik.
Återvinningsgraden av fosfor bestäms av utfälld fosfor som kalciumfosfat i förhållande till fosfor som lämnar avloppsverket i utgående avloppsvatten och med
rötslammet. Med hög inkommande kvot P/BOD och effektiv avskiljning av fosfor
i PhoStrip-processen kan upp mot 2/3 av fosforn återvinnas. Av en inkommande
fosforhalt på 6 mg P/l skulle 2 mg P/l svara främst mot slambunden fosfor i rötslammet, medan 4 mg P/l skulle svara mot utfälld apatit. Den andel av returslammet
som behandlas är 10-30% av inkommande flöde. Om halten fosfat från strippern
är 40 mg P/l erfordras att andelen behandlat returslam är 10% om 4 mg P/l i inkommande avloppsvatten avskiljs som kalciumfosfat.
Uppehållstiden i strippern är ca 8-20 timmar och erforderlig uppehållstid beror
bl.a. på tillgång av tillfört lättnedbrytbart organiskt material och använd slamålder. För ett verk på 100 000 p.e. med flödet 36 000 m3/dygn skulle flödet genom
strippern vara 3 600 m3/dygn vid andelen behandlat returslam på 10%. Volymen
för strippern skulle därmed uppgå till 2 400 m3 vid uppehållstiden 16 timmar.
Erforderlig kalkdosering är i huvudsak beroende av flödet vid given alkalinitet
för avloppsvattnet. Därför behöver kalkdoseringen vid en PhoStrip-process bara
utgöra ca 10% av den vid kalkfällning på huvudflödet. Rent stökiometriskt
erfordras 3 g CaO för att fälla ut 1 g fosfatfosfor till apatit och därtill kommer
behov av att tillsätta kalk för att uppnå ett lämpligt pH-värde på ca 9-10.
Behovet av tillsats av organiskt lättnedbrytbart material är betydligt lägre för
sidoströmsprocesser (som PhoStrip) än vid biologisk fosforreduktion med en
anaerob zon för huvudflödet och ett inkommande avloppsvatten med en låg inkommande halt lättnedbrytbart organiskt material. Medan en sidoströmsprocess
enbart erfordrar ca 2 mg COD/mg P kan behovet i en huvudströmsprocess vara
ca tio ggr högre för fosforavskiljning. Sidoströmsprocesser erfordrar en tio ggr
lägre koncentration av Poly P-biomassa än en huvudströmsprocess (Smolders
115
m.fl., 1996). Ett högre behov av tillfört lättnedbrytbart organiskt material än
2 mg COD/mg P kan erfordras med hänsyn till andra reaktioner som t.ex.
denitrifikation.
Införande av ett system med biologisk fosforreduktion som PhoStrip och efterföljande utfällning av apatit blir i hög grad beroende av lokala förutsättningar
som inkommande avloppsvattens sammansättning (bestämmer bl.a. möjlig återvinningsgrad), möjligheter att utnyttja befintliga volymer för anaerob behandling
av del av returslam (t.ex. ombyggnad av en rötkammare) och möjligheter att
utnyttja internt producerat lättnedbrytbart organiskt material (t.ex. hydrolys av
försedimenterat slam). Tillsats av ättiksyra är en effektiv metod som dock ger
höga driftkostnader. Användning av industriella avfallsprodukter med hög halt av
lättnedbrytbart organiskt material kan förutom intern produktion vara en lämplig
metod.
Utvinning av P ur slam
Teknisk beskrivning
I många syrahydrolysprocesser genomgår rötat slam en efterföljande termisk
syrabehandling. Termisk hydrolys innebär att materialet behandlas vid högt tryck
och temperatur, varvid större organiska molekyler bryts ner. KREPRO-projektet
syftar till att fraktionera avloppsslam i komponenter som kan nyttjas i ett kretslopp (Karlsson, 1997; Johansson, 1995). Processen bygger på termisk behandling
och tillförsel av svavelsyra för att sänka pH-värdet till 2.
I den anläggning som nu planeras för Malmö (se figur 4) har processen modifierats
så att slammet späds i reaktorn med renat avloppsvatten som med värmeväxlaren
värmts upp av det utgående slammet. Järnfosfat fälls genom att en del av det
tvåvärda järnet oxideras med väteperoxid. 75% av fosforn i slammet utvinns som
järnfosfat och resten återfinns i fiberfraktionen. Hur stor andel fosfor som återvinns
beror på vid vilken pH-nivå som fiberfraktionen skiljs. Om fiberfraktionen skiljs
vid ett lägre pH-nivå minskar fosforandelen i fiberfraktionen, och andelen återvunnet fosfor ökar. Tungmetallerna fälls som sulfider i ett separat steg efter fosforutfällning. Om fiberfraktionen skiljs vid en högre pH-nivå avgår en större del av
tungmetallinnehållet med fiberfraktionen, och kostnaden för separering av tungmetaller minskar. Resterande mängd tvåvärt järn separeras genom tillsats av lut och
används som fällningskemikalie i reningsverket. För att minska kvävebelastningen
på reningsverket behandlas rejektvattnet i ett biologiskt reningssteg. Möjligheten att
använda Cambi-processen för att behandla slammet efter rötning i en kombinerad
Cambi/KREPRO-process har studeras. I Cambi-processen behandlas slammet satsvis
med hög värme före rötningen, vilket bryter ned större organiska föreningar och ökar
biogasproduktionen vid rötningen med ca 20%. Att behandla slammet med syra efter
rötningen gav en stor gasutveckling som medförde problem vid den satsvisa behandlingen av slammet. Tabell 2 visar förbrukning av kemikalier och energi för anläggning i Malmö beräknad per ton TS.
116
Tabell 2. Kemikalie- och resursåtgång för KREPRO-processen i Malmö.
Molvikt g/mol
per ton TS
mol/tonTS
ekv./ton TS
Svavelsyra H2SO4
98
350 kg
3570
7140
Magnesiumoxid MgO
40,3
50 kg
1240
2480
Natriumhydroxid NaOH
40
100 kg
2500
2500
Summa:
12120
Polymer
4 kg
Oxidationsmedel
40 kg
Natriumsulfid
5 kg
Energi (gas, olja)
400 kWh
Elenergi
170 kWh
Externt avvattnat
slam
Avvattnat
rötat
slam
Syra
Spädning
surgörning
Värmeåtervinning
~ 10% TS
Ånga
Bas
Hydrolys
150 ºC
pH 1-2
5 bar
Järn
oxidation
Renat
avloppsvatten
Överskottsjärn till
reningsprocess
Fiberfraktion
45% TS till
energiproduktion
(innehåller
tungmetaller)
Oxidationsmedel
Tungmetallutfällning
och
separation
Fosforseparation
Tungmetaller
till deponi
Figur 4. Skiss över förslag till KREPRO-process för Malmö.
Den erhållna järnfosfaten kan inte, med befintliga processer, användas som råvara
i fosfatindustrin. De processer som används (Corbridge, 1995) är dels framställning av fosfor genom elektrisk ugn (10% av produktionen), dels framställning av
fosforsyra genom lakning med svavelsyra (90% av produktionen). Vid lakning
med svavelsyra kan enbart kalciumfosfat användas och vid fosforframställning
med elektrisk ugn kan både kalcium- och aluminiumfosfat användas. De kemiska
reaktionerna för framställning ur kalciumfosfat är:
Lakning med svavelsyra: Ca3(PO4)2 + 3H2SO4 + 6H2O → 2H3PO4 +
3CaSO4·2H2O
117
Elektrisk ugn:
Ca3(PO4)2 + 3SiO2 + 5C → 3CaSiO3 + 5CO + ½P4
Förekomst av järnfosfat minskar utbytet i processerna varför man vill ha en råvara
som är fri från järnfosfat. Som ekonomiskt brytvärd fosfatmineral räknas enbart
kalciumfosfat av tillräcklig renhet och koncentration. Den ekonomiskt brytvärda
mängden fosfatmineral uppskattas till ca 109 ton fosfor, av en total mängd fosfatmineral på 1015 ton fosfor (Butcher m.fl., 1994). Järnfosfat, vilken förekommer i
rikligare mängd i naturen än kalciumfosfat, kräver en annan och mer komplicerad
och därmed dyrare process för att omvandlas till fosforsyra.
För att fosforn som återvinns som järnfosfat skall återföras som näring krävs därvid att järnfosfaten kan användas som gödsel. Fosfat bundet till järn är inte lika
lätt tillgängligt som fosfat bundet till kalcium. Studier av växttillgängligheten
visar att växterna kan utnyttja fosforn i järnfosfat (Kvarnström m.fl., 2001). Fosfat
som stannar i marken kommer med tiden att bindas till järn och aluminium och
blir därmed mindre lättillgängligt. För att bestämma återvinningsgraden av fosfor
bör man därmed bedöma hur stor del av fosfaten som kan tillgodogöras vid
gödsling. Då järnfosfat är mer svårlösligt medför det ett mindre utläckage av
näringsämnen i samband med gödsling. Järnfosfat kan vara att föredra vid skogsgödsling, där man gödslar någon eller några gånger under en växtcykel, som
sträcker sig upp mot 80 år. Skogsmark som är i behov av gödsling är främst
näringsfattig torvmark. Arealen utdikad torvmark lämplig för skogsbruk, och där
fosfor behövs, är i Sverige ca en miljon hektar eller 4% av den produktiva skogsmarken (Skogsstyrelsen, 2000).
Utvinning av P ur aska efter förbränning - BioConprocessen
BioCon-processen består av tre delar; torkningsanläggning för slam, förbränningsanläggning och återvinningsanläggning. I Brønderslev, Danmark, har BioCon
byggt en förbränningsanläggning samt träffat en överenskommelse att bygga en
återvinningsanläggning. I Sverige planerades en anläggning i Falun (Pettersson,
2001). I återvinningsdelen (se figur 5) lakas aska från förbränningen med syra.
Askan finfördelas i en kvarn och lakas med svavelsyra varvid metaller och fosfat
går i lösning. Därefter separeras ämnena i lösningen med jonbytare. De jonbytare
som används är svagt sura katjonbytare som består av styren-divinyl-bensen
copolymerer med sulfonat-grupper. Jonbytarbatteriet består av fyra sektioner (se
figur 6). Den första sektionen är en katjonbytare och här upptas järnjonerna. Vid
regenerering med saltsyra, HCl, bildas FeCl3 och med svavelsyra, H2SO4, bildas
FeSO4, som kan användas som fällningskemikalie på avloppsreningsverket. Nästa
sektion är anjonbytare och här upptas sulfat som efter regenerering med kaliumklorid bildar kaliumvätesulfat KHSO4. I tredje sektionen, som är en anjonbytare,
upptas fosfat (H2PO4-) som bildar fosforsyra (50%) genom regenerering med
saltsyra. Fosforsyran kan användas bland annat som råvara till fosforgödningsmedel. Vid pH lägre än 2 finns fosfat som H3PO4, vilket inte är en jon, varför den
inte kan separeras med jonbytare, varför pH-nivån måste vara högre än 2 i den
tredje jonbytaren. Vid pH över 2 skulle dock kaliumvätesulfaten erhållas som
kaliumsulfat K2SO4, varför pH-nivån i den andra jonbytaren bör vara lägre än 2.
118
Utbyte av vätesulfatjoner mot kloridjoner i den andra jonbytaren medför dock att
pH-nivån blir högre i den tredje jonbytaren än i den andra. I den sista jonbytarsektionen, som är en katjonbytare, tas lösningens innehåll av tungmetaller upp.
Genom att regenerera jonbytarna med saltsyra avskiljs en slamrest, som innehåller
tungmetallerna som kloridföreningar. Slamresten uppsamlas för deponering. Den
resterande delen av lösningen förs tillbaka till reningsverket. Tabell 3 visar förbrukning av kemikalier för anläggningen i Falun beräknad per ton TS.
Tabell 3. Kemikalieåtgång och produktutvinning för BioCon-processen i Falun.
Kemikalieåtgång
Molvikt g/mol
kg/ton TS
mol/ton TS
ekv./ton TS
Svavelsyra H2SO4
98
287
2920
5880
Saltsyra HCl
36,5
63
1730
1730
Kaliumklorid KCl
74,5
116
1560
1560
Natriumhydroxid NaOH
40
10
250
250
Summa:
9420
Produkter och restprodukter
Molvikt g/mol
kg/ton TS
mol/ton TS
ekv./ton TS
Fosforsyra H3PO4
98
66
670
2020
Fällningskemikalie Fe2(SO4)3
399
150
380
2250
Kaliumvätesulfat KHSO4
136
216
1580
1580
Summa:
5850
Tungmetallslam
21
Asksilo
Jonbytare
Askkvar
Svavelsyra
Vatten
Upplösning
s-behållare
Slamrest
Sand
FeCl3
H PO
KHSO4 3
Figur 5. Resursåtervinning från aska med BioCon systemet (Svensson, 2000).
119
H2SO4 för
regenerering
Lakvatten med
+
KCl för
regenerering
HCl för
regenerering
HCl för
regenerering
2+
H , H3PO4, Fe
2och SO4
+
+
Katjon
bytare
H
H3PO4
HSO4
Anjonbytare
H
H2PO4
2SO4
Cl
Anjonbytare
+
H
Cl
2SO4
Katjon
bytare
+
-
H Cl
2SO4
Fe2(SO4)3
KHSO4
H3PO4
Metallklorid
Figur 6. Regenerering av jonbytarbatterier för utvinning av fosforsyra.
Kemikalieförbrukningen för processen är beroende av mängden använda kemikalier
för fosforfällning i reningsverket. Förbrukningen för verket i Brønderslev per ton
TS beräknas till 192 kg svavelsyra, 26 kg saltsyra och 49 kg natriumhydroxid. Det
ger 5870 ekv per ton TS jämfört med 9493 för KREPRO i Helsingborg (Hultman
m.fl., 2001). Dock måste man beakta att i slam från Brønderslev är kvoten
järn/fosfor 0,2 medan den för slam från Helsingborg är 0,7. Det slam som bränns
i Brønderslev är från ett verk med biologisk fosforreduktion medan Helsingborg
är en del av slammet biologiskt medan en del är från kemisk fällning med järn.
Genom beräkningar av kemikaliebehovet för en BioCon och en KREPRO anläggning för ett slam med järn/fosforkvoten 1,9 framkom att kemikaliebehovet i huvudsak bestäms av järninnehållet. Total kemikalieförbrukning, Ke, (ekv/ton TS) kan
skrivas:
Ke = 4000 + 6000 ∗ Fem/Pm
eller om slammet innehåller 1000 mol P/ton TS
Ke = 4000 + 6 ∗ Fem
Där Fem = antal mol Fe i slammet/ton TS
Pm = antal mol fosfor i slammet/ton TS
Om denna formel använd för resursförbrukningen för KREPRO-processen i Malmö
erhålls att molförhållande järn/fosfor är 1,35, och om den används för BioConprocessen i Falun erhålls att molförhållande järn/fosfor är 0,9. För att göra förbrukningssiffrorna jämförbara bör man räkna på ett slam där molförhållande
järn/fosfor är 1, vilket motsvarar en kemikalieförbrukning på 10000 ekv./ton TS,
vilket kan göras genom att dividera förbrukningssiffrorna med 1,21 respektive 0,94.
Förbrukningssiffrorna kan även räknas om med utgångspunkt från det faktiska
molförhållandet järn/fosfor för respektive slam.
120
Superkritisk våtoxidation med AquaReci-processen
AquaReci-processen består av två delsteg. Figur 7 visar Aqua-Critoxprocessen
(Chematur Engineering AB), där slammet förbränns genom superkritisk våtoxidation (Gidner m.fl., 2000). Vid en temperatur över 374°C och ett tryck högre
än 22Mpa är vatten i ett superkritiskt tillstånd (varken gas, vätska eller is). I detta
tillstånd löser sig alla organiska ämnen i vattnet och de kan förbrännas fullständigt
till koldioxid och vatten genom tillsats av syre. Fosfor och andra oorganiska
beståndsdelar bildar en aska som kan separeras från vattenfasen.
Ånga
Ångkokare
Utflödeskylare
Kokarvatten
värmeväxlare
Kokarvattenpump
Aloppsvatten
Tank
Malkvarn
Högtryckspump
Gas/vätske
Separator
Rent vatten,
oorganisk del
Värmare
400 °C
Reaktor
250 Bar
CO 2, O2, N 2
Tryck
reduktion
°° °°°° °°
°°°°°° °° °°°°
°°° °°°°°° °
° °° ° °°
Gas
Syreförgasning
Syre
600 °C
Syrepump
Figur 7. Aqua-Critoxprocessen (Chematur Engineering AB) för superkritisk
våtoxidation (Gidner m.fl., 2000).
För att återvinna fosforn i den oorganiska askan har Chematur Engineering AB
i samarbete med Feralco AB lanserat Aqua-Reciprocessen, där superkritisk våtoxidation kombineras med fosforåtervinning. Denna kan ske med syra eller bas.
Försök med lakning med syra visar att aska från superkritisk våtoxidation kan
lakas med lägre syrahalter än aska från konventionell förbränning (Hultman &
Löwén, 2001). Figur 8 visar utlösning av fosfat från aska från superkritisk våtoxidation jämfört med aska från samförbränning i Högdalen respektive Igelsta.
Vid konventionell förbränning förglasas och kristalliseras askan vilket försvårar
lakningen.
121
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1
2
3
4
mol/l HCl
B-slam superkritisk våtoxidation 35.7mg PO4-P/g TS
K-slam superkritisk våtoxidation 80.2 mg PO4-P/g TS
Flygaska Igelsta 29.5 mg PO4-P/g TS
Bottenaska Högdalen 25.3 mg PO4-P/g TS
Figur 8. Fosfatlakning med saltsyra (Hultman & Löwén, 2001).
Av speciellt intresse är basisk teknik eftersom denna främst ger upphov till upplösning av aluminium som aluminatjon och fosfater men inte järn eller kalcium.
Den basiska tekniken kan kombineras med en vattentvätt som försteg och en
syraupplösning som efterbehandling för att öka utvinningsgraden av fosfor (se
figur 9).
Vattentvätt
+
Basisk lakning
+
Syraupplösning
Figur 9. Basisk teknik för utlakning av fosfat (Feralco AB, 2002).
Vid vattentvätten kan lösliga ämnen avlägsnas vilka annars förbrukar natriumhydroxid enligt formlerna:
CaSO4 + 2 NaOH → Ca(OH)2 + Na2SO4
MgSO4 + 2 NaOH → Mg(OH)2 + Na2SO4
Det är möjligt att biologiskt bunden fosfat även kan avlägsnas i vattentvätten om
denna sker vid förhöjd temperatur (50-80 °C). Matsuo (1996) har visat att aska
från fosforrikt slam från en biologisk fosforreduktionsanläggning i teknisk skala
frigav fosfat vid vattentvättning samtidigt som även magnesium och kalium frigavs. Vid basisk miljö och förhöjd temperatur (ca 50 °C) kan järnfosfat överföras
till järnhydroxid enligt formeln:
FePO4 + 3 NaOH → Na3PO4 + Fe(OH)3
Vid den basiska lakningen av restprodukten erhålls fosfat och natriumaluminat
och vid tillsats av kalciumjoner utfälls kalciumfosfater samtidigt som natrium-
122
aluminat kvarstannar i lösning och kan utnyttjas som fällningskemikalie. En
fortsatt syrabehandling ger en utökad fosforutlösning samtidigt som olika metalljoner frigörs.
Tre egenskaper är av speciellt intresse vid fosforutvinning från restprodukter från
den superkritiska vattenoxidationen (Hultman m.fl., 2002):
•
Upplösning med syra av fosfat och olika metaller. För långtgående utvinning
erfordras ungefär detsamma kemikaliemängderna som vid KREPRO och
BioCon. Upplösning förefaller dock gå enklare än vid syralakning av aska.
Vid syratillsats i rumstemperatur förefaller en betydande andel fosfor kunna
lösas upp innan järn börjar lösas upp.
•
Basisk upplösning med natriumhydroxid ger i lösning främst natriumfosfat
och natriumaluminat. Genom en förtvätt kan kalcium- och magnesiumsulfat
avlägsnas så att natriumhydroxidförbrukning på grund av bildning av kalciumeller magnesiumhydroxid undviks.
•
Alkalisk teknik (tillsats av natriumhydroxid) kan utnyttjas för att frigöra en
stor del av fosforn (t.ex. 80%). Eftersom inte järn eller kalcium frigörs kan
relativt låga kemikaliedoseringar användas för frigöringen (ca 100-200 kg
NaOH per ton TS rötslam).
Svagheten med Aqua Reci är att processen är i laboratorieskala. Utförda försök
bygger på att utveckla processen vid en temperatur på minst 90 ºC, tillsats av
natriumhydroxid samt tillsats av kalk för att erhålla kalciumfosfat som slutprodukt. Tillsatsen av kalk är ca 4 ggr mer än mängden natriumhydroxid, men
med hänsyn till återvinning av hydroxid vid kalktillsatsen blir totala kemikaliebehovet för upplösning av fosfat och utfällning av apatit ca 200 kg/ton TS
(Feralco, 2002).
Den basiska lakningen innebär även att aluminiet lakas ut tillsammans med
fosfaterna. Detta måste beaktas vid framställningen av en fosforprodukt. Mängden
av natriumhydroxid kan eventuellt minskas med en inledande vattentvätt.
6.4 Återvinning av P med jonbytare efter
syralakning av aska
Användning av jonbytesteknik synes vara en lämplig metod att separera metaller
och fosfat efter lakning med syra (Levlin, 2001). Figur 10 visar ett processchema
där jonbytare används för att separera joner i lösning efter lakning med syra. Först
lakas askan/slammet med syra.
FePO4 (s) + 3 H+ + 3 Cl- → H3PO4o + Fe3+ + 3 ClDärefter separeras metalljonerna med katjonbytare.
CEX=H3 + Fe3+ → CEX=Fe + 3 H+
123
HCl för
lakning
Slam
eller
aska
med
FePO4
HCl för
regenerering
NaOH för
regenerering
Separation
av lakvatten
Blandning
Återstod av
slam eller
aska
Lakvatten
med
H3PO4, Fe
and Cl
Katjonbytare
Anjonbytare
H3PO4
FeCl3 från
regenerering
NaCl från
regenerering
Figur 10. Processchema för lakning och separation av metaller från fosfat med
jonbytare (Levlin, 2001).
Sedan separeras anjonerna med anjonbytare.
AEX=OH + Cl- → AEX=Cl + OHEfter lakningen tas metalljonerna upp med katjonbytare före det att anjonerna
separeras med anjonbytare. Om anjonbytare sätts först kommer hydroxyljoner
som friges i anjonbytaren att höja pH-nivån, vilket ger en utfällning av metallfosfat i anjonbytaren. Kemikalieförbrukningen är 6 mol saltsyra per mol fosfat,
3 mol för fosfatupplösning och 3 mol för regenerering av katjonbytaren. Förbrukningen av natriumhydroxid är lika stor som syraförbrukningen, dvs. 3 mol behövs
för att regenerera anjonbytaren och 3 mol för att återställa pH-nivån.
Regenerering av jonbytare kan kräva ett stort överskott av regenereringskemikalier,
speciellt om man vill ha jonbytare som har en stark bindning till upptagna joner
och därmed ger låga halter i lösningen (Helfferich, 1995). Kemikaliebehovet avgörs av hur regenereringen av jonbytaren utformas. Om jonbytarmassan byter ut
Fe3+ mot H+ eller H+ mot Fe3+ bestäms av kvoten Fe3+/H+ i jonbytaren respektive
i den omgivande lösningen. För att maximera upptagningen av järn i jonbytaren
och därmed få en låg järnhalt i den utgående lösningen måste kvoten Fe3+/H+ vara
låg i regenereringsmassan. Detta kan åstadkommas genom ett stort överskott av
regenereringslösning som ger en låg kvot Fe3+/H+ i regenereringslösningen. För att
minimera kemikaliebehovet måste dock kvoten Fe3+/H+ i regenereringslösningen
efter regenereringen vara stor. Genom att använda motströmsprincipen och cirkulera jonbytaren i jonbytes- och regenereringskolumnerna motströms mot lösningarna kommer kvoterna i jonbytarmassan och lösningarna att variera under kretsloppet
så att bästa möjliga utbyte erhålls samtidigt som kemikaliebehovet minimeras.
Lakning med jonbytare
Kemikaliebehovet för jonbytesprocessen bör kunna reduceras om jonbytaren
används till att laka askan, varvid lakning och jonbyte sker i samma steg (Levlin,
2001). Vid lakning av slam med magnetisk jonbytare blandas jonbytarmassa med
124
slammet varvid vätejoner som frigörs från jonbytaren surgör slammet (Swinton
m.fl., 1989). Metallerna i slammet går därmed i lösning och tas upp av jonbytaren.
CEX=H3 + FePO4 (s) → CEX=Fe + H3PO4o
Jonbytarmassan separeras därefter med hjälp av en magnetisk trumma, varefter
jonbytarmassan regenereras med syra. Figur 11 visar hur processchemat ser ut.
Kemikaliebehovet, som endast är syra för regenerering av jonbytarmassan, är
mindre vid lakning med jonbytare än vid syralakning då jonbytarmassan minskar
metalljonkoncentrationen i lösningen, och lakningen kan ske vid en högre pHvärde (pH 2,5-3). Genom att ingen syra tillförs för lakningen behövs ingen anjonbytare för att ta bort de anjoner som tillförs med syran. Då jonbytarmassan
blandas med askan/ slammet kan dock inte jonbytaren arbeta enligt motströmsprincipen. Regenereringen av jonbytarmassan bör dock kunna ske enligt motströmsprincipen. Regenereringen kan även ske vid ett lägre pH-värde (koncentrerad saltsyra) än lakningen. Kemikaliebehovet för lakning från aska kan grovt uppskattas till 5,25 gånger mängden järn, som är 1,4 gånger mängden fosfor (rötat
kemiskt fällt slam), dvs. 1,75 mol HCl per mol fosfor (eller per kg TS med 3,1%
fosfor). Den fosforsyrahaltiga lösning som erhålls, kan som i fosfatindustrin,
koncentreras genom indunstning.
Magnetiskt
jonbytarmaterial
Aska
med
FePO4
HCl för
regenerering
Separering
av vattenfas
H3PO4
Mixning
Magnetisk
separation av
jonbytarmaterial
Regenerering
Aska med
jonbytarmaterial
Återstående aska
FeCl
Figur 11. Processchema för lakning och separation av metaller från fosfat med
magnetisk jonbytare.
En process där jonbytarmaterialet sitter på ett transportband (se figur 12) har
beskrivits av Sengupta och SenGupta (1997). Vätejoner från katjonbytarmaterialet
på transportbandet surgör slammet, varvid frigjorda metalljoner tas upp av jonbytarmaterialet. Då transportbandet med jonbytarmaterialet regenereras i ett syrabad frigörs upptagna metalljoner. Kemikalieförbrukningen för regenerering av
jonbytaren kan sänkas om elektricitet används vid regenereringen. Basta m.fl.
(1998) beskriver en process där en katjonjonbytare i form av ett textilmaterial
regenereras med en elektrisk ström. Katjonbytartextilen har aktiva sulfat- eller
karboxylgrupper som kan ta upp metalljoner ur en lösning. Regenereringen sker i
en elektrolytisk cell där jonbytartextilen omges av två katjonselektiva membran.
De i textilen upptagna metalljonerna vandrar med strömmen ut genom det ena
membranet och ersätts med andra katjoner som vandrat in genom det andra
membranet.
Jonbytarmaterial
125
Kompositjonbytarmaterial på transportband
Upptagning
Bad med tungmetallkontaminerat slam
Regenering
Syrabad
Figur 12. En kontinuerlig dekontamineringsprocess för att rena slam från
tungmetaller med katjonbytartextil (Sengupta & SenGupta, 1997).
126
127
Bilaga 3
Systemanalys - förutsättningar och
antaganden
Författare: Erik Kärrman
Tabell 1. Sammanfattande avgränsning för studier av tekniker för behandling av
hushållsspillvatten eller dess fraktioner. I höger kolumn anges vilka aspekter
som studeras för varje systemkomponent. Följande förkortningar har använts:
EK = ekonomi, MI = miljö och resurshushållning, HY = hygien och hälsa,
BR = brukaraspekter, OR = organisation
Systemkomponent
Beaktas i
Systemens byggfas
EK (endast tillkommande
komponenter utöver system
med spridning av slam ingår)
-’’-’’-’’Ingår ej
VVS installationer (toaletter, tunna rör m.m.)
Avloppsledningar inkl pumpar
Lagrings- och behandlingsanläggningar
Kapitalvaror (lastbilar etc.)
Systemens användningsfas
Bassystem
Hushållens användning av systemen
Transport av avloppsflöde till behandling och
lagring
Behandling och lagring av avloppsströmmar
Användning av produkter i jordbruk
Transport och behandling av restprodukt som inte
förs till jordbruk
Tillverkning och transport av kemikalier och andra
nödvändiga produkter
Utvidgat system
Produktion av el och bränslen
Handelsgödsel tillförsel (tillämpas för at täcka upp
förluster i systemen t.ex. via utsläpp till vatten)
Systemens avvecklingsfas
Skrotning av systemkomponenter
EK, MI, HY, OR, BR
EK, MI, HY, OR, BR
EK,MI, HY, OR, BR
EK, MI, HY
EK, MI
EK,MI
MI
MI
Ingår ej
128
129
Bilaga 4
Miljö- och resurshushållning –
beräkningsunderlag
Författare: Erik Kärrman, Ola Palm
Ingångsdata och förutsättningar för beräkning av
substansflöden
Ingångsdata
Följande tabell anger ingångsvärden för miljösystemanalysen per person och år.
Ingen summa har angivits för massan då denna beror av spolvattenmängd som
varierar mellan alternativen. Uppgifterna är hämtade från följande referenser:
Palmquist, 2001; Vinnerås, 2001; Balmér 2001; Hargelius m.fl., 1995; Balmér
och Mattsson, 1993.
BDT-vattnets värdena för växtnäring, BOD och COD är uppmätta, medan
metallvärdena i BDT-vattnet är framräknade med utgångspunkt från slam från
små avloppsreningsverk (10-procents percentilen, verk <2 000 pe) minus
mängden i urin och faeces.
130
Parameter
Massa (kg)
TS (kg)
Urin
Faeces
550
40
21,9
BDT-vatten
Summa
40 000
18,0
29,2
69,1
N (g)
4 015
548
234
4 797
P (g)
365
183
182
730
K (g)
1 100
400
1 000
2 500
37
402
3 211
3 650
Cu (mg)
Cr (mg)
3,7
7,3
469
480
Ni (mg)
2,6
27,0
660
690
5 600
8 416
Zn (mg)
16
2 800
Pb (mg)
0,7
7,3
432
440
Cd (mg)
0,4
3,7
18
22
Hg (mg)
0,5
7,6
10
18
BOD7 (g)
7 300
(urin + faeces)
10 220
17 520
COD (g)
31 100
(urin + faeces)
14 300
45 400
Slammängd
(kg TS)
21,9
Flöden
I tabellen ”Flöden ”nedan anges flöden till reningsverk samt källsorterade flöden
de fall där detta är aktuellt.
Flöde till reningsverk
Källsorterad fraktion
Referensscenario m.fl.* (l/pers och år)
133 000
-
Uppsamling av urin (l/pers och år)
121 000
970**
(l/pers och år)
115 000
4 400***
*) Samtliga alternativ utom uppsamling av urin och uppsamling av klosettvatten har
samma flöde till reningsverk.
**) Flödet är beräknat på mätningar av koncentrationen av fosfor i urintankar (0,3 mg P/l)
från Jönsson m.fl. (2000) samt antagandet att 80% av urinen sorteras rätt.
***) Antagande om 13 spolningar per person och dygn, genomsnittlig spolmängd = 0,8
l/spolning samt att hela urinoch fekaliemängden sorteras rätt
131
Torrsubstanshalter i slam
I tabellen nedan följer antaganden om torrsubstanshalter i alternativens olika slam.
Alternativ
Torrsubstans (kg/p och år)
Referensscenario, Slamanvändning i jordbruk, KREPRO, BioCon
(slam från urin, fekalier och BDT)
21,9
Uppsamling av urin (slam från fekalier och BDT)
21,9
Uppsamling av klosettvatten (slam från BDT)
11,0
Biologisk fosforrening och PhoStrip (slam från urin, fekalier och
BDT)
18,6
132
Fördelning av olika substanser på vatten- och slamfas i reningsverk
Tabellen nedan visar principiellt hur flöden av kväve, fosfor, kalium och tungmetaller har bestämts. Flödena av fosfor, kalium och tungmetaller hamnar
antingen i slammet eller i utgående vatten (avfallsflöden som t.ex. gallerrens har
försummats i beräkningarna). Vad gäller kväve så beräknas kvarvarande andel
(det som varken hamnar i utgående vatten eller i slam) denitrifieras.
Substans
Utgående vatten
Slam
N
8 mg/l*
15% av tot. mängd**
P
0,24 mg/l***
Det som inte går till utgående vatten
K
98,5%
1,5%
Cu
15%
85%
Cr
30%
70%
Ni
75%
25%
Zn
15%
85%
Pb
20%
80%
Cd
40%
60%
Hg
40%
60%
*) Långtgående kvävereningen antagen med rimlig säkerhetsmarginal: 20% lägre utsläpp
än det högst satta kravet för närvarande; 10 mg N-tot/l.
**) Utav kväve till slam beräknas hälften komma från fekalier och hälften från BDT. Urin
beräknas inte bidra med kväve till slam.
***) Långtgående fosforavskiljning antagen med rimlig säkerhetsmarginal: 20% lägre
utsläpp än det högst satta kravet för närvarande; 0,3 mg P-tot/l.
133
Underlagsberäkningar för bassystemet
Allmänt
Pumpning i ledningsnät och verk
Transporterat flöde
Totalt
Industri (dras bort)
Anslutna till avloppsledningsnät
Flöde per person
0,8 MJ/m3 (Kärrman et al 1999)
1180
14
7620000
133176
365
Mm3 (VAV, 1999)
% beräknat på basis av vattenförbrukning (VAV, 1999)
pers (VAV, 1999)
kg/pers,år
kg/pers, dygn
ENERGIANVÄNDNING
Nedbrytning av organisk substans
Övrigt i reningsverk
Luftning, nitrifikation
3,6 MJ/kg BOD (Balmér et al 1993)
54 MJ/pers,år (Balmér et al 1993)
NH4 + 2O2 - NO3 + 2H + H2O
2 mol O2 per mol kväve
32 Molvikt O2
64 g O2 per mol kväve
14 Atomvikt N
4,57 g O2 /g N
Luftning
Energianv.
Återvinning
SUMMA
3,6 MJ/kg O2
16 MJ/kg N
0,375
10,3 MJ/kg N
ENERGIUTVINNING
Biogasproduktion
Energiutvinning
0,6
6,1
21,96
13,2
m3 biogas/kg GF in till rötkammare
kWh/m3
MJ/m3
MJ/kg GF in till rötkammare
DOSERING AV JÄRNSULFAT
1 mol Fe per mol P
277,87 Molvikt FeSO4 x 7 H2O
277,87 g per mol P
31 Atomvikt P
9,0 g FeSO4 x 7 H2O/g P
DOSERING AV POLYMERER
Dosering
5 g polymer/ kg TS i avvattnat slam
134
Referenssystem
AVSKILJN. VIA DENITR. OCH FÄLLNING
N
3081,01 g/p,år
P
698,03 g/p,år
BOD
5,84 kg/p,år (2/3 av BOD avskiljs i försed)
KEMIKALIEDOSERING
Järnsulfat
9 g/g P
Polymerer
5 g/kgTS avvattnat
6,28 kg/pers,år
109,52 g/p,år
TRANSPORTAVSTÅND OCH OLJEANV. LASTBIL (INKL. TOM ÅTERRESA)
ARV-förbr
0 km
1,2 MJ/ton,km
Förbr-deponi
100 km
1,2 MJ/ton,km
Transporvolym aska
1,10 tonkm
FLÖDE TILL ARV
133225 kg/p,år
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
0,8 MJ/m3
106,58 MJ el/p,år
AVLOPPSRENINGSVERK
Allmänt
BOD
3,6
Nitrifikation
10,29
Järnsulfat
0,35
0,023
Polymerer
19,5
SUMMA
54
21,02
31,69
2,211
0,15
2,14
111,21
TRANSPORTER
Järnsulfat
Polymer
Slam till förbr
Aska till deponi
SUMMA
0,24
3,67
73,02
0,5
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
kg
kg/kg TS
1,53
0,40
0,00
1,31
3,25
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ olja/p,år
MJ el+olja/p,år
MJ el+olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ/p,år
(Inget trp-avstånd)
MJ olja/p,år
MJ/p,år
ENERGIUTVINNING
Mängd orötat slam
Mängd GF som blir biogas
Biogas
10,98 MJ/kg GF
31,29 kg/p,år
20,34 kg GF
223,29 MJ/p,år
ENERGI TOTAL, BASSYSTEM
El
Olja
Biogas-prod
216,27 MJ/p,år
4,76 MJ/p,år
223,29 Mj/p,år
LUFTEMISSIONER
Total "transportvolym"
Transport av restprodukter - lastbil
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
1,10 tonkm
0,18
1,71
0,39
98,05
0,26
1,31 MJ
g
g
g
g
g
Total lastbilstransport- järnsulfat
Transport av kemikalier - lastbil
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
0,21
1,99
0,46
114,35
0,31
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
0,40
3,70
0,85
212,40
0,57
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
1,28 tonkm
TOTALT tonkm
Kemikalier
Restprodukt
(0,5 m3 biogas, 6,1 kWh/m3)
1,28 tonkm
1,10 tonkm
1,53 MJ
135
Uppsamling av urin
AVSKILJN. AV NÄRSALTER VIA DENITR. OCH FÄLLNING I ARV
N
0,0 g/p,år
P
408,9 g/p,år
BOD
KEMIKALIEDOSERING I ARV
Järnsulfat
9 g/g P
Polymerer
5 g/kgTS avvattnat
3,68 kg/pers,år
109,50 g/p,år
Urin-jordbr
30 km
2,2 MJ/tonkm
"Transportvolym" urin
29,2 tonkm
ARV-förbr
0 km
1,2 MJ/ton,km
Förbr-deponi
100 km
1,2 MJ/ton,km
"Transportvolym" aska
0,28 tonkm
FLÖDE TILL ARV
Flöde till ARV
121058 kg/p,år
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
0,8 MJ/m3
AVLOPPSRENINGSVERK
Allmänt
BOD
3,6 MJ/kg
Nitrifikation
10,3 MJ/kg
Järnsulfat
0,351959 MJ/kg
0,023308
Polymerer
19,5 MJ/kg
SUMMA
TRANSPORTER
Järnsulfat
Polymerer
Urintransp
Slam till förbr
SUMMA
0,24 MJ/kg
3,67 MJ/kg
ENERGIUTVINNING
Mängd orötat slam
Mängd GF som
20,34
Biogas
10,98 MJ/kg GF
SPRIDNING AV URIN PÅ ÅKERMARK
Kvävemängd
3210,7 g/p,år
Fosfor
292,0 g/p,år
Flöde
973,3 kg/p,år
Yta (100:15)
Mängd att sprida per ha
Energi för spridn
Energianv
ENERGI TOTAL
El
Olja
Biogas
96,8 MJ el/p,år
54
16,90
0,00
1,295389
0,085787
2,14
74,41
0,90
0,40
64,24
0,00
65,54
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ/p,år
Mj olja/p,år
MJ el+olja/p,år
MJ/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
31,29
223,29 MJ
3,30 gN/kg
0,30 gP/kg
0,030 ha (N), Kväve begränsar spridningen
0,05 ha (P)
30,32 ton
162,7 MJ/ha (fytgödselspridare)
4,93 MJ/p,år
169,8 MJ/p,år
71,8 MJ/p,år
223,3 MJ/p,år
LUFTEMISSIONER
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
Total "transportvolym"- järnsulfat
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
TRANSPORT TOTAL
Restprodukt
Kemikalier
64,87 MJ
9,08
84,33
19,46
4839,03
12,97
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
0,898 MJ
0,13
1,17
0,27
66,99
0,18
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
9,21
85,49
19,73
4906,02
13,15
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
29,48 tonkm/p,år
0,748377 tonkm/p,år
136
AVSKILJNING AV NÄRSALTER VIA DENITRIFIKATION OCH FÄLLNING I ARV
N
0,0
P
154,4
BOD
KEMIKALIEDOSERING - ARV
Järnsulfat
9 g/g P
Polymerer
5 g/kgTS avvattnat
1,39 kg/p,år
54,75 g/p,år
KL-VATTEN
Spolvatten
13 spoln., 0,8 liter
Totalt (spolvatten, urin, faeces)
3796 kg/p,år
4386 kg/p,år
TILL RÖTNING AV KL-VATTEN
FECES
Massa (kg/p,år)
40
TS (kg/p,år)
18
GF
70%
BOD (kg/p,år)
3
N (g/p,år)
548
P (g/p,år)
183
K (g/p,år)
400
Cu (mg/p,år)
402
Cr (mg/p,år)
7,3
Ni (mg/p,år)
27
Zn (mg/p,år)
2800
Pb (mg/p,år)
7,3
Cd (mg/p,år)
3,7
Hg (mg/p,år)
7,6
URIN
550
21,9
28%
4,3
4015
365
1100
37
3,7
2,6
16
0,7
0,4
0,5
SUMMA
590
39,9
0,98
7,3
4563
548
1500
439
11
29,6
2816
8
4,1
8,1
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
Vakuum
SUMMA
SO2
0,14 g/tonkm
NOx
1,3 g/tonkm
CO
0,3 g/tonkm
CO2
74,6 g/tonkm
HC
0,2 g/tonkm
BEHANDLING
Allmänt
BOD
Nitrifikation
Järnsulfat
Polymerer
Rötning (KL-system
SUMMA
TRANSPORTER
Järnsulfat
Polymerer
Rötrest
Slam
Aska
SUMMA
114975 kg/p,år
0,8 MJ/m3
60 kWh/p,år
3,6
10,29
0,35
0,02
19,5
50
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
kWh/p,år
0,24 MJ/kg
3,67 MJ/ton TS
0,5 kg/kgTS
ENERGIUTVINNING
Mängd orötat slam
Biogas-KL
Biogas-ARV
10,98 MJ/kg GF
SUMMA
ENERGI TOTAL
El
Olja
Biogas
374,63 MJ/p,år
298,78 MJ/p,år
233,08 MJ/p,år
0,09
0,81
0,19
46,37
0,12
40,66
377,53
87,12
21664,65
58,08
TRANSPORTER
Restprodukt
Kemikalier
131,72 tonkm/p,år
54
12,3
0
0,49
0,03
1,07
180
247,85
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJel/p,år
MJ olja/p,år
MJ el+olja/p,år
MJ/p,år
(Beräknat från Edström, pers. medd, 2001)
MJ/p,år
0,34
0,20
289,48
0,00
0,66
290,67
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ/p,år
kg/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
0,62 MJ
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
91,98 MJ el/p,år
216 MJ el/p,år
307,98 MJ/p,år
15,642857
10,17
122,4
110,68
233,08
gN/kg
gP/kg
ton/ha (100 kg N)
ton/ha (15 kg P)
Ha/pers,år
MJ/ha (flytgödselsprida
MJ/p,år
LUFTEMISSIONER
289,79 MJ
SO2
0,14 g/MJ
40,57
NOx
1,3 g/MJ
376,73
CO
0,3 g/MJ
86,94
CO2
74,6 g/MJ
21618,27
HC
0,2 g/MJ
57,96
Rötrest till jordbruk
30 km
2,2 MJ/tonkm
"Transportvolym - rötrest"
131,58 tonkm
Slam till förbrän
0 km
1,2 MJ/tonkm
Aska till deponi
100 km
1,2 MJ/tonkm
"Transportvolym - aska"
0,14 tonkm
FLÖDE TILL ARV
Flöde till ARV
SPRIDNING AV KL-VATTEN PÅ ÅKER
Kväve
4563 g/p,år
1,20
Fosfor
548 g/p,år
0,14
Mängd att sprida
83,29
103,92
Yta
0,05
Energi för spridning
162,70
Energianv
7,42
(Edström, M. pers. medd. 2001)
(hälften av GF beräknas bilda biogas)
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
137
AVSKILJN. VIA LUFTN., DENITR. OCH FÄLLNING
N
3081,01 g
P
698,03 g
BOD
KEMIKALIEDOSERING
Järnsulfat
9 g/g P
Polymerer
5 g/kgTS avvattnat
6,28 kg/p,år
109,5235 g/p,år
TRANSPORTAVSTÅND OCH OLJEANV. LASTBIL (INKL. TOM ÅTERESA)
ARV-jordbr
30 km
1,20 MJ/ton,km
Mängd slam att transportera
87,62 kg/p,år
"Transportvolym"
2,63 tonkm
FLÖDE TILL ARV
133225 kg/p,år
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
0,8 MJ/m3
106,58 MJ el/p,år
AVLOPPSRENINGSVERK
Allmänt
BOD
3,60 MJ/kg
1,20 MJ/kgTS
Hygieniseri
10,29 MJ/kg
Nitrifikation
Järnsulfat
0,35 MJ/kg
0,02 MJ/kg
Polymerer
19,50 MJ/kg
SUMMA
TRANSPORTER
Järnsulfat
0,24 MJ/kg
Polymer
3,67 MJ/kg
Till jordbruk
SUMMA
ENERGIUTVINNING
Mängd orötat slam
Biogas
10,98 MJ/kg GF
54,00
21,02
26,29
31,69
2,21
0,15
2,14
137,49
1,53
0,40
3,15
5,09
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ olja/p,år
MJ el+olja/p,år
MJ/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ/p,år
31,29243 kg/p,år
20,34 kg GF (GF i urin ger ej biogas)
223,3 MJ/p,år
SPRIDNING PÅ ÅKERMARK
Energianv
8,56 MJ/ton (fastgödselpridare)
Mängd slam
87,62 kg/pers,år
Energianv
0,75 MJ/pers,år
FÖRLUSTER AV NÄRSALTER/PROD AV HANDELSGÖDSEL
N
4146,81 g/p,år
P
31,97 g/p,år
K
2462,50 g/p,år
S
9 g/kgTS
197,14 g/p,år
ENERGI TOTAL
El
Olja
Biogas
216,27 MJ/p,år
7,21 MJ/p,år
223,33 MJ/p,år
LUFTEMISSIONER
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
3,15 MJ
0,44
4,10
0,95
235,31
0,63
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
0,21
1,99
0,46
114,35
0,31
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
0,66
6,09
1,41
349,66
0,94
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
TRANSPORTER
Restprodukt
Kemikalier
1,53 MJ/p,år
2,63 tonkm/p,år
3,91
138
Utvinning av fosfor ur avloppsvatten – Biologisk fosforrening och PhoStrip
N
3212,6
P
41,026
BOD
11,68 (1/3 av BOD avskiljs i försed)
KEMIKALIEDOSERING
Järnsulfat
9 g/g P
Polymerer
5 g/kgTS avvattnat
Ättiksyra
15 g/kgTS
Kalk
3,18 mol Ca/mol P
369,234
93,075
279,225
5,744
g/p,år
g/p,år
g/p,år
KgCaO/kgP
ARV-förbr
0 km
1,2 MJ/ton,km
Förbr-depo
100 km
1,2 MJ/ton,km
KEMIKALIER - P-utvinning
Ättiksyra
4,7 gHAc/gP
El
0,83 MJ/kg
Ånga
5,85 kg/kg
Förångning
2,24 MJ/kg H2O
Transport
600,00 km
CaO
El
Olja
Transport
28,86 MJ/p,år
1,19 tonkm/p,år
2423,35
0,019
0,28
0,12
50,00 km
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
0,80 MJ/m3
Allmänt
BOD
3,60 MJ/kg
Nitrifikation
10,29 MJ/kg
Järnsulfat
0,35 MJ/kg
0,02 MJ/kg
Polymerer
19,50 MJ/kg
SUMMA
TRANSPORTER
Järnsulfat
Polymer
Slam till förbr
Aska till deponi
Ättiksyra
CaO
SUMMA
1982,89 g/p,år
1,64 MJ el/p,år
106,58
54,00
42,05
33,04
0,13
0,01
1,81
131,05
0,24
3,67
0,00
0,50
720,00
60,00
g/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
tonkm/p,år
(90% verkn.grad antagen)
(Örnsköldsvik-Örebro)
(Köping-Örebro)
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ olja/p,år
MJ el+olja/p,år
MJ/p,år
kgkm/kg
MJ/kg
kg
kg/kg TS
MJ/ton
MJ/ton
0,09
0,34
0,00
1,12
0,20
0,15
1,90
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ olja/p,år
MJ/p,år
ENERGIUTVINNING
Biogas
0,75
167,46 MJ/p,år (75% av referensalt.)
ENERGI TOTAL
El
Olja
Biogas
237,99 MJ/p,år
31,04 MJ/p,år
167,46 MJ/p,år
LUFTEMISSIONER
Transport aska
Transport, ättiksyra
Transport, CaO
SO2
0,14
NOx
1,3
CO
0,3
CO2
74,6
HC
0,2
g/MJ
g/MJ
g/MJ
g/MJ
g/MJ
1,12 MJ
1,43 MJ
0,15 MJ
0,38
3,50
0,81
200,67
0,54
Användn av olja och diesel-FeSO4
0,10 MJ
Användn av olja och diesel-ättiksy
28,86 MJ
Användn av olhja och diesel - CaO
0,28 MJ
SO2
0,14 g/MJ
4,09
NOx
1,3 g/MJ
38,02
CO
0,3 g/MJ
8,77
CO2
74,6 g/MJ
2181,93
HC
0,2 g/MJ
5,85
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
TRANSPORTER
Restprodukt
Kemikalier
4,47
41,52
9,58
2382,60
6,39
1,12
1,310905
139
N
3081,012
P
31,97
BOD
KEMIKALIEDOSERING - ARV
Användning av järnsulfat
Dosering av polymerer
LUFTEMISSIONER
Användning av olja etc
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
0 g/g P
5 g/kgTS avvattnat
ARV-förbr
0 km
1,2 MJ/ton,km
100 km
1,2 MJ/ton,km
Förbr-depo
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
0,8 MJ/m3
106,58 MJ/p,år
Allmänt
BOD
Nitrifikation
Järnsulfat
Polymerer
SUMMA
54
21,02
31,69
0
2,14
108,85
3,6
10,29
0,62
19,5
TRANSPORTER
Järnsulfat
Polymer
Slam till förbr
Aska till deponi
H2SO4 - olja
H2SO4 - el
NaOH-olja
MgO-olja
H2O2-el
SUMMA
KREPRO
Mängd
H2SO4-el
H2SO4-olja
NaOH-el
MgO-el
MgO-olja
Polymer
H2O2 -olja
H2O2 -el
Energi, vär
El
SUMMA
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
0
3,67
73,02
0,5
28,92
187,08
252
540
150
10000 ton TS
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/kg
MJ/kg
kg
kg/kg TS
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
0
0,40
0
1,31
0,16
0,96
0,44
2,96
0,10
6,33
1 kgTS
2500 ton
250 g
800 ton
600 ton
80 g
60 g
20 ton
300 ton
2g
30 g
5000 MWh
2200 MWh
Luftemissioner, kemikalieproduktion
SO2
0,920693 g/kgH2SO4
NOx
0,1 g/kgH2O2
0,101005 g/kgH2SO4
CO2
800 g/kgH2O2
0,055241 g/kgH2SO4
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
TRANSPORTER
Kemikalier
Prod
21,9 KgTS/p,år
0,48
0,000
5,36
6,56
1,41
19,52
22,68
14,40
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
1,8 MJ
0,792 MJ
ENERGIUTVINNING
Mängd orötat slam
31,29243
20,34
Biogas
10,98 MJ/kg GF
223,33 MJ/p,år
Fibrefraktio
20000 MWh
157,71 MJ/p,år (värme tillgodoräknas dock ej)
ENERGI TOTAL
El
Olja+naturgas+ånga
Naturgas
Värmeförbrukning
Biogas
253,40
16,66
7,81
39,43
223,33
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
5,04
22,27
5,00
1768,55
3,33
2,62
0,00
0,33
8,62
1,85
0,86
14,90
9,46
39,43
17,35
95,42
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
MJ/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
140
Utvinning av fosfor ur aska – BioCon
N
3956,324
P
31,97
BOD
KEMIKALIEDOSERING I ARV
Användning av järnsulfat
Dosering av polymerer
9 g/g P
287,77 g/pers,år
5 g/kgTS avvattnat
ARV-förbr
10 km
1,2 MJ/ton,km
Förbr-depo
100 km
1,2 MJ/ton,km
BIOCON
Mängd
H2SO4, prod. el
H2SO4, prod. olja
NaOH, prod el
Processer, el
Förädling, olja
Förädling, el
SUMMA
1 ton TS
0,39 ton
0,04
202,00
0,15
0,27
ton
kWh/tonTS
MJ/kgP
MJ/kgP
MJ/ton
kgTS/p,år MJ/p,år
478,03
21,90
4,05
-2,05
0,00
5361,30
4,32
727,20
15,93
0,07
0,12
24,50
ENERGIANVÄNDNING
Pumpning
0,8 MJ/m3
106,58 MJ el/p,år
Allmänt
BOD
Nitrifikation
Järnsulfat
Polymerer
SUMMA
54
21,02
40,69
0
2,14
117,85
3,6
10,29
0
19,5
FÖRBRÄN
Värmeutv
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
720 MJ/ton TS
20 MJ/kgGF
TRANSPORTER
Järnsulfat
Polymer
Slam till förbr
Aska till deponi
H2SO4, trp el
H2SO4, trp olja
NaOH, trp olja
SUMMA
ENERGIUTVINNING
Mängd orötat slam
Biogas
10,98 MJ/kg GF
ENERGI TOTAL
El
Olja
Biogas
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ el/p,år
MJ/p,år
Återvinns!
MJ/p,år
MJ/p,år
15,77 MJ/p,år
241,27 MJ/p,år
MJ/p,år
0
3,67
73,02
0,5
187,08
28,9224
252
MJ/kg
MJ/kg
kg
kg/kg TS
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
31,29 kg/p,år
20,34007857 kg/p,år
223,33 MJ/p,år
249,08 Mj/p,år
2,71 Mj/p,år
223,33 Mj/p,år
0 Återvinns!
0,40
0,88
1,31
1,59
0,25
0,20
4,63
LUFTEMISSIONER
Användning av olja och diesel
SO2
0,14 g/MJ
NOx
1,3 g/MJ
CO
0,3 g/MJ
CO2
74,6 g/MJ
HC
0,2 g/MJ
Kemikalieproduktion
SO2 till luft 0,101005 g/kgH2SO4
NOx till luft 0,920693 g/kgH2SO4
CO2 till luft 0,055241 g/kgH2SO4
0,38
3,52
0,81
201,83
0,54
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
0,86 g/p,år
7,81 g/p,år
0,47 g/p,år
TOTALT
SO2
NOx
CO
CO2
HC
1,24
11,33
0,81
202,30
0,54
TRANSPORTER
Restprodukt
Kemikalier
3,8565
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
g/p,år
141
Kemikalieproduktion och transporter
PRODUKTION AV JÄRNSULFAT (Frohagen, 1997)
In-/output Kategori
Mängd per kg FeSO4
Input
Restprod Betbad
0,684 kg
Input
Råvara
NaOH
0,091 kg
Input
Råvara
M140
0,0023 kg
Input
Råvara
Na2S
0,0018 kg
Input
Råvara
Magnetitsli 0,00345 kg
Energianvändning
El prod PIX212
El NaOH prod
El M140
El slig
El summa
Naturgas M140
Olja PIX212
Olja NaOH
Övrigt NaOH
Diesel slig
Fossila bränslen, summa
1750 MJ/ton
1062 MJ/ton
280 MJ/ton
1940
9,7
34,6
65
23,98
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
189,3
159,25
2,4426
0,966
351,9586 MJ/ton FeSO4
4,462
9,7
3,1486
5,915
0,082731
23,30833 MJ/ton FeSO4
Transporter
Betbad
270 km (Skoghall-Örebro)
NaOH
205 km
Produktion av järnsulfat vid Ferriklor, Kvarntorp
PRODUKTION AV KATJONISK POLYMER (Jonsson, 1996)
In-/output Kategori
Mängd per kg polymer (Jonsson, 1996)
Produkt
Polymer
1 kg
Input
Input
Input
Input
Input
Output
Output
Output
Råvara
Akrylsyra
Råvara
Akrylamid
Råvara
Katjoniska monomer
Hjälpmateri El
Hjälpmateri Olja
Emission, luMetanol
Emission, v BOD
Emission, v COD
Fartyg, akrylsyra
Fartyg, akrylamid
Lastbil, katjonmonomer
Fartyg, polymer
Lastbil, polymer
1500
1500
400
150
850
Luftutsläpp, transporter g/ton,km
Lastbil
Fartyg
SO2
0,085
0,23
NOx
0,81
0,45
CO
0,31
0,04
CO2
66
13
HC
0,08
0,011
km
km
km
km
km
1
7
2
7,02
12,5
0,0136
0,00017
0,015
0,18
0,18
0,9
0,18
0,9
kg
kg
kg
MJ
MJ
kg
kg
kg
MJ/ton, km
MJ/ton, km
MJ/ton, km
MJ/ton, km
MJ/ton, km
35,96% av energianv
64,04% av energianv
142
Svavelsyra (Pettersson, 1996)
Produktion, brytning
793,8297
Produktion, Scanraff
-0,79264
Mix, 60% Polen, 40% Scanr 475,9808
Svavel från Scanraff
40%
Svael från Polen
60%
Transport, fartyg
20,0232
Transport, tåg
174,72
Brytning av S i Polen
Flödestyp
Input
Resurs
Input
Hjälpmtrl
Output
Produkt
MJ/ton svavelsyra
MJ/ton svavelsyra
111,24 tonkm/ton svavelsyra
Mängd
Svavel
El
Svavel
Svavelåtervinning, Scanraff, Lysekil
Input
Råvara
Propan
Output
Emission
NO2
Output
Emission
CO2
Output
Emission
SO2
Output
Produkt
Svavel
Produktion av svavelsyra
Input
Råvara
Output
Emission
Output
Emission
Output
Emission
Output
Produkt
Output
Produkt
Output
Produkt
Output
Produkt
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
Svavel
Damm
NOx
SO2
fjärrvärme
el
Ånga
Svavelsyra
TRANSPORTER
Tåg, svaveltransport i Polen
Fartyg, Polen-Sverige
Fartyg, svavel från Scanraff
Tåg, svavelsyra till Hbg-Örebro
1 ton
1934 MJ
1 ton
5,305
0,1493
0,3352
4,361
1
MJ
kg
kg
kg
ton
0,412
0,00493
0,0764
0,202
2,416
0,0513
2,927
1
kg
g
g
g
MJ
MJ
MJ
kg
500
450
300
500
km
km
km
km
0,3
0,18
0,18
0,3
MJ/ton,km
MJ/ton,km
MJ/ton,km
MJ/tonkm
TOTALT PER TON H2SO4
Brytning+Produktion, el
478,0335 MJ/ton
Brytning + Produktion, ånga (olja)
-2,052736 MJ/ton
Transport, el
187,08 MJ/ton
Transport, olja
28,9224 MJ/ton
NOx till luft
0,101005 kg/ton
SO2 till luft
0,920693 kg/ton
CO2 till luft
0,055241 kg/ton
(Kommentar: Angivna förbrukningar av ånga och propan räknas här som oljaförbrukning)
143
NaOH (Jonsson, 1996)
Input
Råvara
Input
Hjälpmtrl
Input
Hjälpmtrl
Output
Produkt
Båt Polen-Södertälje
Bil Södertälje - Örebro
Bergsalt
El+värme
El
NaOH
TOTALT PER TON NaOH
Produktion El
Transport, båt
Transport, bil
Transport, olja totalt
MgO (Jonsson, 1996)
Input
Råvara
Input
Hjälpmtrl
Input
Hjälpmtrl
Båt Grekland-Sverige
0,795349
0,461302
4,9
1
600
120
kg/kgNaOH
MJ/kgNaOH
MJ/kgNaOH
kg/NaOH
km
km
5361,302
108
144
252
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
MJ/ton
Dolomit
El
Olja
4,98
6,56
1,41
3000
TOTALT PER kg MgO
Brytning + produktion, el
Brytning + produktion, olja
Transport, olja
Väteperoxid (Kemira,2001)
Input
Naturgas, prod
Input
Naturgas, råvara
Input
Ånga
Input
El
Emissioner
NOx
CO2
VOC
TOC
Tåg, H2O2 Hbg-Örebro
TOTALT PER KG H2O2
Produktion H2O2, el
Produktion H2O2, naturgas+ånga
Transport H2O2
kg/kg MgO
MJ el/ kg MgO
MJ/kg MgO
km
0,18 MJ/ton,km
1,2 MJ/ton,km
0,823087 Andel el av energianv
0,176913 Andel olja av energianv
0,18 MJ/ton,km
6,56 MJ/kg
1,41 MJ/kg
540 MJ/ton
1,3
3
2
4
MWh/ton
MWh/ton
MWh/ton
MWh/ton
4,68
10,8
7,2
14,4
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
<
<
0,1
800
0,1
0,01
g/kg
g/kg
g/kg
g/kg
500 km
14,4 MJ/kg
22,68 MJ/kg H2O2
150 MJ/ton
0,52381 Andel naturgas
0,31746 Andel ånga
0,634921 Andel el
(0,5-1)
(700-800)
0,3 MJ/tonkm
144
Ättiksyra (SEKAB, 2001)
Acetaldehyd
CH3CHO
Molmassa
44
Ättiksyra
CH3COOH
Molmassa
60
Reaktion:
CH3CHO + 1/2 O2 -- CH3COOH
Vid prod av 1 kg ättiksyra åtgår 44/60 =
0,733333 kg acetaldehyd
SEKAB
Acetaldehyd, ånga
50000 kg
Acetaldehyd, el
6000 kWh
Acetaldehyd, prod
55000 kg
0,392727 MJ/kg
0,909091 kg ånga/kg prod
Ättiksyra, ånga
Ättiksyra, el
Ättiksyra, prod
50000
7500
50000
0,54
1
Förångning
2,24
Transport ättiksyra (Ö-vik-Örebro)
kg
kWh
kg
MJ/kg
kg ånga/kg prod
MJ/kg
600 km
1,2 MJ/ton,km
TOTALT PER KG ÄTTIKSYRA
Produktion el
0,828 MJ/kg
Produktion ånga
3,733333 MJ/kg
Transport, olja
720 MJ/ton
CaO (Tillman m fl 1996)
Brytn kalksten, el
Brytn kalksten, olja
Kalcinering, olja
Trp CaO (Köping-Örebro)
0,00792
0,058
1,755
50
TOTALT PER KG CaO
Brytning o produktion, el
Brytning o produktion, olja
Transport, olja
0,00792 MJ/kg
0,116 MJ/kg
60 MJ/ton
MJ/kg
MJ/kg
MJ/kg
km
1,2 MJ/ton,km
145
Handelsgödselproduktion
Summa produktion av 100% AmNO3 (35% N)
Natural gas
11,11234 GJ/tonAmNit
Olja
1,873344 GJ/tonAmNit
El
0,10644 GJ/tonAmNit
Kol
1,38372 GJ/tonAmNit
Summa
N till vatten
0,0235 kg/tonAmNit
N2O till luft
7,10776 kg/tonAmNit
NO2 till luft
0,79588 kg/tonAmNit
Andel N
0,35
31,74953
5,352411
0,304114
3,953486
41,35954
0,067143
20,30789
2,273943
MJ/kgN
MJ/kgN
MJ/kgN
MJ/kgN
MJ/kgN
g/kgN
g/kgN
g/kgN
Andel P
0,209577
Poduktion av triple superphosphate, 48% P2O5 (21% P)
Steam
2,47071 MJ/ton TSP
Electricity
1,8586 MJ/ton TSP
Diesel
0,4485 MJ/ton TSP
Summa energianv
11,78901
8,86832
2,14002
22,79735
Produktion av triple superphosphate från fosforsyra
Steam
0,7 MJ/ton TSP
Electricity
1,3 MJ/ton TSP
0,146704 MJ/kgP
0,272451 MJ/kgP
Mängd H2SO4 per kg P2O5
Mängd H2SO4 per kg P
Molvikt H2SO4
Andel S i H2SO4
Mängd S per kg P
0,931 kg
4,442272 kg
98
0,326531
1,450538 kgS/kgP
Production of KCl (52% K)
Natural gas
MJ/kgP
MJ/kgP
MJ/kgP
MJ/kgP
Andel K
0,52349
3 GJ/ton KCl
Production of ammonia
Type
Category Substance Quantity
Output
Product
Ammonia
1
26,1
Input
Material Natural gas
Input
Material Oil
4,4
Input
Material Coal
3,25
Input
Material Electricty
0,25
Unit
tonne
GJ
GJ
GJ
GJ
Production of nitric acid at Hydro Agri AB, Köping
Type
Category Substance Quantity Unit
Output
Product
Nitric acid
1 tonne
Input
Material Ammonia
0,27 tonne
Emission
N2O
9,02 kg
Emission
NO2
1,01 kg
Production of ammonium nitrate at Hygri Agri AB, Köping
Type
Output
Product
Ammonium nitrate (100%)
Input
Material Ammonia
0,213 tonne
Input
Material Nitric acid
0,788 tonne
Output
Emission N-tot
0,0235 kg
Extraction and beneficiation of rock phosphate
Type
Output
Product
Comm. roc
1 tonne
Input
Resource Rock P
5 tonne
Input
Material Diesel
0,23 GJ
Input
Material Steam
0,47 GJ
Input
Material Electricity
0,21 GJ
4 tonne
Output
Waste
Waste rock
5,730769 MJ/kgK
146
Handelsgödsel, forts.
Production of phosphoric acid (48% P2O5)
Type
1
Output
Product
H3PO4 (48
1,5
Input
Material Comm Roc
Input
Material H2SO4
1,33
Input
Material Steam
2,67
Output
0,213
Output
Emission Flouride
0,115
Output
Waste
Gypsum
2,4
Unit
tonne
tonne
tonne
GJ
GJ
Kg
tonne
Production of triple superphosphate
Type
Output
Product
TSP (48%
1
0,7
Input
Material H3PO4 (48
0,45
Input
Material Comm Roc
Input
Material Steam
0,7
Input
1,3
Output
Emission P-tot
0,692
Output
Emission F-tot
0,048
0,65
Output
Emission Particulates
Unit
tonne
tonne
tonne
GJ
GJ
kg
kg
kg
Extraction of sulphur and production of sulphuric acid
Type
1 tonne
Output
Product
H2SO4 (10
0,164 tonne
Input
Resource Sulphur, Cl
0,0982 tonne
Input
Resource Sulphur fro
1,09 GJ
Output
Supply matSteam
Output
Emission SO2
5 kg
Output
Emission SO3
0,3 kg
Extraction, beneficiation and grinding of potash salt
Type
1 tonne
Output
Product
KCl, granul
Input
Resource Potash salt
3 GJ
Input
Supply matNatural gas
till vatten
till luft
till luft
till luft
till luft
147
Bilaga 5
Ekonomi – beräkningsunderlag
Författare: Anette Seger, Ola Palm och Karin Book
Uppsamling av urin
Basdata
Uppsamlad mängd
Fosforinnehåll
Annuitetsfaktor vid 25 år 5% ränta
973 kg/p,år
0,29 kg/p,år
0,07095
Kapitalkostnad
Fastighet
Investering urinseparerande klosett+ledningar
Investering för modellstaden
25 års avskrivning, 5% realränta
4 000 kr/person
400 000 000 kr
284 kr/p,år
Lager inkl. anläggningskostander
Investering uppsamlingstank vi fastighet inkl anläggningsarbeten
Investering uppsamlingstank vi jordbruk inkl anläggningsarbeten
Investering lagring för modellstaden
2 400 kr/m3
400 kr/m3
253 000 000
180 kr/p,år
Totala investering för modellstaden
653 000 000 kr
462 kr/p,år
Driftskostnader
Tömning av fastighetslager och transport 30 km till jordbrukslager
Transportkostnad
90 kr/m3
88 kr/p,år
Totala driftskostnader
88 kr/p,år
Totala extra kostnader för urinuppsamling
Kostnader per kg fosfor
550 kr/p,år
1 900 kr/kgP
148
Basdata
Mängd klosettvatten
Antal personer per behandlingsanläggning
Antal hushåll anslutna till varje vakuumstation
Fosforinnehåll
Annuitetsfaktor, 25 år 5% ränta
4,4
15 000
500
0,55
0,07095
ton/p,år
p
hushåll
kg/p,år
Kapitalkostnad
Fastighet
Investering vakuumklosett+ledningar (8 000 kr/lägenhet)
Installation av vakuumstation (3 000 kr/lgh)
Investering för modellstaden
4 000
1 500
550 000 000
390
kr/person
kr/person
kr
kr/p,år
Behandlingsanläggning
Antal personer per anläggning
Behandlad mängd
Investering per behandlinganläggning
Investering för modellstaden (6 anläggningar)
17 000
75 000
21 000 000
124 000 000
88
st
ton/år
kr
kr
kr/p,år
Lager inkl. anläggningskostnader
Lager vid behandlingsanläggning, inkl anläggningskostnad
Investering lagring (vid vakuumstation och behandlingsanläggning) modellstaden
Totala investering för modellstaden
400 kr/m3
88 000 000 kr
76 kr/p,år
762 000 000 kr
555 kr/p,år
Driftkostnad
Energianvändning
Energiförbrukning pumpning+vakuum jämfört med referens
Energiförbrukning arv+KL-behandling jämfört med referens
Kostnader för energi jämfört med referens
Drift av behandlingsanläggning klosettvatten och vakuumstationer
Underhåll
Antal anställda
Personalkostnader
Drift av behandlingsanläggning totalt
201 MJel/p,år
137 MJ/p,år
38 kr/p,år
55
9
36
91
kr/p,år
st heltidsantä
kr/p,år
kr/p,år
Transporter
Transportkostnad
Transportkostnad från vakuumstation till behandlingsanläggning
60 kr/ton
263 kr/p,år
Totala driftskostnader
392 kr/p,år
Totala extra kostnader för klosettvattenuppsamling
Kostnader per kg fosfor
947 kr/p,år
1 700 kr/kgP
149
Två olika anläggningsstorlekar Krepro
Räntefaktorer
KAPITALKOSTNADER
0,0963423
0,0802426
Sid 1
Återvinning
3000 ton TS/år
Återvinning
10 000 ton TS/år
kkr
kkr
Kapitalinvestering budget
Maskin
Återvinning
inkl rejektbehandling
Bygg 12 000 kr/m2 + 15%
300 m2
TOTAL INVEST. SEK
35 000 Återvinning
inkl rejektbehandling
4 140 1000 m2
39 140
Tillkommer: Tork för järnfosfat +
utbyggd förbränningskapacitet (jfr
med T&F, BioCon)
80 000
17 940
97 940
Tillkommer: Tork för järnfosfat +
utbyggd förbränningskapacitet (jfr
med T&F BioCon)
Kapitalkostnader/år
Maskin
Bygg
15 års avskrivning, 5% realränta ge
20 års avskrivning, 5% realränta ge
Total kapkostnader (kr/år)
Kapkostnad (kr/ton TS)
3000 ton TS
Kapkostnad (kr/ton slam)
25 % TS
3 372 15 års avskrivning, 5% realränta ger
332 20 års avskrivning, 5% realränta ger
7 707
1 440
3 704
9 147
1 235 10 000 ton TS
309 25 % TS
915
229
150
Sid 2
DRIFTSKOSTNADER
Energi
Energiförbrukning (0,4 kr/kWh)
Energiinnehåll i fiberslam (återvinning)
Kemikalier återvinning
H2SO4 (700 kr/ton)
NaOH (dagspris ca 3800 kr/ton)
Magnesiumoxid (1250 kr/ton)
Polymer 50 kr/kg
Järn III tillskott (P-utfällning)
Väteperoxid (6000 kr/ton)
Underhåll 2% av investering
Personal
Processlicens
Omhändertagande av fiberslam, inkl.
deponeringskostnader för askan
Återvinning inkl förbränning fiberslam
3 000 ton
2 520 MWh
-6 000 MWh
1 050 ton
300 ton
150 ton
12 ton
120 ton
1 man/site
Kemira
3 660 ton á 600 kr
3
Återvinning inkl förbränning fiberslam
10 000 ton
kkr
1 008 7 200 MWh
-20 000 MWh
kkr
2 880
735 3 500 ton
2 450
1 140 1 000 ton
188 500 ton
600 40 ton
3 800
625
2 000
720 400 ton
783
400 1 man/site
500 Kemira
2 196 12 200 ton á 600 kr
3
2 400
1 960
400
1 500
7 320
Torkning av fosforprodukt
Driftkostnader
1 050 m á 400 kr
420 3 500 m á 400 kr
8 689
Driftkostnad (kr/ton TS)
3 000 ton TS
2 896 10 000 ton TS
Driftkostnad (kr/ton slam)
25 % TS
TOTALKOSTNAD (kr/ton TS)
Återvinning inkl förbränning
4 131 Återvinning inkl förbränning
3 588
TOTALKOSTNAD (kr/ton slam)
Återvinning inkl förbränning
1 033 Återvinning inkl förbränning
897
724 25 % TS
1 400
26 735
2 674
668
151
Utvinning av fosfor ur aska - BioCon
Två olika modulstorlekar Torkning & Förbränning
Räntefaktorer
0,0963423
0,0802426
KAPITALKOSTNADER
Torkning & Förbränning
2750 ton TS/år
(Modul 1x2000 kg/h)
Maskin
Tork + förbränning
Bygg 12 000 kr/m2 + 15%
Tork&Förbr.700 m2
TOTAL INVEST. SEK
Sid 1
10 000 ton TS/år
kkr (Modul 3x3000 kg/h)
23 940 Tork + förbränning
9 660 Tork&Förbr. 2000 m2
33 600
Tillkommer ev: Kondensatbehandling
kkr
69 300
27 600
96 900
Maskin
Bygg
15 års avskrivning, 5% realränta ger
Total kapkostnader/år
2750 ton TS
25 % TS
6 677
2 215
3 082
8 891
1 121 10 000 ton TS
280 25 % TS
889
222
152
Sid 2
DRIFTSKOSTNADER
Driftkostnader
Energi
Värme samt el (0,4 kr/kWh)
Kemikalier rökgasrening
Aktivt kol (12 kr/kg)
Bikarbonat (2400 kr/ton)
Personal
2 750 ton TS
10 000 ton TS
kkr
kkr
670 MWh
268 2440 MWh
976
12 ton
140 ton
144 40 ton
336 470 ton
672
400 1 man/plats
480
1280
1938
400
1 man/plats
Driftkostnader
1 820
5 076
2 750 ton TS
662 10 000 ton TS
508
25 % TS
165 25 % TS
127
1 782 Torkning & Förbränning
1397
446 Torkning & Förbränning
349
153
Två olika modulstorlekar Torkning, Förbränning & Återvinning
Sid 3
KAPITALKOSTNADER
Torkning, Förbränning, Återvinning
2750 ton TS/år
Modul 1x2000 kg/h
Maskin
Torkning & förbränning
Återvinning
Bygg 12 000 kr/m2 + 15%
Återvinning 350 m2
2
Tork&Förbr. 700 m
TOTAL INVEST. SEK
Torkning, Förbränning, Återvinning
10 000 ton TS/år
kkr Modul 3x3000 kg/h
kkr
23 940 Torkning & förbränning
7 560 Återvinning
4 830 Återvinning 1000 m2
2
9 660 Tork&Förbr. 2000 m
45 990
69 300
22 680
13 800
27 600
133 380
Maskin
Bygg
4 197
2750 ton TS
25 % TS
1 526 10 000 ton TS
382 25 % TS
8 862
3 322
12 184
1 218
305
154
Sid 4
DRIFTSKOSTNADER
Driftkostnader
Energi
Återvinningsdel (0,4 kr/kWh)
Tork & förbränn (0,4 kr/kWh)
Kemikalier återvinningsdel
H2SO4 (700 kr/ton)
HCl (3000 kr/ton 100%)
NaOH (dagspris ca 3 800 kr/ton)
Magnesiumoxid (1 250 kr/ton)
Kemikalier rökgasrening
Aktivt kol (12 kr/kg)
Bikarbonat (2 400 kr/ton)
Personal
Torkning, förbränning & återvinning
Torkning, förbränning & återvinning
2750 ton TS
10 000 ton TS
kkr
60 MWh
670 MWh
60 ton
60 ton
12 ton
140 ton
1 man/plats
Driftkostnader
24 200 MWh
268 2440 MWh
80
976
924 4000 ton*
2 800
990 1000 ton 100%*
228 200 ton
75 200 ton
3 000
760
250
144 40 ton
336 470 ton
920
400 1 man/plats
480
1 280
2 668
400
4 309
1 567 10 000 ton TS
12 694
2 750 ton TS
25 % TS
Torkn, förbränn. & återvinning
3 093 Torkn, förbränn. & återvinn.
2 488
Torkn, förbränn. & återvinning
773 Torkn, förbränn. & återvinn.
622
392 25 % TS
1 269
317
155
Två olika modulstorlekar endast Återvinning
Sid 5
KAPITALKOSTNADER
Återvinning
2750 ton TS/år
Återvinning
10 000 ton TS/år
kkr
kkr
Maskin
Återvinning
7 560 Återvinning
22 680
Bygg 12 000 kr/m2 + 15%
Byggnad 350 m2
4 830 Byggnad 1000 m2
13 800
TOTAL INVEST. SEK
12 390
36 480
Maskin
Bygg
1 116
2750 ton TS
406 10 000 ton TS
25 % TS
101
2 185
1 107
3 292
329
82
156
Sid 6
DRIFTSKOSTNADER
Driftkostnader
Energi
Återvinningsdel (0,4 kr/kWh)
Endast Återvinning
Endast Återvinning
2750 ton TS
10 000 ton TS
kkr
60 MWh
24 200 MWh
80
Kemikalier
H2SO4 (700 kr/ton)
924 4000 ton*
2 800
HCl (3000 kr/ton 100%)
NaOH (dagspris ca 3800 kr/ton)
Magnesiumoxid (1250 kr/ton)
Personal
990 1000 ton 100%*
228 200 ton
75 200 ton
248
1 man/site
3 000
760
250
730
400
60 ton
60 ton
(befintlig person för förbränning)
Driftkostnader
2 489
8 020
Driftkostnad per ton TS
2 750 ton TS
905 10 000 ton TS
802
Driftkostnad per ton slam
25 % TS
226 25 % TS
200
TOTALKOSTNAD/ ton TS
Endast återvinning
1 311 Endast återvinning
1 131
TOTALKOSTNAD/ ton slam
Endast återvinning
328 Endast återvinning
283
157
Bilaga 6
Brukaraspekter
Författare: Helena Åberg
Hushåll–konsumenter som aktörer i VA-systemen
Va-system kan förenklat beskrivas som ett system bestående av brukare, organisation och teknik (Urban Water, 2001). En viktig kategori brukare är i detta sammanhang hushåll–konsumenter då en majoritet av svenska hushåll är anslutna till
reningsverk. Som aktörer i VA-systemet påverkar hushåll–konsumenter kvaliteten
på slam och på vatten genom sina handlingar. Detta gäller idag och det gäller i alla
de tekniska system som föreslås. Hushållens roll i systemet har emellertid formats
i samspel med den utveckling mot storskalighet som präglar det mesta av dagens
hantering av vatten och avlopp. Detta är en utveckling som å ena sidan bidragit till
en hygienisk standardhöjning, avlastning och höjd bekvämlighet. Å den andra sidan
är det en utveckling som minskat transparensen i systemen och inskränkt individers
och hushålls möjligheter att dra slutsatser om konsekvenser av sina beteenden.
Möjligheter att lära genom återkoppling har i stor utsträckning byggts bort. En
försiktig gissning är att få hushåll spontant betraktar sig själva som betydelsefulla
aktörer i VA-systemen och att detta också är ett synsätt som generellt kan sägas
vara giltigt bland företrädare för de organisatoriska och tekniska perspektiven. Är
det så vi vill ha det fortsättningsvis?
Med tanke på de ökande och mångfacetterade krav på engagemang i olika frågor
som ställs på hushåll idag är det kanske inte realistiskt att föreställa sig en utveckling där en majoritet av hushållen kommer att stå på barrikaderna för att driva
frågan om en reformering av avloppssystemen. Det är likafullt viktigt att vi ställer
oss frågan i vilken utsträckning vi bygger förutsättningar för aktivt engagemang
där hushåll medverkar till att driva den ekologiska moderniseringen av samhället.
Nöjer vi oss med en ambitionsnivå där flertalet gör rätt och passivt accepterar de
system som tekniker och politiker introducerar?
Att skapa arenor för hushåll–konsumenters
medverkan
I EU:s programförklaring för miljöarbetet under det närmaste åren ”Miljö 2010:
Vår framtid – vårt val” (2001) betonas vikten av att arbetet grundas på delaktighet
och god kunskap. Man slår fast att om sjätte miljöhandlingsprogrammet skall kunna
nå framgång är det viktigt att alla berörda parter kan medverka aktivt i varje skede
av beslutsprocessen, från det att målen fastställs tills genomförandet av åtgärderna.
Denna politiska viljeinriktning har lagts fast i dokument på såväl internationell
(UNCED, 1993) som europeisk och nationell nivå (Prop. 2000/01:130). Från en
politisk och demokratisk ståndpunkt är det således avgörande, oavsett vilket system
158
som väljs, att former utvecklas som på olika sätt möjliggör deltagande av hushåll
i besluts- och planeringsprocesser när nya VA-system skall introduceras. Resultat
från socialpsykologisk forskning visar också att engagemang i ett tidigt skede kan
bidra till en ökad grad av lojalitet med systemet i ett senare skede.
Hittills och idag hanteras strategiska VA-frågor nästan uteslutande av politiker
och tjänstemän och med en mycket blygsam inblandning av hushåll eller av företrädare för dessa. Vi ser nu exempel på att denna ordning ifrågasätts. Samverkansprojektet ”Öppen dörr/ReVAQ” (Manuskript, 2001) arbetar med målsättningen att
skapa hållbara system för återföring av ren växtnäring från avloppet till jordbruket
samtidigt som rent vatten och säkra livsmedel skall garanteras. I preliminära
dokument som utarbetats inom projektet kan vi utläsa en tydlig och långsiktig
ambition att öka involveringen av hushåll–konsumenter i arbetet. Bl. a fastslås i
projektets miljöprogram att ”Konsumenters synpunkter skall ges större utrymme”.
Vidare utpekas ansvaret för att initiera en dialog med dessa grupper i formuleringen ”Slamproducenten skall söka samarbete i konsumentledet och tillvarata
önskemål från dessa.” En viktig uppgift för framtiden blir således att hitta välfungerande former för samarbete med hushåll–konsumenter och att systematiskt
värdera de insatser som görs i det nämnda projektet och i liknande.
Förutsättningar och konsekvenser av tekniker för
återanvändning av fosfor
Med en definition av VA-system som bestående av delsystemen teknik-brukareorganisation följer att inte bara prestationer inom de olika delsystemen har betydelse utan minst lika viktig för det totala systemets prestationer är interaktionen
mellan dessa. Jag vill därför som en reflektion till den uppgift som förelagts
projektgruppen betona betydelsen av att vid införandet av nya VA-system inte
ensidigt fokusera på det uppenbara behovet av kunskap om konsekvenser av det
tekniska delsystemet på de övriga delsystemen. Vi kan inte studera och än mindre
förutsäga konsekvenser av de olika tekniska systemen för återföring av fosfor
oberoende av de förutsättningar som bidragit till dem. Exempel på förutsättningar
som finns och skapas hos och mellan hushåll–konsumenter är kunskaper, vanor,
normer och attityder. Förutsättningar skapas också i och genom samspel med de
tekniska och organisatoriska delarna av det totala VA-systemet.
Framtida forskningsbehov
Tidsramarna för den här uppgiften medger ingen systematisk genomgång utav
forskningsbehovet beträffande hushåll–konsumenter och VA men jag vill ändå
visa på några angelägna forskningsuppgifter inom området. Rent allmänt och
som påpekades inledningsvis har beteendevetenskapligt inriktad forskning på
VA-området hittills varit sparsamt förekommande. När vi står inför uppgiften att
skapa renare avloppsströmmar för att möjliggöra återanvändning av näringsämnen
i odling finns t.ex. ett stort behov att fördjupa och bredda kunskapen om de hushållsvanor och beteenden som ger effekter på avlopp och slamkvalitet. Problem
159
med en ökande kemikalieanvändning i samhället angrips ”uppströms” genom att
vissa skadliga ämnen fasas ut. Likaledes görs insatser för att åtgärda problemen i
ledningsnät och reningsverk. Hanteringen i hushåll är fortfarande lite av en ”black
box” däremellan. Kunskap behöver därför utvecklas för att undersöka hur och
varför kemisk-tekniska och andra miljöbelastande produkter används. Vilken
potential finns att minska användningen av skadliga produkter i hushåll? Hur
hanteras överblivna mediciner och andra farliga ämnen? Vilka toalettvanor förekommer? Hur hanteras matavfall?
Kunskap om faktiskt beteende behövs också för att utvärdera effekter av åtgärder
och som underlag för systemanalys av den typ som redovisas i den här rapporten.
Som när de gäller övriga variabler, står naturligtvis träffsäkerheten i beräkningarna
i relation till tillförlitligheten i de data som hämtats om vanor och beteenden i
den privata sfären. Med ett bristande forskningsunderlag finns en uppenbar risk
att t.ex. systemanalys grundas på relativt osäkra uppgifter om VA-relaterade
beteenden. Vi riskerar att generaliseringar görs över de populationer som undersökts beträffande t.ex. ålders- och befolkningsgrupper, bebyggelse och geografiska
förhållanden och på ett sätt som inte tar tillräcklig hänsyn till det lokala sammanhang beträffande avfalls-, VA-system etc. varifrån data hämtats. Ett problem i
sammanhanget är kanske att den typ av studier jag efterfrågar är arbetskrävande
och därmed dyra.
Kunskaper om hushålls förutsättningar, attityder vanor och beteenden i relation
till VA-systemet behövs också för att kunna utforma information och utbildningsinsatser, ekonomiska instrument och andra insatser för att ”styra” utvecklingen i
önskvärd riktning. Vi vet mycket lite om hushåll–konsumenters medvetenhet om
beroendeförhållanden mellan sina egna handlingar och VA-systemet. Finns kunskaper för att agera på ett miljövänligt sätt? Vilka metoder kan användas för att
styra i en önskvärd riktning? Genomgången av de olika tekniska systemen för
fosforåterföring väcker frågor om i vilken utsträckning hushåll–konsumenter
är/kan göras medvetna om behovet att agera på miljövänligt sätt i förhållande till
VA-systemen. Ofta drar vi slutsatsen att decentraliserade källsorterande system
befordrar miljömedvetande i ord och handling. Stämmer detta? Vilka är i så fall
möjligheterna att med kompletterande styrmedel åstadkomma medvetenhet och
aktiv miljöomsorg också i centraliserade system?
En förbättrad och intensifierad kommunikationen mellan hushåll–konsumenter
och andra aktörer i VA-systemet kommer med stor sannolikhet att krävas om
målen med ökad delaktighet och miljöomsorg skall kunna nås. I det ovan nämnda
projektet ”öppen dörr/ReVAQ” diskuteras behovet av återkoppling som grund för
motivation och tillit. Utgångspunkten är att om man inför olika aktörer kan redovisa att kvaliteten på slammet stadigt förbättras och också lämnar full insyn i
arbetet så kommer förtroende för produkten att skapas och slammet kan användas
igen på åkern. Det är i det sammanhanget viktigt att man inte glömmer bort
hushållen varken som aktörer i avfallssystemet eller som köpare av jordbruksprodukter. Det blir viktigt att utveckla pedagogiska former för återkoppling om
effekter av ansträngningar och också nya och effektiva kanaler för att nå ut med
budskapet. Samtidigt som informations- och kommunikationsarbetet innebär nya
utmaningar på VA-området blir det allt viktigare att systematiskt följa och värdera
de insatser som görs. Det är i sammanhanget viktigt att höja ett varnande finger
för ett ensidigt användande av s.k. kundenkäter som ett mått på hur informations-
160
insatser tagits emot. Metoden förefaller billig och enkel men inte sällan finner
man att den inte förmår producera data som besvarar de frågor man har.
Ekonomiska incitament och taxor har inte nämnts tidigare men dessa spelar en
roll som kretsloppspedagogiska instrument. Kan vi utforma taxor med förmåga
att styra mot ett kretsloppsanpassat VA-system? Forskning om vattenbesparing
visar att man genom att mäta och relatera taxan till faktisk användning i det egna
hushållet kan motivera människor att förbruka mindre. Vilka möjligheter finns att
styra mot ett mål om renare avloppsströmmar?
Vad är det då för slags forskning som skall förse oss med den efterfrågade kunskapen? Ofta finns förhoppningar att beteendevetenskapen skall rymma metoder
som gör det möjligt att enbart genom att fråga människor i t.ex. enkäter om deras
inställning, attityder eller intentioner i förhållande till i det här fallet VA-frågor
ska kunna predicera hur samma människor faktiskt kommer att bete sig i relation
till olika system. Försök att utveckla sådana metoder har också gjorts och görs väl
fortfarande. Emellertid visar det sig överensstämmelsen mellan vad man frågar
om (attityder, intentioner etc.) och vad är intresserad av att veta (hur människor
kommer att agera och vad detta leder till i VA-systemet) är besvärande låg. Detta
innebär bristande prognosvärde och en slutsats blir att fler studier måste göras
med metoder som förmår fånga komplexiteten i relation mellan attityder, beteende
och utfall av dessa och som innefattar hushåll, organisation och teknik i ett lokalt
sammanhang.
161
Bilaga 7
Organisation – nätverksanalys och
kapacitetsprofiler
Författare: Henriette Söderberg
Nätverksanalys
Främsta syftet med nätverksanalys är att åskådliggöra de aktörer som berörs av
införandet av de olika systemen och vilken typ av ansvar dessa har, eller i vilken
del av verksamheten de blir inblandade. En utgångspunkt i det här aktuella fallet
är att analysen beskriver ombyggnad av befintlig bebyggelse, vilket inte ger byggherrar så stort utrymme. Analysen inkluderar heller inte leverantörer av utrustning
eller verksamheten där fosforn till slut nyttiggörs – enbart transporterna dit.
Den grafiska bilden är uppdelad i fyra delar som illustrerar fyra olika typer av
ansvarsområden:
•
reglera
•
initiera, planera, besluta
•
genomföra, driva, äga
•
finansiera
Reglera avser de aktörer som deltar i uttolkningen av regler och förordningar.
Generellt är detta den del som är minst utvecklad här, då en mer detaljerad analys
av lagtexter och dess uttolkare kräver mer resurser. Initiera, planera och besluta
berör vilka aktörer som är inblandade i den inledande fasen. Fler än de här listade
kan givetvis också komma in, planeringsprocessen är ju till viss del öppen för vilka
som vill vara med och delta. Genomföra, driva och äga avser genomförandet av
beslutet och verksamhetens fortfatta drift. Här kan man tänka sig en variation av
aktörer från ett totalt kommunalt ansvar till en heterogen samling av privata ägare
och entreprenörer. Brukarna är också i varierad utsträckning med som aktörer i
systemens drift. Finansiering av systemen kan givetvis variera, men de troliga
finansieringskällorna inkluderas.
De system som rapporten hittills arbetat med kommer här att presenteras i form av
tre olika ”typfall” då de största skillnaderna vad gäller organisation uppkommer
mellan dessa tre:
I)
sorterande system vilket inkluderar urinsortering och klosettvatten
II)
slam i jordbruket
III)
system för fosforutvinning vilket inkluderar PhoStrip, KREPRO och
BioCon.
162
Nätverksanalyser presenteras nedan för dessa tre systemtyper där ambitionen har
varit att i så stor utsträckning som möjligt placera betydelsefulla aktörer närmast
centrum i figuren. Ytstorleken återspeglar inte grad av betydelse utan enbart antalet
bokstäver som krävs för att beskriva olika aktörer. Form och färg avspeglar de olika
aktörernas ”typ”, se nedan.
Tabell 1. Symbolförklaring för de olika typer av aktörer som inkluderas i nätverksanalysen.
Statliga eller överstatliga aktörer - myndigheter, länsstyrelse,
regering/riksdag, EU...
Kommunala aktörer – förvaltningar och politiska nämnder, (kommunala
bolag går in under PPP nedan)
Privata aktörer - fastighetsägare, lantbrukare, entreprenörer av olika slag,
bostadsrättsföreningar...
PPP – public private partnerships, används för att indikera att det kan
förekomma varianter för ägande och drift, alltifrån offentligt helägt till
privat helägt
Civila samhället – allmänhet, intresseorganisationer, ideella organisationer,
samfälligheter
Sorterande system
Sorterande system har, i och med att de i sin uppbyggnad skiljer sig från dagens
system, en stor mängd berörda aktörer. Brukarna får ett större ansvar både i
planeringsledet och i genomförandeledet då ett nytt beteende skall rutiniseras,
något som är kritiskt för fungerande system. Fler förvaltningar inom kommunala
organisationen berörs också av systemen, eventuellt skall renhållningen vara
delansvarig, samtidigt som fastighetsägare får större ansvar. Transportörer av
olika slag kan vara en entreprenör eller flera, de är dock i figur 1 sammanställda
som en.
Slam i jordbruk
Antalet aktörer blir markant färre för alternativet slam i jordbruk (figur 2). Detta är
inte ett system som kräver involvering av många nya aktörer på arenan utan dess
utmaning ligger i att få de relevanta aktörerna att kommunicera med varandra. Det
innebär större belastning på planeringsstadier än på genomförande och drift. Färre
delar av den kommunala organisationen berörs då detta är en del av den etablerade
VA-verksamheten i kommunen.
163
Reglera
Naturvårdsverket
Politiker
planering
Boverket
Ägare
av
anläggningarna
Politiker
Länsstyrelsen
Kommunfullmäktige
Drift förbränning
ARV
deponi
Tjänstemän
Tjänstemän
Brukare som
skall använda
systemet
Initiera
Planera
Besluta
Andra
myndigheter
”EU”
Politiker
VA/renhålln.
Tjänstemän
VA/renhålln.
Tjänstemän
VA/renhålln.
Allmänheten och
acceptans av
restprodukten
Transportör
av aska
urin
rötrest
slam
Brukare
som
användare
Genomföra
Äga
Lantbrukare
Fastighets
-skötare
Livsmedelsindustrin
Fastighetsägare
Brukare
via taxor
Kommunen
NGO:s
NGO:s
NGO:s
Bidrag
från stat
Figur 1. Nätverksanalys för sorterande system.
Finansiera
Fastighetsägare
Fastighetsägare ansvariga
för första
lagring
Driva
164
Reglera
”EU”
Naturvårdsverket
Andra
myndigheter
Politiker
miljöhälsa
Politiker
VA
Initiera Planera
Besluta
Allmänheten och
dess
acceptans
Ägare
av
ARV
Tjänstemän
miljöhälsa
Länsstyrelsen
Driftspersonal
ARV
Livsmedelsindustrin
Tjänstemän
VA
Tjänstemän
VA
NGO:s
Transportör
av slam
Lantbrukare
Brukare
via taxor
Kommunen
Finansiera
Figur 2. Nätverksanalys för alternativet slam i jordbruk.
Genomföra
Driva
Äga
165
I de tre system för fosforutvinning (figur 3) som inkluderas i rapporten skall ett
antal fraktioner transporteras i olika steg i driftskedet. Precis som för sorterande
system kan det vara en entreprenör eller flera. Alla fraktioner som berör de tre
fosforutvinningsmetoderna har inkluderats i transportrutan för att markera att det
är en mer komplex transportsituation för den här typen av system än för de andra.
En annan skillnad är också att förädlingsindustrin som kan tänkas ta emot fosforråvaran blir en aktör, där de andra alternativen saknat den typen av aktörer. Vad
gäller finansiering finns det större möjligheter att få bidrag från staten till stora
tekniska anläggningar. Anläggningar av den här omfattningen kan också finansieras i olika former av mellan kommunala samarbeten. Brukarna och deras roll blir
mer passiv i dessa system, inga nya vanor måste rutiniseras och acceptansen för
dessa restprodukter är sannolikt högre än för slam.
166
Reglera
Andra
myndigheter
”EU”
Naturvårdsverket
Kommunfullmäktige
Allmänheten
och
acceptans
Tjänstemän
planering
Politiker
planering
Initiera
Planera
Besluta
Ägare
av
anläggningarna
Politiker
miljöhälsa
Fosforindustrin
Tjänstemän
miljöhälsa
Driftspersonal
ARV
förädling
förbränning
deponi
Länsstyrelsen
Politiker
VA
Ev. Förädlare
av fosfor
Tjänstemän
VA
Tjänstemän
VA
Intresseorganisationer
Transportörer
av fosforprodukt
rötrest
organiskt slam
aska
tungmetallslam
Lantbrukare
Kommunen/
Kommunalförbund
Livsmedelsindustrin
Brukare
via taxor
Transportör
till förädling
(?)
Finansiera
Figur 3. Nätverksanalys för system för fosforutvinning.
Genomföra
Driva
Äga
Bidrag
från stat
167
Resultat
Man kan inte säga vilken lösning som är ”bäst” utifrån de här resultaten, utan den
bedömningen är upp till uppdragsgivarna/aktuella beslutsfattare att göra. Det man
kan säga är att sorterande system innebär de mest komplexa nätverken med tyngdpunkt på planering/reglering, slam i jordbruk har det minst komplexa nätverket
och på samma sätt en tyngdpunkt i planering/reglering medan fosforutvinning har
större utmaning i genomförandeledet och reglering av en hittills relativt outvecklad
verksamhet. Att slam i jordbruk har det minst komplexa nätverket innebär dock inte
att det skulle vara ”enklast” att genomföra den lösningen!
Finansieringen varierar beroende på anläggning, statliga bidrag kan utgå till förbränningsanläggningar och liknande samtidigt som fastighetsägarna får vara med
och ta en del av finansieringsansvaret för ombyggnation i fastigheterna när det
krävs för de sorterande lösningarna.
Kapacitetsprofiler
När man vill förändra ett system kan det vara användbart att få någon form av
analys av möjligheter och hinder för detta. Ett sådant sätt är att analysera organisationens kapacitet i dagsläget är att genomföra tänkt förändring. ”Organisationen”
refererar då till den organisation som idag har ansvar för vatten och avlopp (VA).
Ett ständigt dilemma med sådana jämförelse är att de alternativ som är mest i linje
med dagens system ser ut att komma bäst ut. Man behöver inte tolka resultaten
på det sättet, utan kan använda resultaten för att identifiera svaga punkter och
hinder som skall överbryggas om lösningen blir aktuell. Fördelen är att man får
en systematisk och jämförbar genomgång av organisatoriska aspekter.
Kapacitetsprofilen innehåller en bedömning av den aktuella organisationens kapacitet att genomföra alternativet. Den innehåller också en analys av vad det aktuella
alternativet innebär för relationen till överordnade nivån i form av statliga myndigheter, EU och regering och riksdag och för relationen till angränsande sektorer.
Totalt sett ingår tre moment:
intern kapacitet
relation till statlig nivå
relation till andra sektorer
Intern kapacitet bedöms utifrån fem olika typer av faktorer som välfungerande
organisationer bör uppfylla:
a) Arena – en organisation skall ha kapacitet att involvera intressenter och
hantera konflikter mellan dessa
b) Ansvarsfördelning – en organisation skall kunna bidra med klar och tydlig
ansvarsfördelning
c) Kommunikation – en organisation skall kunna styra och återkoppla dem den
servar, i det här fallet brukarna.
168
d) Drift och underhåll – en organisation skall kunna tillgodose regelbunden drift
och underhåll av god kvalité.
e) Genomförande – en organisation skall ha kapaciteten att fatta och genomföra
beslut.
Bedömningen i vilken utsträckning dessa faktorer är uppfyllda sker bäst av dem
som skall fatta beslut utifrån ett utredningsunderlag. I det här underlaget har jag
gjort tentativa bedömningar, mycket för att ge en övergripande illustration av vad
de olika förslagen innebär och hur man skulle kunna jämföra dem.
Relationen till överordnade statliga nivån bedöms utifrån tre olika faktorer:
1. ”politiskt stöd” – indikerar här i vilken utsträckning alternativet är i linje med
gällande nationella politiska målsättningar och policy.
2. Nationell lagstiftning – huvudsakligen en faktor där eventuella juridiska
hinder för alternativet kan komma fram, bristande praxis är vanligt i samband
med nya alternativ som vi har flera av i det här fallet.
3. EU – EU får en egen kategori och sammanfattar både den politiska och
juridiska aspekten av EU.
Olika systemalternativ berör angränsande sektorer. Referensscenariot är till
exempel en inomsektoriell lösning, medan urinsortering berör både renhållning
och lantbruket och BioCon-lösningen inkluderar en förädlingsindustri. Relationen
till dessa angränsande sektorer är kritiska för alternativens genomförande. Förutsättningar för en lyckad integration indikeras genom fyra faktorer:
a) Normkoherens – syftar till den informella relationen mellan sektorerna och
huruvida man arbetar efter liknande normer och rutiner. Den inkluderar också
huruvida sektorerna har en historia av integration eller konflikt.
b) Arena – det måste finnas en möjlighet att mötas och samordna sig, någon form
av integrerad organisation bör finnas. Slamsamråden var ett exempel på tillskapandet av en arena för att diskutera slamfrågan.
c) Samstämmiga mål – syftar till huruvida alternativet bidrar till att uppfylla
respektive sektorers officiella målsättningar.
d) Samstämmig lagstiftning – syftar framförallt till att identifiera juridiska hinder
som kan föreligga om olika lagtexter berör olika verksamheter.
Kapacitetsprofiler presenteras här för två av de tre systemtyperna beskrivna ovan,
för sorterande system och för slam i jordbruk. Anledningen till att inte göra någon
profil för system för fosforutvinning är att dessa metoder idag existerar i mindre
skala, det finns därför mycket lite erfarenhet och kunskap kring dem och det är
därför inte heller möjligt att inom detta projekts ramar göra någon vidare utredning som ökar möjligheterna att göra en bedömning. Generellt kan man säga att
teknikerna för fosforutvinning i vissa delar passar väl in i dagens struktur, viss
förändring vad gäller drift och underhåll krävs. Dessa metoders relation till den
statliga nivån är oklar. En angränsande sektor som inte är aktuell för de andra två
169
systemtyperna är förädlingsindustrin, en relation som dock idag också är relativt
oklar även om intresse för fosforråvaran uttrycks.
Som ett sätt att illustrera potentialen i kapacitetsprofiler och även möjliggöra
jämförelse mellan sorterande system och slam i jordbruk presenteras nedan
resultaten för dessa.
Kapacitetsprofil för sorterande system
Kapacitetsprofilerna i figur 4 skall tolkas så att högre staplar indikeras gynnsamt
läge för initiering, planering, genomförande och drift och underhåll av ett system.
De skall inte tolkas så att låga staplar innebär ointressanta system, utan att det
innebär större utmaningar.
Normkoherens
EU - oklart
Renhållning
Nationell lagstiftning
"Politiskt stöd"
Statlig nivå
Lantbruket
Normkoherens
Organisationens kapacitet
Arena
Genomförande
Drift & underhåll
Kommunikation
Samstämmig lagstiftning
Arena
Samstämmiga mål
Ansvarsfördelning
Arena
Samstämmiga mål
Samstämmig lagstiftning oklart
Figur 4. Kapacitetsprofil för sorterande system.
För sorterande system har vi en mängd aktörer. Många är nya för VA-sektorn att
hantera vilket kan innebära många potentiella konflikter. Idag saknas möjlighet att
hantera dem i en etablerad konflikthanteringsstrategi eller i ett tydligt forum.
Arena får därför lägre bedömning. Ansvarsfördelningen är relativt oklar även om
troliga scenarios börjar mejslas fram i takt med att mer och mer kunskap om dessa
system kommer fram. Intresset för att kommunicera med brukarna har ökat inom
kommunal VA-hantering på senare år, nya system kräver kommunikation och är
även tacksamt att kommunicera kring – dock brasklapp för orutin. På drift och
170
underhåll saknas erfarenhet för dessa system i större skala, men man börjar få mer
och mer kunskap om hur det skulle kunna gå till. Genomförandet kompliceras av
många och heterogena aktörer, procedurer och erfarenhet saknas att luta sig mot.
Angränsande sektorer blir i det här fallet lantbruket och eventuellt organisation
ansvarig för renhållningen i kommunen. Renhållningen i kommunen är en potentiell sektor som skulle kunna bli ansvarig för insamling av urin. Vatten och avlopp
samt renhållning ingår ofta i samma organisation i kommunen, arena och normkoherens2 finns därmed. Sektorerna har liknande målsättningar med sina verksamheter men lyder under olika lagar och olika taxesystem. Detta skulle kunna komplicera ett samarbete.
Lantbruket har inte en helt komplikationsfri relation till VA-sektorn generellt,
därav låg normkoherens. Det finns en arena i form av den långa tradition av
samtal kring slammet som etablerats. Denna arena är dock infekterad av slamdebatten och har heller inte, än så länge, handlat mer förutsättningslöst om restprodukter, utan i stort sett enbart om slam. Målen för lantbruket skiljer sig från
VA-sektorns på en övergripande nivå då det är olika typer av verksamheter, men
det är möjligt att mötas kring hantering av naturresurser som förenar de båda
sektorerna. Med urin får jordbruket en renare produkt jämfört med slammet. Med
klosettvatten får man även tillgång till fekaliefraktionen. Juridiska motsättningar
mellan regler för jordbruket och VA som talar mot den här lösningen tror jag inte
finns explicit – men lämnar det som oklart.
Relation till statliga nivån får ses som medelgod. Politiska stödet för urinsortering
kanske inte märks tydligt i media, men intresse finns och lösningen är i linje med
visionen om uthållig utveckling – dock kan politiker tappa intresset när investeringskostnaderna ökar. Nationell lagstiftning är generellt inte emot urinsortering
så länge den uppfyller hygieniska krav, däremot saknas praxis för lösningar i stor
skala. EU har varit direkt emot det för ekologiska odlingar.
Kapacitetsprofil för slam i jordbruk
Slam i jordbruk har en hög organisatorisk kapacitet då den i stor utsträckning
bygger på dagens system (figur 5). Det som organisationen inte klarar idag är
dock att få ut slammet, något som brustit mycket på grund av bristande kommunikation mellan inblandade aktörer. Arena och genomförande av denna lösning får
därmed lägre bedömningar än övriga. Kommunikation med brukarna arbetar man
mycket med i kommunerna idag, så det finns en struktur att luta sig mot som dock
kan vidareutvecklas.
Relationen till lantbruket blir liknade som för systemen ovan utom för samstämmiga mål då spridning av slammet idag inte anses bidra till att uppfylla målet med
världens renaste jordbruk.
2
Syftar till den informella relationen mellan sektorerna och huruvida man arbetar
efter liknande normer och rutiner. Den inkluderar också huruvida sektorerna har
en historia av integration eller konflikt.
171
EU
Politiskt stöd
Nationell lagstiftning
Statlig nivå
Lantbruket
Normkoherens
Organisationens kapacitet
Genomförande
Drift & underhåll
Kommunikation
Ansvarsfördelning
Arena
Arena
Samstämmiga mål finns ej i detta fall!
Samstämmig lagstiftning oklart
Figur 5. Kapacitetsprofil för slam i jordbruk.
Relationen till lantbruket i denna systemlösning är inte god. Spridning av slammet
anses inte idag bidra till att uppfylla målet med världens renaste jordbruk – och
därmed finns ingen gemensam målsättning att mötas kring. Just nu, skall tilläggas,
för slamfrågan har ju varit föremål för debatt i decennier.
Det politiska stödet för att få ut slammet i jordbruket har funnits och finns fortfarande i bemärkelsen att kretsloppet av fosfor skall slutas. Att använda det i jordbruket innebär också att man klarar målsättningen att inget organiskt material
skall deponeras 2005. Det har dock inte varit någon explicit politisk aktivitet för
att lösa konflikten kring slammet som nu varat i två år. Nationell lagstiftning har
gränsvärden där många inte klarar att uppnå alla, men det finns stöd för den här
typen av lösningar i lagstiftningen. EU har generösare gränsvärden så här finns
färre hinder och heller inget explicit normativt motstånd – även om förskjutningen
i EU:s förbränningspolicy i praktiken kan innebära förändringar.
172
Resultat
De olika systemen visar på olika typer av utmaningar och hinder att hantera för att
få dem att fungera med målet att återvinna fosforn, vilka man väljer är en öppen
fråga. Ideal användning av kapacitetsprofiler som verktyg är, som beskrivits ovan,
att dessa bedömningar görs av en grupp utifrån utförligare underlag än det här
nedskrivna. I dagsläget ger det dock en viktig indikation på hur situationen ser ut
och ett fokus för fortsatta utredningar.
173
Bilaga 8
Procentuell återföring av växttillgängligt
kväve, fosfor, kalium och svavel –
exempel
Författare: Håkan Jönsson
Om Sverige inom något år bestämmer sig för att fosforutvinning via KREPRO
eller BioCon skall införs, torde det vara möjligt att inom ca 10 år utvinns fosfor
från i stort sett allt slam från orter med fler än 10 000 innevånare. Detta innebär
att fosfor utvinns från 5 miljoner människor, ca 60% av Sveriges befolkning.
Cirka 36% (0,6*0,6) av avloppets växttillgängliga fosfor skulle återföras på detta
sätt. Då KREPRO och BioCon endast återför fosfor, innebär detta en genomsnittlig återföring av 9% av avloppets totala innehåll av kväve, fosfor, kalium
och svavel. Ett annat sätt att återföra 9% av avloppets totala innehåll av kväve,
fosfor, kalium och svavel kan vara att införa urinsortering hos 20% av befolkningen, 1,8 miljoner människor eller att installera klosettvattensortering hos 13%
av befolkningen, ca 1,1 miljoner människor. Urinsortering och klosettvattensortering införs enklast i samband stamrenoveringar. Införandet av urinsortering
hos 20% på 10 år, 2% per år, stämmer med 50 års intervall mellan stamrenoveringarna.
Ovanstående innebär att återförsel av 9% växttillgänglig näring från avloppet kan
uppnås med utvinning via KREPRO eller BioCon från slammet från alla orter
större än 10 000 personer, eller med urinsortering hos alla hushåll glesbygd och i
de flesta orter med mindre än 1 000 innevånare, eller med klosettvattensortering
hos de flesta hushåll i glesbygd. Genom att prioritera återvinning via urinsortering
och klosettvattensortering i glesbygd och små orter kan lika mycket växttillgänglig näring återföras som om fosforutvinning installeras i alla stora orter. En
stor fördel är att en satsning på urinsortering och klosettvattensortering dessutom
innebär att de övergödande utsläppen till vatten kraftigt reduceras.
174
175
Referenser
Albihn A. & Stenström T.A., 1998. Systemanalys VA – Hygienstudie. VA-Forsk
rapport 1998-16, VAV AB, Stockholm.
Audsley E., Alber S., Clift R., Cowell S., Crettaz P., Gaillard G., Hausheer J.,
Jolliett O., Kleijn R., Mortensen B., Pearce D., Roger E., Teulon H., Weidema
B. & van Zeijts H., 1997. Harmonisation of environmental life cycle
assessment for agriculture - Final report Concerted action AIR3-CT94-2028,
European Commission DG VI Agriculture. Version 13 June 1997.
Balmér P., 2001. Possibilities to improve the quality of wastewater sludges.
Presenterades vid Nordisk konference om rensning af kommunalt spildevand,
biologiske renseprocesser og slambehandling. Köpenhamn 17-19 januari
2001.
Balmér P. & Mattsson B., 1993. Kostnader för drift av avloppsreningsverk. VAForsk rapport 1993-15.
Basta K., Aliane A., Lounis A., Sandeaux R., Sandeaux J. & Gavach C., 1998.
Electroextraction of Pb2+ ions from diluted solutions by a process combining
ion-exchange textiles and membranes, Desalination, Vol. 120, Nr. 3, sid. 175184.
Battistoni P., Fava G., Pavan P., Musacco A. & Cecchi F., 1997. Phosphate
removal in anaerobic liquors by struvite crystallization without addition of
chemicals: preliminary results Water Research Vol. 31, Nr. 11, sid. 29252929.
Bengtsson M., Lundin M. & Molander S., 1997. Life Cycle Assessment of
Wastewater Systems. Case Studies of Conventional Treatment, Urine Sorting
and Liquid Composting in Tree Swedish Municipalities. Report 1997:9, Avd
för Teknisk Miljöplanering, Chalmers tekniska högskola, Göteborg.
BP. BP Statistical Review of World Energy.
http://www.bp.com/downloads/701/bp_global_stats.xls besökt 2001-12-18.
Butcher S.S., Charlson R.J., Orians G.H. & Wolfe G.V., 1994. Global
Biogeochemical cycles, 2nd ed., Academic Press Ltd, ISBN 0-12-147685-5.
Carlander A., Stenström T.A., Albihn A. & Hasselgren K., 2001. Bevattning av
energiskog med förbehandlat avloppsvatten – en hygienisk undersökning vid
tre fullskaleanläggningar. VA-Forsk rapport under tryckning, VAV AB,
Stockholm.
Corbridge D.E.C., 1995. Studies in Inorganic Chemistry 20, Phosphorus, An
Outline of its Chemistry, Biochemistry and Uses, 5:e utgåvan, Elsevier
Science, ISBN 0-444-89307-5.
Crowson P., 1992. Minerals handbook 1992-93. Stockton Press, New York, N.Y.,
USA.
Crowson P., 1996. Minerals handbook 1996-97. Stockton Press, New York, N.Y.,
USA.
Davis & Haglund, 1999. Life cycle inventory (LCI) of fertiliser production fertiliser products used in Sweden and in Western Europé. SIK-report No 654,
SIK, the Swedish Institute for Food and Biotechnology. Gothenburg, Sweden.
EC., 2001. Evaluation of sludge treatments for pathogen reduction – final report.
European Communities, Luxemburg.
Eriksson J., 2001. Halter av 61 spårelement i avloppsslam, stallgödsel, handelsgödsel, nederbörd samt i jord och gröda. Naturvårdsverkets rapport 5148.
176
Eriksson J., Andersson A. & Andersson R., 1997. Tillståndet i svensk åkermark.
Rapport 4778, Naturvårdsverket. Stockholm.
Europeiska gemenskapernas kommission, 2001. Kommissionens meddelande till
rådet, europaparlamentet och sociala kommittén och regionkommittén. Om
Europeiska gemenskapens miljöhjandlingsprogram. Miljö 2010: Vår framtidvårt val. Sjätte miljöhandlingsprogrammet.
http://europa.eu.int/eur-lex/sv/com/pdf/2001/sv_501PC0031.pdf
Fava J.A., Consoli F., Denison R., Dickson K., Mohin T. & Vigon B. (red), 1993.
A conceptual framework for Life-Cycle Impact Assessment. SETAC.
Pensacola, Florida, USA.
Feachem R.G., Bradley D.J., Garelick H. & Mara D.D., 1983. Sanitation and
disease – Health aspects of excreta and wastewater management. World Bank
studies in water supply and sanitation 3. John Wiley and Sons, Chichester.
Feralco AB, 2002. Pilotförsök om slutligt omhändertagande av slam från
Stockholm Vattens vatten- respektive reningsverk genom Aqua Reciprocessen. Stockholm Vatten AB, R nr 03, feb 2002.
Fujii D., 2000. Evaluation of biological nutrient removal at Käppala wastewater
treatment plant. Licentiatavhandling, Vattenvårdsteknik, KTH, TRITA-AMILIC 2048.
Gaastra S., Schemen R., Bakker P. & Bannink M., 1998. Full scale phosphate
recovery at sewage treatment plant Geestmerambacht, Holland International
Conference on Phosphorus Recovery from Sewage and Animal Wastes,
Warwick University, UK. 6 - 7 -May 1998.
Gantzer C., Gaspard P., Galvez L., Huyard A., Dumouthier N. & Schwartzbrod J.,
2001. Monitoring of bacterial and parasitological contamination during
various treatment of sludge. Water Research 35(16):3763-3770.
Gaterell M.R., Gay R., Wilson R. & Lester J.N., 2001. An economic and
environmental evaluation of the opportunities for substituting phosphorus
recovered from wastewater treatment works in existing UK fertiliser markets
2nd Int. Conf. on Recovery of Phosphates from Sewage and Animal Wastes,
Holland, NL, 12-13 March 2001.
Gidner A., Almemark M., Stenmark L. & Östengren Ö., 2000. Treatment of
sewage sludge by supercritical water oxidation. IBC´s 6th Annual Conference
on Sludge. Feb. 16th-17th 2000, London, England.
Guinée J. & Heijungs R., 1995. A proposal for the definition of resource equivalency factors for use in product Life-Cycle Assessment. Environmental
Toxicology and Chemestry 14 (5): 917-925.
Guivarch A., 2001. Valeur fertilisante à court terme du phosphore des boues de
stations d’épuration urbaines. Doctoral thesis INPL-INRA, 13 juin 2001.
Hargelius K., Holmstrand O. & Karlsson L., 1995. Vad innehåller avloppsvatten
från hushåll? Naturvårdsverket, rapport 4425. Solna.
Helfferich F., 1995. Ion Exchange Dover Publ. Inc. ISBN 0-486-68784-8.
Hultman B. & Löwén M., 2001. Combined phosphorus removal and recovery.
Wastewater sludge and solid waste management, Proceedings of a PolishSwedish seminar, Report No 9. Joint Polish - Swedish Reports, TRITA-AMI
REPORT 3088, ISBN: 91-7283-190-1, sid. 11-18.
Hultman B., Levlin E., Löwén M., Mossakowska A. & Stark K., 2001. Utvinning
av fosfor och andra produkter ur slam och aska. Delrapport, Stockholm Vatten
AB, R. Nr 6 mars 2001, 78 sidor.
177
Hultman B., Levlin E., Löwén M., Mossakowska A. & Stark K., 2002. Utvinning
av fosfor och andra produkter ur slam och aska. Slutrapport, Stockholm
Vatten AB, R nr 02, feb 2002.
Hultman B., Levlin E., Johansson L., Al-Najjar N., Li P. & Plaza E., 1999.
Nutrient removal and sludge handling. Sustainable water management in the
baltic sea region 2, Water use and management, Baltic University programme,
ISBN 91-973579-2-8, sid. 169-175
Höglund C., 2001. Evaluation of microbial health risks associated with the reuse
of source-separated human urine. Royal Institute of Technology and Swedish
Institute for Infectious Disease Control. Stockholm. Doktorsavhandling.
Jernlid A-S. & Karlsson K., 1997. Våta toalettsystem - driftstudier och utvärdering med livscykelanalys i Södra Valsängs ekoby. Examensarbete 1997:6,
VA-teknik, Chalmers tekniska högskola. Göteborg.
Johansson B., 1995. Slammets fosfor på säck - något för framtidens bonde? VAVNytt Nr 2 sid. 26-27.
Johansson M., Jönsson H., Höglund C., Richert Stintzing A. & Rodhe L., 2000.
Urinsortering – en del av kretsloppet. (Source separation of urine – a part of
the eco-cycle). In Swedish. T17:2000, BFR. ISBN 91-540-5860-0.
Jordbruksverket, 1999. Riktlinjer för gödsling och kalkning 2000. Rapport
1999:26, Jordbruksverket. Jönköping.
Jönsson H., Burström A. & Svensson J., 1998. Mätning på två urinsorterande
avloppssystem - urinlösning, toalettanvändning och hemvaro i en ekoby och
i ett hyresområde. Rapport 228, Institutionen för lantbruksteknik, SLU.
Uppsala.
Jönsson H., Vinnerås B., Höglund C., Stenström T.A., Dalhammar G. &
Kirchmann H., 2000. Källsorterad humanurin i kretslopp. VA-Forsk rapport
2000-1, VAV AB, Stockholm.
Karlsson I., 1997. KREPRO-projektet Återvinning av fällningskemikalier, fosfor,
tungmetaller. Regional VAV-dag i Borgholm, 13-14 mars 1997, VAV M99,
sid.35-45.
Kemira, 2001. Miljörapport 2000, Kemira Kemwater AB, Helsingborg.
Kirchmann H. & Pettersson S., 1995. Human urine – chemical composition and
fertilizer efficiency. Fertilizer Research 40:149-154.
Klapwijk B., Rulkens W. & Temmink H., 2001. Recovery of phosphorus from
sewage, 2nd Int. Conf. on Recovery of Phosphates from Sewage and Animal
Wastes, Holland, NL, 12-13 March 2001.
Kumsshiro K., Ishiwatari H. & Nawamura Y., 2001. A pilot plant study on using
seawater as a magnesium source for struvite precipitation 2nd Int. Conf. on
Recovery of Phosphates from Sewage and Animal Wastes, Holland, NL,
12-13 March 2001.
Kvarnström E., Morel C. & Guivarch A., 2001. Potential agricultural use of iron
phosphate recovered from FeSO4-precipitated sewage sludge 2nd Int. Conf.
on Recovery of Phosphates from Sewage and Animal Wastes, Holland, NL,
12-13 March 2001.
Kärrman E., Jönsson H., Gruvberger C., Dalemo M., Sonesson U. & Stenström
T.A., 1999. Miljösystemanalys av hushållens avlopp och organiska avfall syntes av hanteringssystem studerade inom FoU-programmet ”Organiskt
avfall som växtnäringsresurs”. VA-Forsk rapport 1999-15.
Kärrman E., 2000. Environmental System Analysis of Wastewater Management.
Diss., Institutionen för Vatten Miljö Transport, Chalmers tekniska högskola.
Göteborg.
178
Levlin E., 2001. Recovery of phosphate and separation of metals by ion exchange.
Wastewater sludge and solid waste management, Proceedings of a PolishSwedish seminar, Report No 9. Joint Polish - Swedish Reports, TRITA-AMI
REPORT 3088, ISBN: 91-7283-190-1, sid. 81-90.
Linderholm K., 1997. Fosforns växttillgänglighet i olika typer av slam, handelsgödsel samt aska. VA-FORSK-rapport 1997-6. VAV AB, Stockholm.
Lindfors L.-G., Christiansen K., Hoffman L., Virtanen Y., Juntilla V., Hanssen
O.-J., Rønning A., Ekvall T. & Finnveden G., 1995. Nordic guidelines on lifecycle assessment. Nord 1995:20, Nordic Council of Ministers, Copenhagen.
Denmark.
Lindgren M., 1999. Urinsorterande toaletter – rensning av stopp samt uppsamling
och attityder. Institutionsmeddelande 99:05, Institutionen för lantbruksteknik,
SLU. Uppsala.
Louis P.L., 1993. Availability of fertiliser raw materials. Paper read at International
Conference, Cambridge, 8-9 December 1993, The Fertiliser Society,
Peterborough.
Matsuo Y., 1996. Release of phosphorus from ash produced by incinerating waste
activated sludge from enhanced biological phosphorus removal. Wat. Sci.
Tech. Vol. 34, Nr 1-2, sid. 407-415.
Münch E.V. & Barr K., 2001. Controlled struvite crystallisation for removing
phosphorus from anaerobic digester sidestreams, Water Research, Vol. 35,
No 1, January 2001, Pages 151-159.
Månsson B., 1993. Miljö för bärkraftighet - perspektiv på naturresurser, deras
begränsningar och deras roll i samhället. Liber Hermods. Malmö.
Mörstedt S-E. & Hellsten G., 1976. Data och diagram - värme-, kyl- och
kemitekniska tabeller i SI-enheter. Esselte Studium AB. Stockholm.
Naturvårdsverket, 1996. Läkemedel och miljön – Förstudie om spridning av
läkemedel och deras nedbrytningsprodukter i miljön. Naturvårdsverket
Rapport 4660.
NE, 1991. Nationalencyklopedin. Bokförlaget Bra Böcker AB. Höganäs.
Norin E., 1996. Våtkompostering som stabiliserings- och hygieniseringsmetod för
organiskt avfall – försök i pilotskala med svartvatten, köksavfall och gödsel.
JTI-rapport Kretslopp & Avfall nr 3.
Norin E., Gruvberger C., Nilsson P-O., 2000. Hantering av svartvatten från
Tegelvikens skola – kretsloppssystem med våtkompostering VA-FORSKrapport 2000-3, VAV AB, Stockholm.
Norin E., Stenström T.A. & Albihn A., 1996. Stabilisation and disinfection of
blackwater and organic waste by liquid composting. VATTEN 52(3):165-176.
NV, 1994. Kungörelse om skydd för miljön, särskilt marken, när avloppsslam
används i jordbruket; SNFS 1994:2.
Olsson A., 1995. Källsorterad humanurin – förekomst och överlevnad av fekala
mikroorganismer samt kemisk sammansättning. Rapport 208, Institutionen
för lantbruksteknik, SLU, Uppsala.
Ottoson J. & Stenström T.A., 2001. Faecal contamination in greywater and
associated microbial risks. Artikel inskickad till Water Research.
Palmquist H., 2001. Hazardous Substances in Wastewater Systems.
Licentiaavhandling, Luleå tekniska universitet, 2001:65. Luleå.
179
Pettersson G., 2001. Livscykelanalys av fyra slamhanteringstekniker. Examensarbetsrapport 2001:4, Miljösystemanalys, Chalmers tekniska högskola,
Göteborg.
Pettersson O., 1992. Kretslopp i odling och samhälle. Aktuellt från lantbruksuniversitetet 408. Mark Växter, Sveriges lantbruksuniversitet. Uppsala.
Piekema P. & Giesen A., 2001. Phosphate recovery by the crystallisation process:
Experience and developments. 2nd Int. Conf. on Recovery of Phosphates from
Sewage and Animal Wastes, Holland, NL, 12-13 March 2001.
Prop. 97/98:145. Svenska miljömål. Miljöpolitik för ett hållbart Sverige.
Regeringens proposition 1997/98:145.
Prop. (2000/01:130). Svenska miljömål-delmål och åtgärdsstrategier. [Elektronisk
version]. Stockholm.
Ramirez J-I., 2001. Kostnadsmodell Urban Water. Forskningsprogrammet Urban
Water. CTH. Internrapport.
Rensink J.H., van der Ven J., van Pamelen G., Fedder F. & Majoor E., 1997. The
modified Renphosystem: A high biological nutrient removal system Wat. Sci.
Tech. Vol. 35, Nr 10, sid. 137-146.
Richert Stintzing A. & Rodhe L., 2000. Humanurin som gödselmedel i vårsäd.
Teknik för lantbruket 84. JTI – Institutet för jordbruks- och miljöteknik.
RVF, 2000. Hygienisering vid biogasanläggningar. RVF Utveckling Rapport
01:2, RVF Service AB, Malmö.
SCB, 1999. Utsläpp till vatten och slamproduktion 1998. Kommunala reningsverk
samt viss kustindustri. Mi 22 SM 9901.
SCB, 1999. Utsläpp till vatten och slamproduktion 1998. Statistiska centralbyrån.
Sengupta S. och SenGupta A.K. (1997). Heavy-metal separation from sludge
using chelating ion exchangers with non-traditional morphology. Reactive &
Functional Polymers Vol. 35, Nr 1-2, sid. 111-134.
SJV. Statens Jordbruksverk Förbrukningen av handelsgödselmedel 1999/00.
http://www.sjv.se/download/SJV/%c4mnesomr%e5den/Statistik%2C+fakta/A
nnan+statistik/handelsgodsel_99_00.PDF besökt 2002-01-02.
Skogsstyrelsen, 2000. Skogsstatistisk årsbok 2000. www.svo.se /fakta/stat/ska2/.
Smolders G.J.F., van Loosdrecht M.C.M. & Heijnene J.J., 1996. Steady-state
analysis to evaluate the phosphate removal capacity and acatate requirement
of biological phosphorus removing mainstream and sidestream process
configurations. Water. Res., Vol. 30, Nr. 11, sid. 2748-2760.
Steineck S., Gustafson G., Andersson A., Tersmeden M. & Bergström J., 1999.
Stallgödselns innehåll av växtnäring och spårelement. Naturvårdsverkets
rapport 4974.
STEM, 2001. Elmarknaden i Sverige. Statens Energimyndighet, Eskilstuna.
Stenström T.A., 1987. Kommunalt avloppsvatten från hygienisk synpunkt –
Mikrobiologiska undersökningar. SNV PM 1956, Naturvårdsverket och
Svenska Vatten- och Avloppsverksföreningen, Stockholm.
Stenström T.A., 1996. Sjukdomsframkallande mikroorganismer i avloppssystem –
Riskvärdering av traditionella och alternativa avloppslösningar. Rapport 4683,
Naturvårdsverket och Socialstyrelsen, Stockholm.
Stenström T.A. & Carlander A., 1999. Mikrobiella risker för smittspridning och
sjukdomsfall – Slamspridning och behandling. Rapport 5039, Naturvårdsverket, Stockholm.
Stockholm Vatten AB, 2001. Internt PM, Berndt Björlenius, ”Teknikupphandling
av komponenter till den första etappen av ett lokalt reningsverk för Hammarby
sjöstad”.
180
Stratful I., Brett S., Scrimshaw M.B. & Lester J.N., 1999. Biological phophorus
removal, its role in biological phosphorus recycling. Environmental
Technology Vol. 20 Nr. 7, sid. 681-695.
Strickland T., 1999. Perspectives for phosphorus recovery offered by enhanced
biological P removal. Environmental Technology Vol. 20 Nr. 7, sid. 721-725.
SVA, 2001. Slutrapport till SJV avseende Hygienstudie på slam från svenska
reningsverk – finns en risk för smittspridning till lantbruket?
http://www.sva.se/pdf/rapport/sjv0110.pdf.
Svensson A., 2000. Fosfor ur avloppsslam – en studie av KREPRO-processen och
BioCons process ur ett livscykelperspektiv. Examensarbete vid Kemisk
Miljövetenskap, Chalmers tekniska högskola, Göteborg.
Swinton E.A., Eldridge R.J. & Becker N.S.C., 1989. Extraction of heavy metals
from sludges and muds by magnetic ion-exchange. Sewage sludge treatment
and use: new developments, technological aspects and environmental effects.
Elsevier science publ. ISBN 1-85166-418-1, sid. 394-404.
Söderberg H. & Åberg H., 2001. ”Assessing sustainable urban water systems
from a socio-technical perspective – The case of Hammarby Sjöstad.”
Presentation at IWA 2001 Berlin World Water Congress, Berlin, Germany,
October 15-19, 2001.
Söderberg H., 1999. Kommunerna och kretsloppet – avloppssektorns förändring
från rening till resurshantering (Linköping Studies in Art and Science 194)
Söderberg, H. (kommande 2002) Organisation av betydelse – organisatoriska
aspekters betydelse i planering av uthålliga VA-system, manus till VAforskrapport.
Tideström H., Starberg K., Ohlsson T., Camper P-A. & Ek P., 2000. Användningsmöjligheter för avloppsslam. VA-Forsk rapport 2000-2, VAV AB,
Stockholm.
Ueno Y. & Fujii M., 2001. 3 years operating experiance selling recovered struvite
from full-scale plant. 2nd Int. Conf. on Recovery of Phosphates from Sewage
and Animal Wastes, Holland, NL, 12-13 March 2001.
UNCED - The United Nations Conference on Environment and Development,
1993. The Earth Summit. London: Graham & Trotman Limited.
Urban Water, 2001. Urban Water Progress Report Rapport 2001:4, Chalmers
tekniska högskola, Göteborg.
VAV, 1999. VA-verk 1997. VAV S97.
Va-verket i Göteborg, 2000. Årsberättelse 1999.
Wild D., Kisliakova A. & Siegrist H., 1996. P-fixation by Mg, Ca and zeolite a
during stabilization of excess sludge from enhanced biological P-removal
Wat. Sci. Tech. Vol. 34, Nr. 1-2, sid. 391-398.
Williams S., 1999. Struvite precipitation in the sludge stream at Slough wastewater treatment plant and opportunities for phosphorus recovery. Environmental Technology Vol. 20 Nr. 7, sid. 743-747.
Vinnerås B., 2001. Feacal separation and urine diversion for nutrient management
of household biodegradable waste and wastewater. Licentiate thesis, Rapport
244, Inst. för lantbruksteknik, SLU, Uppsala
Vinnerås B., 1998. Källsorterad humanurin – skiktning och sedimentering samt
uppsamlad mängd och sammansättning. Institutionsmeddelande 98:05,
Institutionen för lantbruksteknik, SLU. Uppsala.
Woods N.C., Sock S.M. & Daigger G.T., 1999. Phosphorus recovery technology
modeling and feasibility evaluation for municipal wastewater treatment
plants. Environmental Technology Vol. 20 Nr. 7, sid. 663-679.
181
WRI, 1992. World Resources 1992-93. A report by The World Resources Institute
in collaboration with The United Nations Environment Programme and The
United Nations Development Programme. Oxford University Press.
Öppen dörr/ReVAQ. Plan för genomförande av ReVAQ, Envisys (Manuskript,
2001). Broby.
Personliga meddelanden
Erik Carles, SCB
Jesper Holmquist, Kemira
Ole Dørum Jensen, försäljningsdirektör, PM Energi – BioCon A/S i Danmark
Helge Thelander, SCB
.pdf

System för återföring av fosfor ur avlopp

Transcription

Similar documents

Transport- och hanteringssystem

Urinmätningslista

Transformatorkonferensen i Västerås 2-3 September.

Vallarna har stor tillväxtpotential

Riktlinjer för utsläpp av avloppsvatten från