Lisa Magnusson och Frida Skult 2012.
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Water and Environmental Engineering Department of Chemical Engineering Lund University, Sweden Potential för biologisk fosforavskiljning vid Torekovs avloppsreningsverk av Lisa Magnusson Frida Skult Examensarbete nummer: 2012-03 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Handledare: Karin Jönsson, Universitetslektor Marinette Hagman, Specialist Utveckling & Benchmarking NSVA Biträdande Handledare: Tobias Hey, Industridoktorand VA SYD Examinator: Jes la Cour Jansen, Professor Bild på framsidan: Torekovs avloppsreningsverk. Foto av Lisa Magnusson 2011-10-25. Postadress P.O. Box 124 SE-221 00 Lund, Sweden Hemsida www.vateknik.lth.se Besöksadress Getingevägen 60 Telefon +46 46-222 82 85 +46 46-222 00 00 Fax +46 46-222 45 26 Förord Denna rapport är ett resultat av vårt examensarbete utfört under hösten 2011/våren 2012. Arbetet representerar det avslutande kapitlet av våra studier på civilingenjörsprogrammet Ekosystemteknik på Lunds Tekniska Högskola. Examensarbetet utfördes i samarbete mellan Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik på institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola och Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp (NSVA). Först och främst vill vi rikta ett stort tack till våra handledare och ovärderliga kunskapskällor Karin Jönsson (VA-teknik) och Marinette Hagman (NSVA) som med nyfikenhet och kreativitet skapat ett intressant och lärorikt examensarbete. Vi vill också rikta ett stort tack till vår examinator Jes la Cour Jansen och biträdande handledare Tobias Hey som introducerat och hjälpt oss med modelleringsprogrammet EFOR. Tack också till Gertrud Persson på VAlaboratoriet och övrig personal på institutionen som bidragit med hjälp och trevlig stämning i vårt arbete. På Öresundsverket i Helsingborg vill vi tacka Beata Matulaniec och Julia Emanuelsson på laboratoriet som alltid ställt upp för att på alla sätt underlätta vårt arbete. Tack även till Sofia Jezek för hjälp med frågor och funderingar och all övrig personal som på olika sätt hjälpt oss med allt ifrån hämtning av slam, lån av bil och kopiering av papper. Vi vill dessutom tacka Ulf Oscarsson, Jan Glaving, Anders Mårtensson och övriga medarbetare på Torekovs avloppsreningsverk för att ni tålmodigt svarat på alla våra möjliga och omöjliga frågor. Lund, februari 2012 Lisa Magnusson & Frida Skult I II Sammanfattning Biologisk fosforavskiljning, även kallat bio-P, har både ekonomiska och miljömässiga fördelar i jämförelse med kemisk fosforavskiljning. För att kunna etablera bio-P krävs att bioslammet utsätts för alternerande anaeroba och aeroba miljöer, där bio-P-bakterierna (PAO) släpper fosfat i den anaeroba miljön för att sedan ta upp ett överskott av fosfat i den aeroba miljön. En förutsättning för att något P-släpp ska ske i den anaeroba miljön är att det finns en tillräcklig mängd lättnedbrytbart kol (VFA). Torekovs avloppsreningsverk är byggt för bio-P-drift men drivs idag med kemisk efterfällning. I denna studie har därför möjligheterna att övergå till bio-P undersökts. Arbetet inleddes med en utvärdering av verket där data från tidigare år undersöktes samt egna mätningar utfördes, både på plats på verket och i laboratorium. Därefter gjordes modelleringar i EFOR för att utvärdera möjligheterna att införa bio-P. Efter att mätdata från tidigare år sammanställts konstaterades det att inkommande föroreningskoncentrationer var ovanligt låga. En närmare undersökning visade på eventuella problem med inläckage i avloppsvattenledningarna som leder till Torekovs avloppsreningsverk. Laboratorieförsök (P-släppsförsök) visade på väldigt låg bio-P-potential i bioslammet troligtvis beroende på låga halter PAO samt att det inkommande vattnet inte innehåller tillräckliga mängder VFA. Ett sätt att öka mängden VFA är att antingen införa primärslamhydrolys eller returslamhydrolys. Då det på Torekovs avloppsreningsverk inte finns någon primärsedimentation gjordes endast hydrolysförsök på returslammet i laboratorium. Resultatet visade att det går att använda returslamhydrolys för att skapa en lämplig kolkälla dels för biologisk fosforavskiljning och dels för biologisk kväveavskiljning. Simuleringar i EFOR visar att det är svårt att med endast enklare metoder etablera bio-P i kombination med en tillräckligt bra kväveavskiljning. Bevaras den kemiska fosforavskiljningen går det dock att med enklare metoder förbättra kväveavskiljningen. Detta uppnås i EFOR genom att öka den interna recirkulationen samt att öka etanoldoseringen under sommarmånaderna. Kombinerar man detta med att skapa hydrolys och P-släpp i slambehandlingsbassängerna går det att etablera bio-P. Dock krävs då något större förändringar för att kompensera den minskade aeroba slamåldern, förslagsvis genom att öka volymen av de luftade bassängerna i biosteget alternativt flytta positionen av internrecirkulation för att kunna lufta de idag anoxa bassängerna. Ett årsmedelvärde på utflödeskoncentrationen av totalfosfor på 0,4 mg/l uppnås i modellerna, vilket är över gränsvärdet på 0,3 mg/l, men under det förhöjda gränsvärdet på 0,5 mg/l som Öresundsverket fick justerat till efter införandet av biologisk fosforavskiljning. Att undersöka möjligheterna till en liknande lösning för Torekovs avloppsreningsverk kunde därför vara av intresse, då det skulle kunna innebära att kemisk fällning inte längre är nödvändig. III IV Abstract Enhanced biological phosphorus removal, also known as bio-P, has both financial and environmental advantages compared to chemical removal through precipitation. To establish bio-P the biosludge must be exposed to alternating anaerobic and aerobic environments, where the bio-P bacteria (PAO) release phosphate during the anaerobic phase and take up an excessive amount of phosphate during the aerobic phase. A requirement for the phosphate release in the anaerobic environment is that there is a sufficient amount of easily biodegradable substrate (VFA) available. Torekov wastewater treatment plant (WWTP) is built with a bio-P configuration but is today operated with chemical phosphorus removal. In this study the possibility to instead operate the plant with bio-P was investigated. The study begun with an examination of data from previous years together with measurements both at the plant and in laboratory. Thereafter simulations were made to investigate the possibility to introduce bio-P at Torekov WWTP. Once the data from previous years had been summarized it was observed that the incoming concentrations of pollutants were unusually low. A closer examination of the data revealed possible problems with leakage into the pipe system leading to the wastewater treatment plant. Laboratory experiments (P-release tests) showed very low bio-P potential in the biosludge probably because of low amounts of PAO and that the incoming water does not contain sufficient amounts of VFA. One way of increasing the amount of VFA is to introduce primary sludge hydrolysis or return sludge hydrolysis. At Torekov WWTP there is no primary sedimentation which is why a laboratory hydrolysis test was made only with return sludge. The results showed that it is possible to use return sludge hydrolysis to create a carbon source that is suitable both for biological phosphorus removal and for biological nitrogen removal. Simulations in EFOR show that it is difficult to combine bio-P with a sufficient nitrogen removal through minor alterations. It is however possible to improve the nitrogen removal through only minor alterations if the chemical phosphorus removal is kept. This is accomplished in EFOR by increasing the internal recirculation and increasing the ethanol dosage during the summer. If this is combined with creating hydrolysis and P-release in the sludge treatment tanks, establishment of bio-P is possible. It is however necessary to do some more extensive changes to be able to compensate for the reduced aerobic sludge age. Two alternatives were found; increasing the volume of the aerated tanks in the biostage or moving the location of the internal recirculation to be able to aerate the tanks that today are used for denitrifikation. A yearly mean for the effluent concentration of phosphorus of 0.4 mg/l was then reached. This is above todays limit of 0.3 mg/l but below the limit of 0.5 mg/l that Öresundsverket WWTP got as a limit when they introduced bio-P. Investigating the possibility for a similar solution for Torekov WWTP might be of interest, no chemical phosphorus removal would then be necessary. V VI Förkortningar ASM-1 aktivslammodell 1 (activated sludge model no 1) ASM-2d aktivslammodell 2d (activated sludge model no 2d) BOD biokemisk syreförbrukning (biological oxygen demand) COD kemisk syreförbrukning (chemical oxygen demand) CODf löst COD (filtrerat prov) DPAO denitrifierande poly-P-ackumulerande organismer (denitrifying poly-P accumulating organisms) DSVI utspädd slamvolymindex (diluted sludge volume index) GAO glykogenackumulerande organismer (glykogen accumulating organisms) HAc acetat HPr propionat PAO poly-P-ackumulerande organismer (poly-P accumulating organisms) pe personekvivalenter (population equivalents) PHA poly-β-hydroxyalkanoater (poly-β-hydroxyalkanoates) PHB poly-β-hydroxybutyrat PHV poly-β-hydroxyvalerat Poly-P polyfosfat SBR sequencing batch reactor SRT slamålder (sludge retention time) SS suspenderad substans (suspended solids) VFA flyktiga fettsyror (volatile fatty acid) VSS glödförlust (volatile suspended solids) VII VIII Innehållsförteckning 1 Inledning ............................................................................................................................ 1 1.1 2 Bakgrund 1 1.1.1 Fosforavskiljning i svenska avloppsreningsverk 1 1.1.2 Återanvändning av fosfor 2 1.1.3 Fosfor i avloppsvattnet 3 1.1.4 Varför bio-P? 4 1.2 Syfte med studien 6 1.3 Litteratursökning 6 Bio-P-drift ......................................................................................................................... 7 2.1 Biokemin i ett bio-P-system 7 2.1.1 Anaerob bassäng 7 2.1.2 Aerob bassäng 8 2.1.3 Den övergripande processen 9 2.2 Kväveavskiljning 10 2.2.1 Nitrifikation 10 2.2.2 Denitrifikation 10 2.2.3 Aktivslamanläggningar med kväveavskiljning 10 2.2.4 Kväveavskiljning i kombination med biologisk fosforavskiljning 11 2.3 Förutsättningar för bio-P 11 2.3.1 VFA 12 2.3.2 Anaeroba / aeroba förhållanden 12 2.3.3 pH 12 2.3.4 Temperatur 13 2.3.5 Konkurrens med GAO 13 2.3.6 Motjoner 14 2.3.7 Kemisk fällning som komplement 14 2.3.8 Sekundärt fosforsläpp 14 2.4 Optimering 15 2.5 Processer för bio-P-drift 15 2.5.1 A/O 15 2.5.2 2 A /O 16 2.5.3 UCT 16 2.5.4 PhoStrip 17 2.5.5 SBR 17 IX 2.6 3 4 Längre uppehållstid i den anaeroba bassängen 19 2.6.2 Primärslamhydrolys 19 2.6.3 Returslamhydrolys 20 2.6.4 Optimering av hydrolysprocessen 21 2.6.5 Hydrolysförsök 22 Bio-P i Sverige ................................................................................................................ 23 3.1 Öresundsverket 23 3.2 Käppalaverket 23 3.3 Sjöstadsverket 24 3.4 Duvbackens reningsverk 24 Torekovs avloppsreningsverk ....................................................................................... 25 Biosteget och slamstabiliseringen 27 Material och Metod ........................................................................................................ 31 5.1 Analys av mätdata för åren 2008-2010 31 5.1.1 Utvärdering av eventuellt inläckage 31 5.1.2 Utvärdering av kemikalieförbrukning 31 5.2 Mätningar gjorda på verket 5.2.1 5.3 5.4 31 Slamålderanalys 31 Hydrolysförsök 5.3.1 32 Beräkning av hydrolyskonstanten P-släppsförsök 33 33 5.4.1 Försök med acetat som kolkälla 34 5.4.2 Försök med inkommande vatten 35 5.4.3 Försök med hydrolysat 35 5.5 6 18 2.6.1 4.1 5 Hydrolys Denitrifikationsförsök 35 5.5.1 Acetat som kolkälla 36 5.5.2 Hydrolysat som kolkälla 36 Resultat och diskussion .................................................................................................. 37 6.1 Analys av mätdata 37 6.1.1 Inläckage 37 6.1.2 Kemikalieförbrukning 40 6.2 Mätningar på verket 41 6.2.1 Syrehalt 41 6.2.2 Fosfor- kväve- och COD-halter 42 6.2.3 SS och VSS 43 X 6.2.4 Slamålder 44 6.2.5 VFA-mätning 44 6.3 Hydrolysförsök 6.3.1 6.4 P-släppsförsök 54 54 6.4.2 Med inkommande vatten 55 6.4.3 Med hydrolysat 55 Denitrifikationsförsök 56 Modellering med hjälp av EFOR .................................................................................. 59 Indata 59 7.1.1 Inflödeskoncentrationer 59 7.1.2 Temperaturprofil 59 7.1.3 Årsindelning (faser) 59 7.2 Referensscenario 59 7.2.1 Styrningar 60 7.2.2 Resultat från referensscenariot 61 7.3 Förslag på förändringar i driften 63 7.3.1 Förbättrad kväveavskiljning 63 7.3.2 Biologisk fosforavskiljning 65 7.3.3 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 67 7.3.4 Ändrad position för den interna recirkulationen 69 7.4 9 53 Med acetat som kolkälla 7.1 8 Hydrolyskonstanten 6.4.1 6.5 7 46 Längre tidsperiod (2008-2010) 71 7.4.1 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 71 7.4.2 Ändrad position för den interna recirkulationen 72 Slutsatser ......................................................................................................................... 75 8.1 Utvärdering av verket som det ser ut idag 75 8.2 Modellering i EFOR 76 Framtida studier ............................................................................................................. 77 10 Referenser........................................................................................................................ 79 XI XII Inledning 1 Inledning 1.1 Bakgrund Övergödningen i svenska inlandssjöar och framförallt i Östersjön har länge varit ett stort problem. I Östersjön har den gett upphov till bland annat stora problem med giftig algblomning, kraftigt minskad bottenvegetation och på vissa ställen helt döda bottenbassänger (HELCOM, 2010). Övergödning orsakas av höga halter av fosfor och kväve som möjliggör en ökad produktion av fotosyntetiska organismer såsom prokaryota cyanobakterier och eukaryota alger. Fosfor anses vara det mest kritiska näringsämnet för cyanobakterierna eftersom dessa bakterier kan fylla sitt kvävebehov genom att binda kväve från atmosfären (Seviour et al., 2003). En ökad produktion av fytoplankton ökar vattnets turbiditet och mindre ljus når botten vilket gör det svårare för bottenlevande växter att överleva. Minskad växtlighet på botten innebär att mindre syre produceras vilket leder till syrebrist när den ökade mängd organiskt material som sedimenteras på botten ska brytas ned. Denna syrebrist påverkar alla syrekonsumerande organismer som lever nära botten och kan bli så allvarlig att stora populationer kvävs till döds (HELCOM, 2010). 1.1.1 Fosforavskiljning i svenska avloppsreningsverk Fosforutsläppet från svenska avloppsreningsverk var som störst i slutet på 1960-talet, se Figur 1.1, något som kan förklaras av att praktiskt taget alla hushåll i tätorterna med WC var kopplade till ett avloppsreningsverk men att ingen fosforavskiljning tillämpades (Holmqvist & Bengtsson, 2009). Allvarliga miljöproblem på grund av alla utsläpp gjorde att Miljöskyddslagen togs fram och togs i kraft 1969. Därefter gjorde staten stora investeringar inom avloppsreningstekniken i Sverige och flera avloppsreningsverk införde kemisk rening av fosfor. Detta resulterade i en halvering av fosforutsläppen redan år 1975. Allt fler avloppsreningsverk införde kemisk rening och idag är cirka 95 % av alla hushåll i tätorterna kopplade till ett avloppsreningsverk med kombinerad biologisk och kemisk rening (Naturvårdsverket, 2008). Figur 1.1. Diagrammet visar hur utsläppet av fosfor från avloppsreningsverk har förändrats sedan 1940 (Naturvårdsverket, 2008). Avloppsvattendirektivet (91/271/EEC) kräver idag att alla avloppsreningsverk inom EU större än 10 000 pe och som släpper ut sitt vatten i potentiellt känsliga vattendrag måste rena vattnet från fosfor. Utifrån detta direktiv gjordes i Sverige bedömningen att alla vattendrag i inlandet samt alla kustområden är väldigt känsliga för fosforutsläpp och att utsläpp skulle kunna leda 1 Inledning till övergödning (Naturvårdsverket 2008). Utflödena från kommunala avloppsreningsverk i Sverige utgör tillsammans den största punktkällan för fosfor och ungefär 20 % av det totala utsläppet av antropogent fosfor, se Figur 1.2. För att minska problemen med övergödning orsakad av fosforutsläpp från avloppsreningsverk är fosforkravet för utgående vatten på de flesta avloppsreningsverk i Sverige 0,3-0,5 mg/l (Tykesson, 2005), vilket kan jämföras med det gränsvärde som är angivet i avloppsvattendirektivet på 1-2 mg/l (91/271/EEC). Man har även begränsat mängden fosfater i tvätt- och maskindiskmedel som säljs i Sverige för enskilt bruk till 0,2 respektive 0,5 viktsprocent (Kemikalieinspektionen, 2010). Dagvatten från tätorter 5% Enskilda avlopp 12% Skogsbruk 1% Jordbruk 45% Industri 17% Kommunala reningsverk 20% Figur 1.2. Diagram som visar källfördelningen av utsläpp av antropogent fosfor under år 2006. Totalt under året släpptes 2 080 ton antropogent fosfor ut från avloppsreningsverk (Naturvårdsverket, 2008). 1.1.2 Återanvändning av fosfor Kretsloppstänkandet är en viktig del i strävan efter ett hållbart samhälle och detta gäller även näringsämnen. Jordbruket idag är inte självförsörjande när det gäller växtnäring utan förlitar sig till stor del på handelsgödsel i form av råfosfat. Detta innebär i sin tur en stadig ökning av fosfor i naturen och ett ökat problem med övergödning. Skulle den fosfor som finns i avloppsslammet istället kunna återanvändas innebär det både en ekonomisk och framförallt en miljömässig förbättring (Naturvårdsverket 2008). Återanvändning av fosfor innebär också att mängden slam minskar och på ställen där slamhanteringen är väldigt kostsam bidrar detta till den ekonomiska nyttan med återanvändning. Studier visar att ett avloppsreningsverk med en BOD:P kvot på 18 skulle kunna minska slammängden med cirka 17 % om ett system infördes där fosfor utvinns i ett sidoflöde (Woods et al., 1999), exempelvis PhoStrip som finns beskrivet i kapitel 2.4.4. Det finns även en annan väldigt viktig anledning att återanvända fosfor i vattenreningsprocessen och det är att den fosfor som bryts i gruvor för att användas som gödningsmedel inom jordbruket håller på att ta slut. Studier visar att inom 50-100 år kommer den globala fosfatreserven att vara förbrukad (Cordell et al., 2009). Fosfatbrytningen antas nå sitt maximum runt år 2030 då både kvantiteten och kvaliteten på fosfaten kommer att sjunka och kostnaderna öka. Detta samtidigt som fosfatbehovet beräknas öka med 50-100 % fram till år 2050 (Cordell et al., 2009). I en studie där man studerade metoder för att undvika den kris 2 Inledning som skulle kunna uppstå när fosfattillgången minskar betonades vikten av att återanvända den fosfor som finns i avfallsströmmarna i samhället idag (Cordell et al., 2011). För att närmare undersöka möjligheterna för återanvändning av fosfor i Sverige gav regeringen våren 2001 Naturvårdsverket uppdraget att utreda frågorna om miljö- och hälsoskyddskrav för återförande av fosfor från avloppsslam. Naturvårdsverket kom då bland annat fram med målet att minst 60 % av den fosfor som finns i avloppsvattnet ska återföras till produktiv mark år 2015 och att minst hälften av den fosforn bör användas på åkermark (Naturvårdsverket, 2002). Att återföra fosfor från avloppsslam är dock inte helt problemfritt. Slammet kan innehålla miljöfrämmande ämnen som inte bör hamna på åkermark. Naturvårdsverket har därför ställt kravet att metaller eller naturfrämmande ämnen på åkermark inte får öka till en nivå som skulle kunna påverka människors hälsa eller ekosystemet negativt. Vidare får ämnen som skulle kunna ha en allvarlig negativ påverkan på miljön eller människors hälsa inte förekomma i slammet (Naturvårdsverket, 2002). I Sverige finns den så kallade REVAQcertifieringen, framtagen av Svenskt vatten, som ett sätt att kvalitetssäkra slam från avloppsreningsverk. Ett avloppsreningsverk som är REVAQ-certifierat producerar ett slam som är säkert att använda på åkermark samtidigt som fortlöpande arbete sker för att förbättra kvaliteten på det till verket inkommande avloppsvattnet (Svenskt vatten, 2011). 1.1.3 Fosfor i avloppsvattnet Fosfor finns i form av ortofosfat (PO4-P), polyfosfat (poly-P) eller organiskt bundet fosfor i det till avloppsreningsverket inkommande avloppsvattnet. Cirka 10 % av fosforn är partikulär och kan avlägsnas i en försedimenteringsbassäng (Metcalf & Eddy, 1991). I den biologiska reningen i ett avloppsreningsverk, designat för att avlägsna BOD och kväve, avlägsnas i normala fall ytterligare 10-30 % av fosforn då bakterier utnyttjar fosfor för cellsyntes och energitransport (Metcalf & Eddy, 1991). Dessutom kan det ske viss fällning med hjälp av metallsalter som finns i avloppsvattnet (Tykesson, 2005). Resterande fosfor måste avlägsnas på annat sätt för att möta utsläppskraven. Kemisk rening Vid kemisk fällning tillsätts ett metallsalt, vanligtvis järn- eller aluminiumsalt, för att bilda större partiklar med den lösta fosforn i avloppsvattnet (Henze et al., 1997). Fosforpartiklarna avlägsnas sedan i en sedimentationsbassäng. Fällningen kan ske före, efter eller simultant med biosteget. Utökad biologisk rening Vid utökad biologisk rening av fosfor, även kallad bio-P, tas löst fosfor i avloppsvattnet upp av speciella fosforackumulerande bakterier för att användas som energireserv (Henze et al., 1997). För att detta ska ske krävs att bakterierna utsätts för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden. Fosforn lämnar därmed avloppsreningsverket via slammet. Hybridrening Ibland räcker det inte att använda sig av enbart bio-P för att avlägsna tillräcklig mängd fosfor för att möta utsläppskraven, varför det kan vara nödvändigt att kombinera bio-P med kemisk fällning. Detta kallas då hybridrening. 3 Inledning Övriga metoder Kemisk fällning och biologisk rening är de vanligaste metoderna för rening av fosfor, men man kan också använda sig av mekaniska metoder som filtrering, ultrafiltrering eller omvänd osmos (Metcalf & Eddy, 1991). 1.1.4 Varför bio-P? Utav ovanstående metoder är kemisk fällning med järn- eller aluminiumsalter den i Sverige idag vanligaste metoden för fosforavskiljning (Borglund & Jönsson, 2003). Det finns dock vissa nackdelar med denna metod. Det största problemet är den ekonomiska och miljömässiga belastning som det innebär att tillsätta kemikalier till reningsprocessen, dels själva produktionen och inhandlingen av kemikalierna men också den inverkan kemikalierna kan ha på miljön efter att de lämnat avloppsreningsverket (Tykesson, 2005). Ett annat problem är den betydande mängd slam som produceras. I en studie gjord av Paul et al. (2001) analyserades fosforavskiljningen i 35 olika avloppsreningsverk i Frankrike med fokus på slamproduktion och kostnad per kg Pinflöde. Samtliga verk hade en fosforavskiljningsgrad på minst 80 % och använde sig av antingen kemisk rening, bio-P-drift eller hybridrening för att rena avloppsvattnet från fosfor. Den extra mängd slam som produceras på grund av fosforavskiljning var vid bio-P-drift 40-70 % lägre än den extra mängd som produceras vid kemisk rening. Kostnaderna som utvärderades i studien begränsades till kostnader för slambehandling och kemikalier. Slutsatsen blev att bio-P-drift är betydligt billigare i drift jämfört med kemisk rening, huvudsakligen beroende på kemikaliekostnaden. Kostnaden för bio-P-drift var som bäst 1/7 av kostnaden för kemisk rening (Paul et al., 2001). Inte enbart mängden slam påverkas av vilken typ av fosforavskiljning som används utan även slammets förmåga att sedimentera. Detta är en viktig faktor när det gäller fosforavskiljning då slammet är väldigt fosforrikt varpå konsekvensen om sedimenteringen inte fungerar tillräckligt bra är att fosforhalten i utflödet blir för hög. I en studie av fosforavskiljningen på Öresundsverket i Helsingborg konstaterades att det utspädda slamvolymindexet (DSVI) var både lägre och mer stabilt vid bio-P-drift jämfört med simultanfällning, se Figur 1.3. I samma studie visade det sig även att risken för slamflykt vid ökade flöden var mindre vid bio-P-drift än vid kemisk rening (Jönsson et al., 1996). En annan slamegenskap som tycks bero på reningsprocessen är avvattningen. Kemslam har visat sig vara svårare att avvattna än biologiskt slam, vilket skulle kunna innebära en ekonomisk fördel för bio-P-drift (Lees et al., 2001). Figur 1.3. Diagram för DSVI under 1993 och 1994 på Öresundsverket för en linje med bio-Pdrift och en referenslinje med simultanfällning (Jönsson et al., 1996). 4 Inledning Ytterligare ett incitament för övergång från kemisk till biologisk fosforavskiljning är möjligheten till återvinning av fosfor ur det biologiska slammet, något som troligtvis kommer att bli väldigt viktigt för att uppnå ett hållbart samhälle. I en rapport av Jansen et al. (2009) konstateras att höga halter av fällningskemikalier i slammet försvårar möjligheterna till fosforåtervinning. Det finns naturligtvis även nackdelar med bio-P. Ett av de större problemen är att processen är betydligt mer känslig vilket gör den mer instabil än den kemiska reningen, mycket beroende på bristande kunskap och erfarenhet (Tykesson, 2005). Ett annat problem med bio-P är att det kan uppstå fosforsläpp under den anaeroba slambehandlingen. Om fosforn inte binds till slammet under slambehandlingen finns risk att stora mängder fosfor förs tillbaka till avloppsreningsverket med rejektvattnet. Bio-P-drift används oftast i avloppsreningsverk med aktivslamsystem och är svårt att kombinera med system med biobäddar. Detta beror dels på att för att kunna ackumulera de fosforupptagande bakterierna måste de utsättas för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden vilket är svårt i ett system där bakterierna växer i en fast biobädd (Bei & Tengrui, 2008). I och med de strikta fosforkraven krävs oftast kemisk fällning som ett komplement till den biologiska reningen (Tykesson, 2005). Sker fällningen före eller simultant med den biologiska reningen kan fosforbrist för bakterierna uppstå varpå bio-P-processen hämmas (Seviour et al., 2003). Det finns alltså både för- och nackdelar med bio-P-drift men intresset för biologisk fosforavskiljning i Sverige är mycket stort vilket ändå tyder på att många anser att fördelarna överväger nackdelarna (Jansen et al., 2009). Tabell 1.1 sammanfattar de för- och nackdelar med bio-P som finns idag. Tabell 1.1. Fördelar och nackdelar med bio-P-drift. Fördelar Nackdelar Mindre slamproduktion innebär lägre kostnader för slambehandling. Lite kunskap och erfarenhet finns. Ingen tillsats av metallsalter innebär både ekonomisk och miljömässig förbättring. Recirkulation av fosfor från slambehandlingen om fosforn inte binds till slammet. Mindre risk för ökade utflödeskoncentrationer vid varierande flöden. Väldigt svårt att implementera i ett biobäddssystem. Enklare avvattning av slammet. Kompletterande kemisk fosforavskiljning oftast nödvändig som säkerhetsåtgärd. Bättre förutsättningar för återvinning av fosfor. 5 Inledning 1.2 Syfte med studien Syftet med denna studie var att göra en utvärdering av Torekovs avloppsreningsverk med fokus på biologisk fosforavskiljning. Avloppsreningsverket är byggt med bio-P-konfiguration men idag sker fosforavskiljningen med hjälp av kemisk fällning. Möjligheten att övergå till bio-P-drift undersöktes samt vilka åtgärder som eventuellt skulle krävas. Syftet var också att i viss mån optimera driften på verket främst med hjälp av modellering. De frågeställningar som låg som grund till arbetet är: Sker det någon biologisk fosforavskiljning idag? Går det att driva Torekovs avloppsreningsverk med bio-P-drift? Om det går att driva med bio-P, vilka förändringar krävs? Om det inte går att driva anläggningen med bio-P, hur optimeras driften? 1.3 Litteratursökning Litteratursökningen till bakgrunden och teoridelen genomfördes i databasen LibHub på relevanta nyckelord. Utöver artiklar funna i databasen har mycket information hämtats från Eva Tykessons avhandling Enhanced biological phosphorus removal och böckerna Wastewater Treatment av Henze et al., 1997 och Wastewater Engineering av Metcalf & Eddy, 1991. 6 Bio-P-drift 2 Bio-P-drift Bio-P upptäcktes av en slump för mer än 50 år sedan i ett försök med risplantor i den aeroba bassängen i en aktivslamanläggning. Man upptäckte att plantorna led av fosforbrist trots en hög fosforhalt i inflödet (Srinath et al., 1959). Principen för bio-P-driften går enkelt förklarat ut på att man ”stressar” bakterierna i den biologiska reningsfasen att ta upp mer fosfor än vad som krävs för den normala celltillväxten (Metcalf & Eddy, 1991). Detta kan man åstadkomma genom att utsätta dem för en anaerob miljö följd av en aerob eller anox miljö (Tykesson, 2005). Nedan följer en beskrivning av biokemin bakom bio-P-processen, vikten av en kombinerad kväveavskiljning samt olika förutsättningar för en fungerande bio-P-drift. 2.1 Biokemin i ett bio-P-system Bakterierna som tar upp fosfor kallas PAO (poly-P-ackumulerande organismer). Vissa av bakterierna har man kunnat identifiera, medan andra fortfarande är okända (Tykesson, 2005). I den anaeroba bassängen tar PAO upp flyktiga fettsyror (VFA) och lagrar det som PHA (poly-β-hydroxyalkanoater) (Seviour et al., 2003). Den kemiska kompositionen av PHA beror på vilken typ av VFA som tagits upp. Vid exempelvis upptag av acetat bildas poly-βhydroxybutyrat (PHB) och vid upptag av propionat bildas poly-β-hydroxyvalerat (PHV) (Seviour et al., 2003). I ett avloppsreningsverks biomassa kan man vanligtvis hitta en blandning av olika PHA. Flera empiriska modeller har gjorts för att försöka förklara de kemiska processer som sker i PAO under bio-P-drift. Modellerna baseras på försök med en okänd sammansättning mikroorganismer där acetat använts som kolkälla. Resultaten reflekterar alltså beteendet hos en grupp okända mikroorganismer och är därför omöjlig att använda på en enskild population, men man antar ändå i modellerna att alla PAO har samma metaboliska förhållanden (Seviour et al., 2003). Alla modeller kan dock konstatera att vid en lyckad bio-P-drift skaffar sig PAO en konkurrensfördel över andra bakteriepopulationer genom sin förmåga att syntetisera PHA under anaeroba förhållanden (Seviour et al., 2003). 2.1.1 Anaerob bassäng I den anaeroba bassängen syntetiserar PAO PHA. För att kunna genomföra denna process använder PAO poly-P, som finns lagrat i cellen, som energikälla. Poly-P bryts då ned och ortofosfat frigörs till den omgivande bulkvätskan (Seviour et al., 2003). Det finns två olika teorier om varifrån processen får sin reducerande kraft; från citronsyracykeln, den så kallade Comeau/Wenzel-modellen, eller genom nedbrytning av glykogen, den så kallade Minomodellen (Tykesson, 2005). Mino-modellen har fått större genomslagskraft, men det har också kommit teorier om att även citronsyracykeln bidrar när nedbrytningen av glykogen inte räcker till (Seviour et al., 2003). Nedbrytning av glykogen bidrar också med mer energi till syntetiseringen av PHA, utöver energin från polyfosfatnedbrytningen (Tykesson, 2005). Det finns en teori om att tillgången på glykogen och inte mängden poly-P i cellerna kan vara den begränsande faktorn, för hur mycket VFA som cellerna kan tillgodogöra sig (Seviour et al., 2003). Figur 2.1 illustrerar de biokemiska processer som sker i PAO under anaeroba förhållanden, enligt Mino-modellen. 7 Bio-P-drift glykogen Poly-P PHA energi kol VFA PO43- Figur 2.1. Processer i PAO under anaeroba förhållanden, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). 2.1.2 Aerob bassäng I den aeroba bassängen använder sig PAO av sitt lager av PHA som kol- och energikälla för tillväxt och för att åter syntetisera poly-P av ortofosfat från den omgivande bulkvätskan (Tykesson, 2005). PAO som har syntetiserat PHA i den anaeroba bassängen skaffar sig därmed en konkurrensfördel vid brist på extern kolkälla i det inkommande avloppsvattnet (Seviour et al., 2003). I den aeroba bassängen syntetiserar PAO-cellerna dessutom nytt glykogen, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). Är tillgången till PHA i cellen begränsad i den aeroba bassängen kan PAO istället oxidera glykogen för att skapa energi. Studier visar dock att det då inte sker något fosfatupptag (Brdjanovic et al., 1998). Utan fosfatupptag återbildas inget poly-P vilket i sin tur leder till att mindre PHA bildas och mindre fosfat tas upp i nästa cykel. Figur 2.2 nedan illustrerar de biokemiska processer som sker i PAO under aeroba förhållanden, enligt Mino-modellen. glykogen O2 / NO3- kol & Poly-P PHA CO2 energi PO43- Figur 2.2. Processer i PAO under aeroba förhållanden, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). 8 Bio-P-drift Anox bassäng Även i en anox bassäng sker en liknande process som i en aerob bassäng. Detta innebär att vissa PAO kan använda sig av båda syre och nitrat som elektronacceptor (Tykesson, 2005). PAO som använder sig av nitrat kallas denitrifierande PAO (DPAO) eftersom de samtidigt reducerar nitrat (Monclús et al., 2010). Att gynna DPAO har tre stora fördelar; dels att behovet av kolkälla minskar då DPAO använder PHA både för att ta upp fosfor och för att reducera nitrat till kvävgas, dels att mindre syre krävs i den aeroba bassängen då mindre fosforupptag sker där och dels att mindre mängd slam bildas då färre organismer utför fosforoch kväveavskiljningen (Kuba et al., 1997). I studien gjord av Monclús et al. (2010) vid en pilotanläggning för bio-P fann man att DPAO stod för 18 % respektive 33 % av den totala denitrifikationen, efter drift under 75 respektive 100 dagar. 2.1.3 Den övergripande processen Effekten av att utsätta PAO för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden blir ett nettoupptag av fosfor då mer fosfor tas upp av PAO än vad som släpps (Brdjanovic et al., 1998), se Figur 2.3. Fosforavskiljningen sker i och med att fosfor förs ut ur systemet via överskottsslammet (Aspegren, 1995). Figur 2.3. Koncentrationen av olika ämnen i bulkvätska respektive PAO-celler vid anaeroba respektive aeroba förhållanden. Publicerad med vänlig tillåtelse av Dr. Adam Muszynski, Division of Biology, Faculty of Environmental Engineering, Warsaw University of Technology, Polen. 9 Bio-P-drift 2.2 Kväveavskiljning Precis som fosfor kan kväve renas biologiskt och för att få ett väl fungerande avloppsreningsverk med såväl biologisk kväve- som fosforavskiljning är det viktigt att se till att processerna fungerar bra tillsammans. Kväve finns i inkommande avloppsvatten i form av organiskt kväve, ammonium, nitrat och nitrit (Metcalf & Eddy, 1991). Kväveavskiljningen på ett avloppsreningsverk består dels av att bakterier tillgodogör sig kväve för cellsyntes, samt av omvandling av ammonium till kvävgas genom de två processerna nitrifikation och denitrifikation (Metcalf & Eddy, 1991). 2.2.1 Nitrifikation Den första processen kallas nitrifikation och där oxideras ammonium till nitrat. Processen sker i två delsteg, först oxideras ammonium till nitrit av Nitrosomonas och sedan oxideras nitrit vidare till nitrat av Nitrobacter (Henze et al., 1997). De nitrifierande bakterierna är autotrofer och använder sig därmed av koldioxid som kolkälla (Henze et al., 1997). NH4+ + 2/3 O2 NO2- + H2O + H+ NO2- + 1/2 O2 NO3Det är det första steget, oxidering av ammonium, som är det begränsande steget för processen. Det innebär att halten nitrit vanligtvis är mycket låg, utom vid icke stationära förhållanden som vid exempelvis uppstart, varierande belastning och utspolning (Henze et al., 1997). Enligt Metcalf & Eddy (1991) behövs en syrekoncentration på minst 1 mg/l för att undvika att syre blir den begränsande faktorn i processen. Droste (1997) hävdar istället att det behövs minst en syrekoncentration på 0,5 mg/l för att nitrifikationen ska fungera, men att koncentrationer under 2,5 mg/l kan innebära att syrehalten begränsar processen. 2.2.2 Denitrifikation Processen där nitrat omvandlas till kvävgas kallas denitrifikation och sker under anoxa förhållanden, där nitrat används som elektronacceptor. Många av de denitrifierande bakterierna använder sig av syre som elektronacceptor då det finns tillgängligt och det är därför viktigt att det inte finns något syre i den bassäng som används för denitrifikation (Henze et al., 1997). De denitrifierande bakterierna är heterotrofer och använder sig av organiskt material som kolkälla. Denitrifikationen sker stegvis enligt formeln nedan (Henze et al., 1997). NO3- NO2- NO(g) N2O(g) N2(g) De sista tre produkterna är i gasform (g) och kan därför lämna avloppsreningsverket till atmosfären. 2.2.3 Aktivslamanläggningar med kväveavskiljning Det finns två alternativ till biologisk kväveavskiljning i en aktivslamanläggning; efterdenitrifikation och fördenitrifikation. Efterdenitrifikation Vid efterdenitrifikation designas anläggningen enligt Figur 2.4, där denitrifikationsbassängen (anox) följer efter nitrifikationsbassängen (aerob). Ett problem som kan uppstå i efter10 Bio-P-drift denitrifikationsanläggningar är att den lättillgängliga kolkällan hinner förbrukas i den aeroba bassängen genom den koloxidering som också sker där, vilket leder till brist på kolkälla för de denitrifierande bakterierna. Ett sätt att lösa detta problem är att tillsätta en kolkälla, extern (exempelvis metanol, etanol eller acetat) eller intern (exempelvis inkommande vatten eller hydrolysat), i direkt anslutning till denitrifikationsbassängen (Henze et al., 1997). kolkälla sedimentation inflöde utflöde aerob bassäng anox bassäng överskottsslam returslam Figur 2.4. Flödesschema för efterdenitrifikation med tillsats av kolkälla (Henze et al., 1997). Fördenitrifikation Vid fördenitrifikation är som namnet antyder denitrifikationsbassängen placerad före nitrifikationsbassängen, se Figur 2.5. Här kan den lättillgängliga kolkällan i inkommande vatten direkt användas för denitrifikationen. Efter nitrifikationsbassängen är det nödvändigt med en intern recirkulation för att nitratet som bildats vid nitrifikationen ska kunna denitrifieras i den första denitrifierande bassängen (Henze et al., 1997). internrecirkulation sedimentation inflöde utflöde anox bassäng aerob bassäng överskottsslam returslam Figur 2.5. Flödesschema för fördenitrifikation (Henze et al., 1997). 2.2.4 Kväveavskiljning i kombination med biologisk fosforavskiljning För att kunna kombinera biologisk kväve- och fosforavskiljning krävs därför att anaeroba, anoxa såväl som aeroba förhållanden finns på avloppsreningsverket. Ett problem som kan uppstå är brist på kolkälla då både de denitrifierande bakterierna såväl som PAO är beroende av lättillgängligt organiskt material. 2.3 Förutsättningar för bio-P När bio-P fungerar optimalt är det ett bra och billigt alternativ till kemisk fällning, men under vissa förhållanden kan systemet stöta på problem och fungerar då sämre (Lopez-Vazquez et al., 2009). Förutsättningarna för en väl fungerande bio-P-process diskuteras nedan. 11 Bio-P-drift 2.3.1 VFA Eftersom VFA är kolkällan som PAO tillgodogör sig i den anaeroba bassängen vid bio-P-drift är tillgången på VFA i det inkommande avloppsvattnet avgörande för en fungerande drift. Normalt ligger halten VFA runt 2-10 % av det totala COD-innehållet i primärsedimenterat avloppsvatten, och då vanligtvis i form av acetat (Henze et al., 1995). Men ytterligare 10-20 % (Henze et al., 1995) av COD-innehållet är lättfermenterande material och kan omvandlas till VFA i den anaeroba bassängen av fermenterande bakterier. Den totala mängd VFA som finns i det inkommande vattnet och den mängd som kan omvandlas till VFA utgör den så kallade VFA-potentialen (Lie & Welander, 1997). VFA-potentialen mäts i ett enkelt laboratorieförsök där det under anaeroba förhållanden sker spontan fermentering av det obehandlade avloppsvattnet tills det att inget mer fermenterbart material finns kvar. Därefter analyseras halten VFA som bildats (Lie & Welander, 1997). Tidiga studier visade att det krävs minst 20 mg CODVFA för att kunna avlägsna 1 mg fosfor (Abu-ghararah & Randall, 1991). I en senare utvärdering av bio-P-driften på Öresundsverket visade det sig dock räcka med 14 mg CODVFA per mg fosfor (Jönsson et al., 1996). Om halten VFA i det inkommande vattnet är låg kan den ökas genom framtvingad hydrolys och fermentering (Tykesson, 2005). Hydrolys kan göras antingen av slammet från försedimenteringsbassängen eller av returslammet. Mer om hydrolys finns att läsa i kapitel 2.6. 2.3.2 Anaeroba / aeroba förhållanden Att bibehålla de anaeroba och aeroba förhållandena är viktigt för att PAO ska skaffa sig fördelar gentemot andra organismer (Henze et al., 1997). Om syre eller nitrat finns tillgängligt i den anaeroba bassängen minskas mängden VFA tillgängligt för PAO eftersom denitrifierarna och koloxiderarna då kan förbruka VFA. Samtidigt hämmas produktionen av VFA via fermentering, då endast fermentering i strikt anaerob miljö möjliggör produktion av VFA utan vidare nedbrytning (Jönsson et al., 1996). Nitrat eller syre i den anaeroba bassängen leder dessutom till att PAO tar upp fosfor istället för att släppa vilket totalt sett leder till ett mindre fosforupptag (Tykesson, 2005). Överluftning Överluftning kan uppstå vid bristande kontroll av luftningen i den aeroba bassängen under perioder med låg COD-halt i inflödet (Brdjanovic et al., 1998). Resultatet av överluftning har visat sig vara att glykogen oxideras istället för att bildas vilket leder till en brist på glykogen i den anaeroba bassängen. Eftersom glykogen behövs för att bilda PHA innebär detta att mindre PHA bildas i cellen, vilket i sin tur leder till att mindre fosfor kan tas upp i den aeroba bassängen (Stephens & Stensel, 1998). För att kunna komma till rätta med detta problem föreslås en mer flexibel och kontrollerad luftning i den aeroba bassängen, särskilt i perioder med låg COD-halt i inflödet. Genom att minska luftningen kontrolleras även nitrifieringen och därmed nitrat- och syrehalten i internrecirkulationen och returslammet (Brdjanovic et al., 1998). 2.3.3 pH Ett högre pH i den anaeroba bassängen gynnar fosforsläppet, vid försök mellan pH 5,5 till 8,5 påvisades ett stigande fosforsläpp (Tykesson, 2005). Ett för högt pH-värde i den anoxa bassängen är dock inte alltid önskvärt då det påverkar denitrifikationen negativt som fungerar optimalt vid pH 6,5 – 7,5 (Metcalf & Eddy, 1991). Nitrifikationen å andra sidan gynnas av ett högre pH (Tykesson, 2005). Att styra pH i ett avloppsreningsverk är dock inte en rimlig 12 Bio-P-drift åtgärd. Den mängden syra eller bas som skulle krävas är allt för stor och skulle innebära väldigt stora kostnader. 2.3.4 Temperatur Temperaturberoendet är en väldigt komplex fråga eftersom många olika bakterier och processer i ett avloppsreningsverk med kombinerad kväve- och fosforavskiljning påverkas av temperaturen, exempelvis nitrifikationen och VFA-produktionen (Tykesson, 2005). Nitrifikationen som sker i den aeroba bassängen är känslig för låga temperaturer, vilket leder till att mindre ammonium oxideras och därmed bildas mindre nitrat. Detta är negativt för kväveavskiljningen, men kan verka positivt för fosforavskiljningen då mängden nitrat som kan återföras till den anaeroba bassängen minimeras (Tykesson, 2005). I bio-P-processen är de anaeroba processerna känsligare för temperaturförändringar än de aeroba (Tykesson, 2005). Liksom med pH är det dock generellt inte rimligt att styra temperaturen i bassängerna men det kan vara viktigt att känna till de lokala förutsättningarna vid dimensionering av ett avloppsreningsverk. 2.3.5 Konkurrens med GAO Det är inte bara PAO som kan ta upp VFA vid anaeroba förhållanden, utan även så kallade glykogenackumulerande organismer (GAO). Då GAO inte tar upp något fosfor anses de vara konkurrenter till PAO (Tykesson, 2005), studier som gjorts har kunnat koppla samman driftproblem med bio-P med närvaro av GAO (Lopez-Vazquez et al., 2009). I en studie gjord av Lopez-Vazquez et al. (2009) undersöktes förhållandet mellan PAO och GAO vid olika pH, temperatur och sammansättning av kolkälla. Resultatet av studien går att finna i Figur 2.6. Figur 2.6. Resultatet från studien av Lopez-Vazquez et al. (2009). Figuren visar fördelningen av PAO och GAO (Competibacter och Alphaproteobacteria), vid olika temperaturer, pH samt sammansättning av kolkälla. Som kolkälla användes acetat (HAc) och propionat (HPr). De svarta respektive vita fälten indikerar dominans (minst 60 % av den totala bakteriepopulationen) och de grå fälten indikerar att där inte fanns någon dominant bakterie utan de två med högst fraktion ansågs samexistera. Vid lägre temperaturer har PAO större dominanskraft vilket därmed är positivt för bio-Pdriften. Med tanke på Sveriges avloppsvattens generellt låga medeltemperatur är risken för PAO att utkonkurreras på grund av för hög temperatur osannolik. Sammansättningen på VFA 13 Bio-P-drift i inkommande avloppsvatten består av en blandning av acetat och propionat vilket också gynnar PAO. Detta innebär att enligt studien av Lopez-Vazquez et al. (2009) så bör inte pH påverka PAOs konkurrenskraft gentemot GAO i svenska avloppsreningsverk. Det finns dock andra studier som säger att konkurrensen mellan PAO och GAO påverkas av varierande pH. Enligt en studie av Filipe et al. (2001) kan GAO ta upp acetat snabbare än PAO vid pH lägre än 7,25. Även i den aeroba fasen är det fördelaktigt med högre pH då PAOs fosforupptag och nedbrytning av PHA kraftigt försämras av lägre pH (Tykesson, 2005). Dock är det så att om fosforavskiljningen ska kombineras med kvävereduktion så bör pH inte vara för högt, se kapitel 2.3.3. Samma motsättning finns vad gäller temperatur där en lägre temperatur ger långsammare hastighet för de biokemiska reaktionerna och gynnar PAO i konkurrensen med GAO men hämmar kvävereduktionen (Erdal et al., 2003). Flera studier har visat att förhållandet mellan COD och fosfor i inflödet påverkar konkurrensen mellan PAO och GAO. En hög COD:P kvot (>50 mg COD/mg P) leder oftast till en dominans av GAO medan en låg COD:P kvot (10-20 mg COD/mg P) gynnar PAO (Oehmen et al., 2007). Samtidigt är det viktigt att det finns en tillräcklig mängd VFA för att uppnå en fungerande fosforavskiljning. 2.3.6 Motjoner Fosforsläppet och fosforupptaget sker simultant med släpp och upptag av en ekvivalent mängd motjoner. Motjonerna är positiva kalium- och magnesiumjoner som släpps/tas upp för att utjämna elektronegativiteten mot de negativa ortofosfatjonerna (Schönborn et al., 2001; Tykesson, 2005). Det har visat sig att brist på kalium och magnesium är negativt för bio-P-processen varför det är viktigt att mäta och kontrollera även dessa (Tykesson, 2005). Tykesson (2005) uppmätte för Öresundsverket 0,28 - 0,33 mol K/mol P respektive 0,27 - 0,32 mol Mg/mol P med acetat som kolkälla. Poly-P-formationerna i PAO har visat sig innehålla magnesium och kalium så väl som kalcium (Schönborn et al., 2001). Det har diskuterats i olika studier huruvida kalciumjoner fungerar som motjoner och påverkar bio-P-driften. Vissa hävdar att de är oviktiga medan andra hävdar att kalcium spelar en betydande roll och bör tas i beaktande om en anläggning inte fungerar tillfredsställande (Tykesson, 2005). 2.3.7 Kemisk fällning som komplement För att nå strikta krav på fosforutsläpp krävs oftast kemisk rening som ett komplement till bio-P. Studier visar dock att både järnsalt och aluminiumsalt kan hindra den biologiska fosforavskiljningen genom att minska mängden fosfor tillgänglig för PAO och på så sätt gynna GAO (Tykesson et al., 2003; Liu et al., 2011). Det finns två olika metoder att separera den biologiska och kemiska processen; förfällning och efterfällning. Nackdelen med förfällning är dock att det är betydligt svårare att beräkna hur mycket kemikalier som bör tillsättas (Tykesson, 2005). Om det inte är tekniskt möjligt att separera processerna bör tillsatsen ske periodvis för att undvika ackumulering av fällningskemikalier i slammet och minska doserad kemikaliemängd (Liu et al., 2011). 2.3.8 Sekundärt fosforsläpp Sekundärt fosforsläpp innebär att PAO släpper fosfor utan att ta upp något VFA. Om PAO inte tar upp något VFA kan de heller inte ta upp någon fosfor i den aeroba bassängen (Magro et al., 2005). Detta kan uppstå om uppehållstiden i den anaeroba bassängen är för lång och vid anaerob slambehandling. 14 Bio-P-drift Uppehållstid i den anaeroba bassängen En studie gjordes i USA där det planerades att införa bio-P-drift på ett avloppsreningsverk med begränsad anaerob volym. Undersökningar gjordes där den hydrauliska uppehållstiden i den anaeroba bassängen minskades från 1,5 till 1,08 timmar med resultatet att bio-Pprocessen fungerade bättre. Detta förklarades av den omfattande nedbrytning av organiskt material till VFA som skett redan innan avloppsvattnet nått den anaeroba bassängen (Magro et al., 2005). Är det inkommande vattnet redan fermenterat och därmed VFA-rikt så tar PAO upp denna kolkälla relativt snabbt varpå de under den resterande uppehållstiden ägnar sig åt sekundärt fosforsläpp. Det finns även andra studier som visar att en längre uppehållstid i den anaeroba bassängen leder till sämre fosforavskiljning på grund av sekundärt fosforsläpp (Stephens & Stensel, 1998). Om det inkommande vattnet däremot innehåller låga halter VFA kan en längre uppehållstid i den anaeroba bassängen krävas för att tillräcklig fermentering ska kunna ske (Magro et al., 2005). Slambehandling Under bio-P-processen har fosfor gått från att vara löst i vattnet till att vara bundet i slammet och det är viktigt att se till att fosforn lämnar biosteget via överskottsslammet. Sekundärt fosforsläpp kan uppkomma i exempelvis slambehandling i rötkammare. Det finns då risk för att fosfor återförs till inflödet på avloppsreningsverket genom rötkammarens rejektvatten. Upp till 2/3 av fosforn bundet till det biologiska slammet kan komma att recirkuleras och det är därför viktigt att man vid implementering av en bio-P-anläggning också utvärderar slambehandlingen (Aspegren, 1995). Vid hybridrening löses det här problemet oftast i och med att slammet innehåller metallsalter som kan binda den fosfor som eventuellt släpps i slambehandlingen. På Öresundsverket där man övergått till enbart biologisk fosforavskiljning har det visat sig att fosforn binds i form av struvit och kalciumfosfat och att endast 25 % av fosforn recirkuleras tillbaka in i verket. Det kan uppstå problem i recirkulationsledningarna på grund av denna fällning men det kan räcka att spola ledningarna ett par gånger per år för att undvika dessa problem (Jönsson et al., 2007). 2.4 Optimering Då bio-P-drift oftast kombineras med kvävereduktion är det vissa aspekter som man bör titta lite extra på för att få en så optimal bio-P-drift som möjligt: Undvika nitrat och syre i inloppet och i recirkulationen till den anaeroba bassängen. Undvika sekundärt fosforsläpp i den anaeroba bassängen genom att inte ha för långa uppehållstider. Säkerställa tillräcklig mängd VFA i den anaeroba bassängen. Minimera recirkulation av fosfor från slambehandlingen. 2.5 Processer för bio-P-drift Det finns olika system att använda sig av när man designar en bio-P-anläggning. Nedan följer några olika exempel. 2.5.1 A/O A/O är den enklaste processen med endast två bassänger; en anaerob följd av en aerob. Resultatet blir koloxidering och fosforavskiljning. Returslam från sedimenteringen efter den aeroba bassängen återförs till inflödet till den anaeroba bassängen. Nitrifikation kan erhållas vid tillräcklig uppehållstid i den aeroba bassängen men skulle kunna påverka fosforavskiljningen negativt då höga halter nitrat i sedimentationsbassängen kan leda till nitrat 15 Bio-P-drift i returslammet (Metcalf & Eddy, 1991). Någon denitrifikation sker inte då det inte finns någon anox bassäng. Flödesschemat för A/O-processen illustreras i Figur 2.7. Sedimentation inflöde utflöde anaerob bassäng aerob bassäng returslam överskottsslam Figur 2.7. Flödesschema för A/O-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.2 A2/O Till skillnad från A/O-processen har A2/O även en anox bassäng för fördenitrifikation, se Figur 2.8. Nitrat tillförs den anoxa bassängen via internrecirkulationen från den aeroba bassängen (Metcalf & Eddy, 1991). I och med att där även sker denitrifikation minskar mängden nitrat som följer med returslammet till den anaeroba bassängen. internrecirkulation sedimentation inflöde utflöde anaerob bassäng anox bassäng aerob bassäng överskottsslam returslam Figur 2.8. Flödesschema för A2/O-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.3 UCT UCT-processen (University of Cape Town) påminner om A2/O-processen med skillnaderna att returslammet återförs till den anoxa bassängen istället för till den anaeroba samt att det förutom internrecirkulationen från den aeroba bassängen till den anoxa bassängen också finns ett återflöde från den anoxa bassängen till den anaeroba, se Figur 2.9. Genom att tillföra returslammet till den anoxa bassängen istället för till den anaeroba minimeras risken att tillföra nitrat och syre till den anaeroba bassängen (Metcalf & Eddy, 1991). Återflödet från den anoxa till den anaeroba bassängen möjliggör cirkulation av PAO mellan anaeroba och aeroba förhållanden, något som krävs för att uppnå optimal bio-P (Henze et al., 1997). Det är viktigt att denitrifikationen i den anoxa bassängen är fullständig för att undvika återrecirkulation av nitrat till den anaeroba bassängen. Pluggflöde istället för en totalomblandad anox bassäng kan därmed vara en fördel (Kuba et al., 1997). 16 Bio-P-drift internrecirkulation återflöde sedimentation inflöde utflöde anaerob bassäng anox bassäng aerob bassäng returslam överskottsslam Figur 2.9. Flödesschema för UCT-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.4 PhoStrip PhoStrip är en process där man behandlar en del av returslammet från den biologiska reningsprocessen i ett sidoflöde. Slammet utsätts för en anaerob miljö i en så kallad ”stripper” där PAO släpper ut fosfor till den omgivande bulkvätskan (Metcalf & Eddy, 1991). Den fosforrika supernatanten separeras från slammet och behandlas med kalk för att fälla ut fosforn i en sedimentationsbassäng (Metcalf & Eddy, 1991). Slammet från strippern och supernatanten efter sedimenteringen återförs sedan till det resterande returslammet. Ett flödesschema över PhoStrip-processen finns i Figur 2.10 nedan. sedimentation inflöde utflöde aktivslambehandling direkt returslam fosforstrippat returslam överskottsslam anaerob stripper fosforrik supernatant supernatantretur Kemisk fällning & sedimentation kalk kemiskt överskottsslam Figur 2.10. Flödesschema för PhoStrip-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.5 SBR SBR (Sequencing Batch Reactor) är en process som kan var lämplig vid mindre flöden till avloppsreningsverket. I en SBR utförs de olika stegen i den biologiska reningen i en och samma tank istället för i separata. Processen avslutas med sedimentering och tömning av vätske- respektive slamfasen. För att uppnå koloxidation, kvävereduktion samt fosforavskiljning används ofta den sekvens som visas i Figur 2.11. I den anaeroba fasen sker 17 Bio-P-drift fosforsläpp, i den aeroba koloxidation, nitrifikation och fosforupptag och i den anoxa denitrifikation. Under den aeroba fasen förbrukas all lättillgänglig kolkälla, vilket medför att kolhalten är mycket låg när processen går in i den anoxa fasen. Det är därför nödvändigt att tillsätta en extern kolkälla i den anoxa fasen för att gynna denitrifikationen (Metcalf & Eddy, 1991). kolkälla inflöde utflöde påfyllning anaerob fas anox fas sedimentering tömning aerob fas Figur 2.11. Flödesschema för SBR med fosforavskiljning (Metcalf & Eddy, 1991). 2.6 Hydrolys Anaerob nedbrytning av organiskt material sker enligt fyra delprocesser; hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning, se Figur 2.12. ORGANISKT MATERIAL Proteiner Kolhydrater Fetter HYDROLYS LÖSLIGA ORG. FÖRENINGAR Aminosyror Sockerarter Fettsyror SYRABILDNING ALKOHOLER & FLYKTIGA FETTSYROR (VFA) ÄTTIKSYRABILDNING Vätgas Koldioxid Ättiksyra METANBILDNING Metan Koldioxid Figur 2.12. Anaerob nedbrytning av organiskt material (Norlander, 2008). 18 Bio-P-drift Slutprodukterna, metan och koldioxid, kallas också biogas och är den önskvärda produkten vid anaerob nedbrytning i en rötkammare. Efter de två första processerna, hydrolys och syrabildning, bildas bland annat VFA. Dessa processer kan uppstå spontant under anaeroba förhållanden vid ett avloppsreningsverk, men kan också framtvingas för att höja VFA-halten i inflödet till den anaeroba bassängen vid bio-P-drift. För att förhindra att nedbrytningen går vidare med metanbildning krävs att uppehållstiden hålls kortare än i en rötkammare. Den första delprocessen av dessa två, hydrolysen, är den hastighetsbegränsande processen vid VFA-bildning och har därför blivit processen man har fokuserat på. Därför kallas nu vanligtvis hydrolysen och syrabildningen tillsammans för enbart hydrolys inom VA-teknikbranschen (Norlander, 2008). För enkelhetens skull kommer även denna rapport fortsättningsvis att använda hydrolys som samlingsnamnet för de VFA-producerande processerna. Det finns olika alternativ för var i processen hydrolys kan ske och vilken metod som är bäst lämpad beror på de lokala förhållandena på verket (Tykesson, 2005). Det är främst tre olika metoder för hydrolys som används för VFA-produktion för bio-P: längre uppehållstid i den anaeroba bassängen, primärslamhydrolys och returslamhydrolys. 2.6.1 Längre uppehållstid i den anaeroba bassängen Ett alternativ är att genom en längre uppehållstid i den anaeroba fasen i en aktivslambehandling möjliggöra hydrolys och VFA-produktion, som då sker simultant med fosforsläppet (Tykesson, 2005). Detta gäller dock endast fall med låga VFA-halter i det inkommande vattnet, i annat fall kan det leda till sekundärt fosforsläpp, se kapitel 2.3.8. 2.6.2 Primärslamhydrolys Ett annat alternativ är att använda försedimenteringsbassängen för hydrolys. Istället för att pumpa ut slammet direkt när det nått slamfickan byggs ett slamtäcke upp där slammet börjar brytas ned. Delar av slammet cirkuleras sedan tillbaka upp till ytan av sedimentationsbassängen så att de VFA som producerats och som nu är vattenlösliga kan ”tvättas” ur och gå vidare till det anaeroba biosteget (Tykesson, 2005). Vid Öresundsverket i Helsingborg introducerades denna metod 1993 när det upptäcktes att halten VFA var för låg, och har fungerat bra för att höja VFA-halten i den anaeroba bassängen (Tykesson et al., 2005). I Figur 2.13 illustreras den metod för primärslamhydrolys som används på Öresundsverket (Jönsson et al., 1996). 19 Bio-P-drift Figur 2.13. Exempel på design av primärslamhydrolys (Jönsson et al., 1996). För att primärslamhydrolys ska fungera tillfredsställande krävs att bassängen är tillräckligt djup för att förhindra slamflykt från bassängen vidare till den anaeroba bassängen. Anledningarna till risken för slamflykt är den ökade slamnivån i och med att det krävs en förhöjd slamålder för att skapa hydrolys samt den ökade partikelbelastning som slamrecirkulationen innebär (Christensson et al., 1998). För att få en bättre hydrolys och en mer kontrollerad VFA-produktion vore det bättre att utföra hydrolysen i en separat bassäng, där man också kan kontrollera pH, temperatur och slamålder för att uppnå optimala förhållanden (Christensson et al., 1998). Huruvida det är lönsamt att bygga en separat bassäng är dock en kostnadsfråga. 2.6.3 Returslamhydrolys Ett tredje alternativ är hydrolys av returslam där man låter allt eller en del av returslammet passera en anaerob tank innan det förs tillbaka till biosteget (Tykesson, 2005), se Figur 2.14. En stor fördel med denna metod är det faktum att man kan ta till vara på all producerad VFA då hela slammängden förs tillbaka in i processen till skillnad från primärslamhydrolys där hydrolysatet separeras i försedimentationsbassängen och delar av den producerade VFA följer med primärslammet till slambehandlingen (Jönsson & Jansen, 2006). Dessutom har det visat sig effektivare att använda sig av returslamhydrolys än primärslamhydrolys med tanke på mängden VFA som kan produceras (Jönsson & Jansen, 2006). En nackdel som dock bör nämnas är det faktum att en extra bassäng avsedd för hydrolys måste finnas vilket kan innebära extra drifts- och investeringskostnader. 20 Bio-P-drift a) Aktivslambehandling Hydrolys b) Aktivslambehandling Hydrolys Figur 2.14. Två olika alternativ för returslamhydrolys där allt (a) respektive delar av (b) returslammet hydrolyseras i en separat tank (Jönsson & Jansen, 2006). Om samma mängd VFA önskas produceras kan man ha en kortare uppehållstid om man väljer att hydrolysera hela returslamsflödet till skillnad från en sidoströmshydrolys där endast en del av flödet hydrolyseras (Jönsson & Jansen, 2006). Det kan innebära fördelar med en kortare uppehållstid då risken för metanproduktion minskar. En fördel med sidoströmshydrolys är att det har visat sig att den anaeroba bassängen för hydrolys kan ersätta den anaeroba bassängen i biosteget för fosforsläpp (Tykesson, 2005). Det har visat sig fungera bra på flera fullskaleanläggningar och innebär då att de denitrifierande bakterierna slipper konkurrera med PAO om den inkommande kolkällan. Behålls den anaeroba bassängen i biosteget bör man se till att den totala anaeroba slamåldern inte blir för lång för att därmed undvika sekundärt fosforsläpp. 2.6.4 Optimering av hydrolysprocessen Hur mycket VFA som kan produceras genom hydrolys beror på slammängden som produceras i verket, vilket i sin tur beror på inflödet av COD (Jönsson & Jansen, 2006). Använder man sig av returslamhydrolys kan en större mängd VFA bildas om verket inte använder sig av någon försedimentering, då det slam som annars skulle avlägsnats i försedimenteringsbassängen istället kommer att sedimenteras i den sekundära sedimentationsbassängen och bli en del av returslammet (Jönsson & Jansen, 2006). Ett sätt att effektivisera hydrolysen har visat sig vara att tillsätta sulfatreducerande bakterier, vilka genom att bryta upp partiklar av organiskt material gör det mer lättåtkomligt för de hydrolytiska enzymerna (Norlander, 2008). Förutom dessa metoder för att effektivisera hydrolysen har det även i labbskala visat sig att processen gynnas av högre temperaturer (Norlander, 2008). Vidare är slamåldern en viktig parameter som måste vara tillräckligt lång för att möjliggöra så stor VFA-produktion som möjligt samtidigt som man vill undvika att nedbrytningsprocessen går vidare till metanproduktion. Även om det inte går att styra temperaturen kan det vara bra att vara medveten om att hydrolyshastigheten är kraftigt temperaturberoende. I ett fullskaleförsök visade det sig att hydrolyshastigheten sjunker snabbt vid temperaturer under 20 ˚C (Christensson, 1998). 21 Bio-P-drift 2.6.5 Hydrolysförsök Ett sätt att utvärdera resultatet av ett eventuellt införande av hydrolys på ett avloppsreningsverk är att göra hydrolysförsök i laboratorium. Försöket görs på den typ av slam som är tänkt att användas för hydrolys, primärslam eller returslam. Under anaeroba förhållanden mäts sedan löst COD, VFA, ammonium och fosfat under reaktionstiden som oftast varar i cirka 10 dagar. Löst COD mäts då det anses vara en indikation på producerat organiskt material men även VFA mäts för att kunna avgöra VFA-potentialen i det organiska materialet. Ammonium mäts för att utvärdera C/N förhållandet i det producerade hydrolysatet för att säkerställa kolbehovet för denitrifikation på 4-5 mg COD/mg N (Henze et al., 1997). Fosforkoncentrationen mäts för att kunna utvärdera eventuell närvaro av PAO då de kan ta upp eventuell producerad VFA samtidigt som de släpper fosfor då försöket utförs under anaeroba förhållanden (Jönsson & Jansen, 2006). 22 Bio-P i Sverige 3 Bio-P i Sverige Kemisk fosforavskiljning har länge varit standarden på kommunala avloppsreningsverk i Sverige. Sedan introduktionen av kväveavskiljning har dock behovet av att tillsätta metallsalter för kemisk fällning av fosfor minskat, vilket skulle kunna förklaras av oavsiktlig biologisk fosforavskiljning. Det tycks alltså finnas en potential för bio-P-drift i Sverige (Tykesson, 2005). Idag är totalt 28 avloppsreningsverk i Sverige med i nätverket för bio-P som är ett nätverk för alla som jobbar med biologisk fosforrening eller planerar att starta upp en bio-P-process. Syftet med nätverket är att främja erfarenhetsutbyte via seminarier, gruppdiskussioner, kurser etc. (Nätverket för bio-P, 2012). Fyra avloppsreningsverk i Sverige som använder sig av bio-P presenteras nedan. 3.1 Öresundsverket Öresundsverket ligger i Helsingborg och har en total belastning på ungefär 144 000 pe (Tykesson et al., 2005). 1990-1991 byggdes verket om för att vara det första verket i Sverige byggt för kombinerad biologisk kväve- och fosforavskiljning. Den biologiska reningen består av fyra separata linjer byggda enligt UCT-modellen och sedan sommaren 2006 tillsätts inga kemikalier för att rena vattnet (Jönsson et al., 2007). Motiveringen att övergå till bio-P-drift har främst varit bättre slamegenskaper, mindre slamproduktion, mindre konsumtion av kemikalier och en miljövänligare drift. Det senare har även inneburit att myndigheterna tillåter att utsläppskravet för fosfor mäts som årsmedelvärde istället för som månadsmedelvärden samt att gränsvärdet höjts från 0,3 mg/l till 0,5 mg/l (NSVA, 2010b). Från det att verket byggdes om i början på 90-talet tog det cirka 3 år för processen att stabiliseras och därefter har optimeringsåtgärder lett till en effektiv och väl fungerande bio-Pdrift (Tykesson et al., 2005). De främsta förbättringarna har skett i och med införandet av primärslamhydrolys samt en mer kontrollerad luftning. 3.2 Käppalaverket Käppalaverket som ligger på Lidingö har idag en belastning på ungefär 520 000 pe och består av en äldre och en nyare del. I den äldre delen har man sedan 2004 använt sig av bio-P-drift med goda resultat (Käppala, 2011). Man använder sig av UCT-processen med kompletterande kemisk rening i form av tillsatt järnsalt i det avslutande sandfiltret. Under en försöksperiod upptäcktes bland annat problem med nitrat i returflödet in i den anaeroba bassängen. Detta har man löst genom att införa redoxmätningar för att styra nitratpumparna och på så sätt undvika att mer nitrat recirkuleras till den anoxa bassängen än vad som kan denitrifieras. Ett annat problem som uppstått på Käppalaverket är en hög halt av fosfor i rejektvattnet. Detta kontrolleras av det järnsalt som finns i slammet från den nya delen av verket då allt slam blandas i rötkammaren (Borglund & Jönsson, 2003). Försök med bio-P gjordes även i den nya delen av verket men med betydligt sämre resultat. Exakt varför det inte fungerade vet man inte men en förklaring kan vara att de olika delarna har olika dimensioner. De nya bassängerna är djupare vilket leder till ett lägre pH då mer koldioxid löses i vattnet vilket är ogynnsamt för PAO. De olika bassängerna har också olika hydraulik vilket skulle kunna påverka processen (Borglund & Jönsson, 2003). 23 Bio-P i Sverige På Käppalaverket gjordes även ett försök att införa bio-P-drift utan att först avsluta tillsatsen av järnsalt i försedimenteringen. Avsikten var att testa hypotesen att detta skulle gynna GAO istället för PAO. Detta visade sig vara riktigt då stora svårigheter att få en stabil bio-P-process uppstod som en konsekvens av större populationer GAO än PAO (Tykesson, 2005). Det går inte att börja tillsätta VFA innan man stängt av tillsatsen av fällningskemikaler då den låga fosforhalten begränsar PAO varpå GAO istället gynnas av den tillsatta mängden VFA. För att få en gynnsam bio-P-drift kan man därför konstatera att man bör införa VFA till den anaeroba bassängen samtidigt som man stänger av tillsatsen av fällningskemikalier (Tykesson, 2005). 3.3 Sjöstadsverket Sjöstadsverket ligger i anslutning till Henriksdals avloppsreningsverk i Stockholm och är byggt för forskning och utveckling. Verket invigdes 2003 och drivs sedan 2008 av ett konsortium bildat av Kungliga Tekniska Högskolan och IVL Svenska Miljöinstitutet. Forskningsanläggningen tar emot vatten från cirka 600-1000 pe och består idag av fem olika linjer där man har testat flera olika reningsmetoder, bland annat UCT-processen. Det avloppsvatten som kommer in till Sjöstadsverket består av endast spillvatten, inget dagvatten, och det är därmed rikt på fosfor. Detta innebär att det krävs stora mängder VFA för att en bio-P-process ska kunna reducera fosforhalten tillräckligt. Preliminära undersökningar av det inkommande vattnet tydde på ett behov av 130-200 mg/l CODVFA men att VFA-potentialen som högst låg på endast 130 mg/l vilket är på gränsen för att få ett bra resultat (Dagerskog, 2002). Senare studier har dock visat att det bör gå att med hjälp av primärslamhydrolys få upp VFA-halten i den anaeroba bassängen så att bio-P processen kan ge en tillräcklig fosforreduktion (Sjöstrand, 2007). Under försöksperioden hade man även vissa problem med nitrat i recirkulationsflödet in i den anaeroba bassängen. Detta berodde troligtvis på antingen ett för stort nitratflöde in i den anoxa bassängen eller en för kort uppehållstid i den anoxa bassängen. 3.4 Duvbackens reningsverk Duvbackens reningsverk ligger i Gävle och togs i drift 1967. Verket är dimensionerat för 100 000 pe och 2010 togs vatten emot från totalt cirka 88 500 pe (Gästrike vatten, 2011). Verket har inget krav på kväveavskiljning men utsläppskravet på BOD7 och fosfor är 8 respektive 0,4 mg/l. 2003 byggdes Duvbackens reningsverk om för att införa biologisk fosforavskiljning. Tidigare hade man använt sig av både förfällning och efterfällning men vid ombyggnationen togs förfällningen bort. Efterfällning behöll man som en komplettering till bio-P men målet var att minimera kemikalieanvändningen. De mellansedimentationsbassänger som användes innan ombyggnationen används idag för att samla upp bräddat vatten och ibland även industrivatten för att skydda bio-P-processen. Detta vatten leds sedan tillbaka in i början av reningsprocessen med ett lägre flöde (Örnmark, 2007). Efter införandet av bio-P hade man problem med tidvis för höga fosforhalter i utflödet från biosteget och tillsats av fällningskemikalie var nödvändig. De förhöjda halterna uppstod sporadiskt utan någon märkbar kontinuitet. Dock upptäcktes ett samband med lägre syrehalter i den aeroba delen av biosteget. I en studie gjord av Örnmark (2007) konstaterades att orsaken till de sänkta syrehalterna och därefter förhöjda fosforhalter är en extern tillförsel av syreförbrukande material, mest troligt från betydande industrier i området. Bio-P-processen ansågs generellt fungera väldigt bra men att processen är känslig för störningar. I studien konstaterades även att primärslamhydrolys skulle kunna förbättra processen. 24 Torekovs avloppsreningsverk 4 Torekovs avloppsreningsverk Torekovs avloppsreningsverk är beläget vid kusten i södra delen av tätorten Torekov i nordvästra Skåne. Verket togs i bruk på 1960-talet men har blivit ombyggt i omgångar, senast 2001. Avloppsreningsverket renar främst kommunalt avloppsvatten men det finns även några mindre industrier kopplade till Torekovs avloppsreningsverk. Avloppsreningsverket är dimensionerat för 14 000 pe (NSVA, 2010a). En karta med Torekov markerad och en flygbild över Torekovs avloppsreningsverk finns i Figur 4.1 och Figur 4.2. Figur 4.1. Karta över södra Sverige med Torekov markerad med en nål. Figur 4.2. Flygbild över Torekovs avloppsreningsverk. 25 Torekovs avloppsreningsverk Avloppsreningsverket i Torekov är byggt för rening av avloppsvatten med hjälp av mekanisk, biologisk och kemisk rening, ett processchema finns i Figur 4.3. I ett första steg renas vattnet mekaniskt genom att först silas genom två parallellt uppställda rotosiler med en spaltvidd på 3 mm och sedan renas i ett sandfång där sand och grus avlägsnas genom sedimentering (NSVA, 2009). Sandfångsbassängen är luftad för att undvika att organiskt material sedimenterar. Sand och grus som avlägsnats tvättas och används för att fylla ut mark, till exempel vid utgrävningar på grund av förorenad mark. Tvättvattnet återförs sedan in i reningsprocessen. Någon försedimenteringsbassäng finns inte då man ville försäkra sig om att tillräckligt mycket organiskt material finns tillgängligt i biosteget. Figur 4.3. Processchema för Torekovs avloppsreningsverk (NSVA, 2012). Förstorad version finns i Bilaga A. Den biologiska reningen sker med hjälp av aktivslam och fördenitrifikation. Verket är även byggt för bio-P-drift med en anaerob bassäng som första steg i den biologiska reningen, enligt A2/O-modellen. Fosforavskiljningen sker dock idag med kemisk efterfällning. För att optimera driften tillsätts etanol som extern kolkälla i den anaeroba bassängen. Torekov är en populär turistort på sommaren och man har därför problem med stora skillnader i föroreningsbelastning under olika säsonger. Det kan vara dubbelt så höga koncentrationer i inflöde under sommaren jämfört med under vintern, vilket innebär stora variationer i syrebehovet. Det finns idag ett problem med regleringen av luftningen i de aeroba bassängerna då det endast finns två system; ett med hög kapacitet och ett med låg kapacitet, vilket gör det svårt att uppnå optimal luftning. Under vinterhalvåret är luftningen oftast för intensiv varpå syrehalten blir för hög och under sommaren är den otillräcklig varpå syrehalten blir för låg och fler bassänger måste luftas vilket påverkar denitrifikationen negativt. Efter de luftade bassängerna sker en mellansedimentering där det biologiska slammet tas ut. Därefter följer en flockuleringsbassäng där polyaluminiumklorid tillförs för fällning av fosfor som i en sista sedimenteringstank tas ut som kemiskt slam. Det renade vattnet leds slutligen ut i Skälderviken som är en vik i Kattegatt. 26 Torekovs avloppsreningsverk Bioslammet och kemslammet leds till fyra slambehandlingsbassänger för vidare nedbrytning och stabilisering. Största delen av slammet leds tillbaka till den anaeroba bassängen i form av returslam, medan en del tas ut som överskottsslam. Överskottsslammet avvattnas innan det omhändertas och används för tillverkning av anläggningsjord. Torekovs avloppsreningsverks utsläppsvillkor och dimensionerade belastning finns sammanfattade i Tabell 4.1 och Tabell 4.2. Tabell 4.1. Utsläppsvillkor för Torekovs avloppsreningsverk (NSVA, 2010a). BOD7 N-tot. P-tot. Riktvärde 10 mg/l, kvartalsmedel 12 mg/l, årsmedel 0,3 mg/l, kvartalsmedel Gränsvärde 10 mg/l, årsmedel endast riktvärde 0,3 mg/l, årsmedel Tabell 4.2. Torekovs avloppsreningsverks dimensionerade belastning (NSVA, 2010a). Flöde, medeldygn Maxflöde in i biosteget BOD7, årsmedel N-tot., årsmedel P-tot., årsmedel Dimensionerad belastning 5400 m3/d 212,4 m3/h 800 kg/d 160 kg/d 42 kg/d 4.1 Biosteget och slamstabiliseringen Den biologiska reningen och slamstabiliseringen sker i nio olika bassänger, se Figur 4.4. De olika bassängernas funktioner förklaras mer i detalj nedan. En sammanställning av de olika bassängernas volymer finns i Tabell 4.3 och Tabell 4.4. 27 Torekovs avloppsreningsverk till kemisk fällning flytslam b.5 mellansed. b.4 överskottsslam b.7 bottenslam b.2 b.3 b.6 etanol b.8 kemslam b.9 b.1 sandfång flytslam returslam rejektvatten från centrifug Figur 4.4. Bild över de olika bassängerna i den biologiska reningen på Torekovs avloppsreningsverk samt illustration av tänkta förhållande (b.=bassäng, rutigt =anaerob, randigt =anox, prickigt =aerob). Tabell 4.3. Sammanställning av de olika bassängernas dimensioner i biosteget på Torekovs avloppsreningsverk (uppmätta av personal på verket). bassäng Förhållande Volym (m3) Längd (m) Bredd (m) Djup (m) Omrörd 99 12,5 2,65 3,0 1 Omrörd 87 11 2,65 3,0 2 Omrörd/Luftad 109 13,7 2,65 3,0 3 Luftad 276 34,7 2,65 3,0 4 Luftad 276 34,7 2,65 3,0 5 Biosteget 920 28 Torekovs avloppsreningsverk Tabell 4.4. Sammanställning av de olika bassängernas dimensioner i slambehandlingen på Torekovs avloppsreningsverk (uppmätta av personal på verket). bassäng Förhållande Volym (m3) Längd (m) Bredd (m) Djup (m) Luftad 69 11 1,8 3,5 6 Omrörd 13,5 2,7 2 2,5 7 Omrörd 13,5 2,7 2 2,5 8 Luftad 69 11 1,8 3,5 9 Slambehandling 165 Bassäng 1 är tänkt att användas som en strikt anaerob bassäng för att möjliggöra en biologisk fosforavskiljning. Bassängen är omrörd med hjälp av omrörare som är fästa på botten av bassängen. Etanol tillförs som en extern kolkälla och returslam från slamstabiliseringen tillförs i början av bassängen. Även rejektvatten från slamcentrifugen återförs till denna bassäng. Bassäng 2 och vanligtvis även bassäng 3 är till för denitrifikation och ska då vara anoxa. Bassängerna är omrörda och nitratrikt slam tillförs bassäng 2 från bassäng 4. Bassäng 4, 5 och vid behov även bassäng 3 är luftade bassänger för nitrifikation, oxidering av organiskt material och fosforupptag. Bassäng 4 och 5 är parallella men sammankopplade i slutet av bassängerna där det nitratrika slammet tas ut för recirkulation in i bassäng 2. Bassäng 6-9 är bassänger för slambehandling där returslammet ytterligare renas från kväve och biologiskt material i alternerande anoxa och aeroba bassänger. Bassäng 6 är luftad och omrörd och tillförs slam från mellansedimenteringen. Bassäng 7 är endast omrörd och från denna bassäng tas överskottsslam ut för vidare behandling. I bassäng 8, som också är endast omrörd, tillförs kemslammet från sista sedimenteringen. Bassäng 9 är luftad men mindre luftad än bassäng 6. Här tillförs flytslam från mellansedimenteringen och returslam tas ut för att återföras till biosteget. Överskottsslammet går vidare till en gravitationsförtjockare som ökar slammets torrsubstanshalt (TS). Avslutningsvis avvattnas slammet med hjälp av en centrifug. En polymer tillsätts även i sista steget för att få en bättre avvattning. Klarfasen från förtjockaren förs in i den bassäng där fällningskemikalie tillsätts, det vill säga efter biosteget, det rejektvatten som bildas i centrifugen återförs till första steget i den biologiska reningen och det avvattnade slammet omhändertas av Nordvästra Skånes Renhållning AB (NSR) och används för tillverkning av anläggningsjord (NSVA, 2010a). 29 Torekovs avloppsreningsverk 30 Material och Metod 5 Material och Metod Utvärderingen av bio-P-potentialen på Torekovs avloppsreningsverk gjordes med hjälp av insamlad mätdata från tidigare år, egna mätningar på verket, laborationsförsök och modellering med EFOR. Beskrivning av analysmetoderna finns i Bilaga B. Metod och resultat från modelleringen redovisas i Kapitel 7. 5.1 Analys av mätdata för åren 2008-2010 Tidigare års mätdata från Torekovs avloppsreningsverk undersöktes i ett första steg för att utvärdera situationen på verket idag. Mätvärden från Torekovs avloppsreningsverks inkommande och utgående vatten som analyserats av Alcontrol Laboratories samlades in och sammanställdes för åren 2008 till 2010. Detta gjordes även för avloppsreningsverken Öresundsverket i Helsingborg och Nyvångsverket i Åstorp för år 2010 för jämförelse. Dessa verk valdes då Öresundsverket har en fungerande bio-P-drift och Nyvångsverket har liknande dimensionering som Torekovs avloppsreningsverk. Övriga data som analyserats är mängden tillsatt fällningskemikalie. All datahantering gjordes med hjälp av Microsoft Excel 2010. 5.1.1 Utvärdering av eventuellt inläckage För att undersöka eventuellt inläckage till avloppsledningarna gjordes en jämförelse mellan inkommande koncentrationer av BOD7, totalfosfor och totalkväve på Torekovs avloppsreningsverk, Öresundsverket och Nyvångsverket. Grafer gjordes i Excel från mätvärden som samlats in från respektive avloppsreningsverk. En beräkning gjordes också för att jämföra antalet pe kopplade till Torekovs avloppsreningsverk utifrån parametrarna; BOD7, totalfosfor och flöde. 5.1.2 Utvärdering av kemikalieförbrukning Då misstanke fanns om ovanligt stort inläckage till avloppsledningarna och med tanke på att tillsatsen av fällningskemikalier styrs på inflöde gjordes en beräkning av mängden tillsatt aluminium (mol Al/mol P) för att utvärdera eventuell överdosering. Alla beräkningar gjordes i Excel och går att hitta i Bilaga C. Då det inte fanns några exakta siffror på hur stor mängd fällningskemikalier som tillsats har ett antagande gjorts att den mängd fällningskemikalier som köpts in en månad har använts upp till nästa inköpstillfälle, det vill säga att det finns ungefär lika mycket kemikalier kvar vid varje inköpstillfälle. 5.2 Mätningar gjorda på verket De mätningar som gjordes på plats på verket var; syrehalt, VFA-titrering, fosfat, totalfosfor, ammonium och totalkväve. Prover för SS och VSS togs med till VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund för analys. En beskrivning av alla analysmetoder finns i Bilaga B. 5.2.1 Slamålderanalys Utifrån SS- och VSS-halterna som uppmätts och med hjälp av givna volymer och flöden på avloppsreningsverket beräknades slamåldern biosteget (aktivslambehandlingen och slambehandlingsbassängerna). Beräkningen gjordes med hjälp av Ekvation 1. SRT SSbassäng Vbassäng (Ekvation 1) SSutflöde Qutflöde SSös Qös 31 Material och Metod 5.3 Hydrolysförsök Tre olika två liter stora glasbehållare fylldes upp med vardera 1800 ml slam från det näst sista steget i slambehandlingen (bassäng 8) på Torekovs avloppsreningsverk. Bassäng 8 valdes då idén var att använda bassäng 9 för hydrolys. Behållarna placerades i vattenbad på 15 ˚C och omrörare installerades och justerades till minsta möjliga omrörning. Lock sattes på och kvävgas tillsattes via slang ovanför vätskefasen. Alla eventuella hål i locken tejpades igen för att säkerställa anaerob miljö i reaktorerna. I Figur 5.1 ses uppställningen av hydrolysförsöket. Figur 5.1. Uppställning av hydrolysförsök (12-22 november 2011). Direkt efter starten av hydrolysförsöket togs 10-15 ml prov ut för filtrering och senare analys av löst COD, ammonium, fosfat och VFA. Sex timmar senare togs prov återigen ut för filtrering och analys av ovan nämnda parametrar. Därefter gjordes samma analyser en gång dagligen vid samma tidpunkt som försöket startade. Vid starten av försöket, samt efter tre, fyra och tio dygn togs även prover ut för bestämning av SS och VSS. Reaktor 1 stoppades efter tre dygn och slammet centrifugerades för att hydrolysatet (vätskefasen) skulle kunna avlägsnas, se Figur 5.2. Hydrolysatet användes sedan till ett P-släppsförsök med luftat bioslam från Öresundsverket, se kapitel 5.4. Reaktor 2 stoppades efter fyra dygn och hydrolysat avlägsnades på samma sätt som från reaktor 1 och användes till denitrifikationsförsök med luftat bioslam från Öresundsverket, se kapitel 5.5. Reaktor 3 stoppades efter tio dagar. 32 Material och Metod Figur 5.2. Uttag av hydrolysat efter centrifugering. Vid försökets slut upptäcktes att stora mängder vätska avdunstat från reaktor 3, troligtvis beroende på en för stor mängd tillsatt kvävgas. Beslut togs att göra om hydrolysförsöket, men med endast en reaktor. Försöken med P-släpp och denitrifikation var redan genomförda och då dessa är tidskrävande och kostsamma bestämdes att dessa försök inte skulle göras om. I hydrolysförsök nummer två kontrollerades vätskenivån i reaktorn dagligen med hjälp av en markering och vid behov fylldes reaktorn på med destillerat vatten. Reaktorn fylldes på innan provet tagits ut och efter att prov tagits ut flyttades markeringen. Kvävgasflödet minskades också i jämförelse med hydrolysförsök 1. Under hydrolysförsök 2 gjordes samma analyser som vid hydrolysförsök 1. Dock togs inte prover ut dagligen, dels på grund av tidsbrist och dels på grund av ekonomiska skäl. 5.3.1 Beräkning av hydrolyskonstanten En beräkning av den hydrolyskonstant som används i modelleringen med EFOR gjordes utifrån resultatet från hydrolysförsök 2 och med hjälp av artikeln Activated Sludge Model No. 2d, ASM2d skriven av Henze et al. (1999) som är den modell som ligger till grund för EFOR. En mer utförlig beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga C. 5.4 P-släppsförsök Ett P-släppsförsök utförs för att undersöka slammets eller olika kolkällors (till exempel det inkommande vattnets) potential för biologisk fosforavskiljning. I försöket simuleras den anaeroba bassängen på avloppsreningsverket och den förhoppningsvis stigande halten fosfat och/eller kalium (motjon) till följd av fosforsläpp i vattenfasen mäts. I denna studie utfördes tre olika P-släppsförsök, vid två olika tillfällen. Vid försöken användes luftat bioslam tillsammans med en av tre olika kolkällor; acetat, inkommande vatten och hydrolysat från hydrolysförsök 1. Vid varje försök gjordes även ett referensförsök med Öresundsverket som är en väl fungerande bio-P-anläggning och därmed en lämplig referens i utvärderingen av Torekovs avloppsreningsverk. Uppställningen av de två första P-släppsförsöken ses i Figur 5.3. 33 Material och Metod Figur 5.3. Uppställningen av de första två P-släppsförsöken (26 oktober 2011). 5.4.1 Försök med acetat som kolkälla 1800 ml bioslam från en aerob bassäng på Torekovs avloppsreningsverk (bassäng 4) respektive Öresundsverket överfördes till varsin två liter stor bägare. Bägarna ställdes i ett vattenbad med magnetrörare och temperaturen ställdes på 15 ˚C, för att efterlikna förhållandena på verket. För att uppnå maximalt fosforupptag innan själva P-släppsförsöket syresattes reaktorerna under cirka en timme. Syrehalten, temperatur och pH mättes före och efter luftningen. Dessutom togs prover ut för att mäta SS samt VSS i början och slutet av försöket. När luftningen avslutats täcktes bägarna över med lock och alla lufthål täpptes igen med plast och tejp för att säkerställa anaeroba förhållanden under försöket. Därefter tillsattes 27 ml stamlösning natriumacetat med en koncentration på 20 000 mg COD/l vilket resulterade i en koncentration på 300 mg COD/l i reaktorerna. Efter en minut togs första provet ut och filtrerades, se Figur 5.4. Därefter togs prov ut var 15 minut i totalt 180 minuter. Vid provtagningen efter den första kvarten mättes dessutom syrehalten igen för att försäkra sig om att anaeroba förhållanden förelåg i bägarna. Figur 5.4. Filtrering av prover. 34 Material och Metod Proverna som filtrerats analyserades senare med Dr. Lange kyvettest för att mäta fosfatrespektive kaliumhalten. Kaliumhalten mättes då misstanke fanns att slammet från Torekov innehöll aluminiumjoner som kan fälla ut den släppta fosforn. 5.4.2 Försök med inkommande vatten Försök gjordes också för att undersöka kvalitén på Torekovs inkommande vatten som kolkälla. Eftersom driften på Öresundsverket fungerar tillfredsställande och slammet där uppenbarligen fungerar bra användes slam från Öresundsverket både vid försöket med Torekovs inkommande vatten samt vid referensen med Öresundsverkets inkommande vatten. Med inkommande vatten menas här vatten som tagits från inflödet till aktivslamanläggningen. Detta innebär att vattnet från Torekov genomgått mekanisk rening och att vattnet från Öresundsverket förutom mekanisk rening även genomgått primärslamhydrolys. Vid förberedelse av proven skakades bioslam från Öresundsverket väl innan 1800 ml hälldes upp. Därefter tilläts slammet sedimentera tills slamnivån nått 900 ml. Vätskefasen på 900 ml avlägsnades varpå omrörning och luftning av resterande slammängd startades. Efter luftningen, när man i det föregående försöket tillsatte acetatlösning, tillsattes nu istället 900 ml inkommande vatten som tagits från inflödet till den anaeroba bassängen på avloppsreningsverken. Därefter fortlöpte försöket på samma sätt som vid försök med acetat som beskrevs tidigare. 5.4.3 Försök med hydrolysat Vid ett av hydrolysförsöken (kapitel 5.3) stoppades försöket efter 3 dagar och hydrolysat togs ut för att undersöka dess potential som kolkälla i ett P-släppsförsök. Försöket utfördes på liknande sätt som med inkommande vatten, det vill säga bioslammet från Öresundsverket fick sedimentera och 900 ml av den klara vätskefasen avlägsnades varefter 900 ml hydrolysat tillsattes efter luftning av slammet. Som referens gjordes ett försök med bioslam från Öresundsverket och acetat som kolkälla. 5.5 Denitrifikationsförsök Denitrifikationsförsök går ut på att mäta hur snabbt nitrat och nitrit omvandlas till kvävgas och kan användas för att utvärdera en kolkällas eller ett avloppsvattens denitrifikationspotential och för att undersöka denitrifikationsaktiviteten hos ett slam. I denna studie gjordes tre parallella denitrifikationsförsök; ett med luftat bioslam från Öresundsverket med acetat som kolkälla, ett med luftat bioslam från Torekov med acetat som kolkälla och ett med luftat bioslam från Öresundsverket med hydrolysat från hydrolysförsök 1 som kolkälla. Det första försöket gjordes som referens till försöket med slam från Torekov och försöket med hydrolysat gjordes för att utvärdera kvalitén på hydrolysatet. Utvärderingen av hydrolysatet gjordes med slam från Öresundsverket då denitrifikationen på detta verk fungerar bra samtidigt som det var mer osäkert hur denitrifikationsaktiviteten var i bioslammet från Torekov. Metoden för försöken med acetat som kolkälla är identiska men metoden för försöket med hydrolysat som kolkälla skiljer sig något från de andra två. Uppsättningen av försöket går att se i Figur 5.5. 35 Material och Metod Figur 5.5. Uppställningen av försöket med denitrifikation. 5.5.1 Acetat som kolkälla Till dessa försök användes 1800 ml omrört och luftat bioslam. Försöken utfördes i bägare med lock under konstant omrörning i 180 minuter. Under försökens gång kontrollerades temperaturen till 15 ˚C med hjälp av ett vattenbad. Innan försöken startades luftades slammet i cirka en timme för att omvandla all eventuell ammonium till nitrat. Därefter tillsattes kvävgas som en ridå ovan vätskeytan för att säkerställa anox miljö. Vid försökens start tillsattes 18 ml näringslösning och 4,5 ml nitratlösning, en beskrivning av tillsatta lösningar finns i Bilaga F. 31 minuter efter försökens start tillsattes kolkällan, i detta fall 18 ml acetatlösning. Under försöksförloppen togs cirka 10 ml prov ut var 15 minut. Proven filtrerades och koncentrationerna NO3-N och NO2-N mättes med hjälp av Dr Lange kyvettest. Vid start och slut av försöken togs även prov ut för bestämning av SS och VSS. 5.5.2 Hydrolysat som kolkälla Vid ett av hydrolysförsöken (kapitel 5.3) stoppades försöket efter 4 dagar och hydrolysat togs ut för att undersöka dess potential som kolkälla i ett denitrifikationsförsök. Innan försöket bestämdes att mängden hydrolysat som skulle tillsättas skulle vara lika stor som mängden slam. För att inte minska på SS koncentrationen fick, på samma sätt i som i P-släppsförsöket, 1800 ml slam sedimentera tills det att 900 ml vätska kunde tas ut. Det sedimenterade slammet luftades sedan i cirka en timme innan försöket startades och näringslösningarna tillsattes. Efter 31 minuter tillsattes 900 ml hydrolysat. Prov för SS och VSS togs ut direkt efter det att hydrolysatet tillsats samt i slutet av försöket. I övrigt utfördes försöket på samma sätt som försöken med acetat som kolkälla. 36 Resultat och diskussion 6 Resultat och diskussion Resultat från analyser av mätdata, provtagningar och laborationsförsök presenteras nedan. 6.1 Analys av mätdata Vid en första anblick på inkommande koncentrationer uppstod en misstanke om ovanligt stort inläckage av grundvatten eller havsvatten till avloppsledningarna då föroreningshalterna ansågs vara ovanligt låga. Detta skulle i sådana fall även kunna påverka tillsatsen av fällningskemikalier då dessa doseras utifrån inflödet till verket. 6.1.1 Inläckage För att undersöka eventuellt inläckage jämfördes först inflödeskoncentrationerna på Torekovs avloppsreningsverk med två andra avloppsreningsverk. Därefter gjordes även en beräkning av antal personekvivalenter som motsvaras av koncentrationer och inflöden till verket. Jämförelse med två andra avloppsreningsverk Till att börja med gjordes en jämförelse mellan inkommande koncentrationer på Torekovs avloppsreningsverk och inkommande koncentrationer på Öresundsverket och Nyvångsverket. Öresundsverket valdes som jämförande verk då det har en fungerande bio-P-drift och Nyvångsverket då det har en liknande dimensionering som Torekov. Båda verken ligger dessutom geografiskt tämligen nära Torekov. Indata för år 2010 samlades in och resultatet ses i Figur 6.1, Figur 6.2 och Figur 6.3. 9 8 mg P-tot / l 7 6 5 4 3 2 1 0 1 6 11 16 21 Öresundsverket 26 vecka 31 Nyvångsverket 36 41 46 51 Torekov Figur 6.1. Jämförelse mellan inkommande fosforkoncentrationer på avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. 37 Resultat och diskussion 400 350 mg BOD7 / l 300 250 200 150 100 50 0 Öresundsverket Nyvångsverket Torekov Figur 6.2. Jämförelse mellan inkommande BOD7-halter på avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. Värdet från Nyvångsverket i juli (3 mg/l) har tagits bort då det var kraftigt avvikande från de andra. 80 70 mg N-tot / l 60 50 40 30 20 10 0 Öresundsverket Nyvångsverket Torekov Figur 6.3. Jämförelse mellan inkommande koncentrationer av totalkväve på avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. Värdet från Torekov i juli (96 mg/l) har tagits bort då det var kraftigt avvikande från de andra. Enligt figurerna ovan ligger de inkommande koncentrationerna på Torekovs avloppsreningsverk en bra bit under de på Öresundsverket och Nyvångsverket, särskilt vad gäller fosfor och BOD7. Detta skulle kunna bero på inläckage. 38 Resultat och diskussion Beräkning av personekvivalenter (pe) För att ytterligare undersöka huruvida inläckage kan vara en rimlig orsak till de låga inflödeskoncentrationerna gjordes beräkningar av hur många pe som inkommande mängden fosfor, BOD7 och flöde motsvarar. Till beräkningarna användes schablonvärden för kommunalt avloppsvatten (Tabell 6.1). Resultatet för 2010 är sammanfattat i Figur 6.4. Tabell 6.1. Schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med fosfor, BOD7 och flöde per personekvivalent (pe) (Gillberg et al., 2003). 2,0 Fosfor (g P/ (pe×dygn)) BOD7 (g BOD7/ (pe×dygn)) 70 200 Flöde (l/ (pe×dygn)) 35000 30000 25000 pe 20000 15000 10000 5000 0 pe (flöde) pe (P-tot) pe (BOD7) Figur 6.4. Pe beräknat utifrån mängden fosfor, halten BOD7 och flödet 2010. I Figur 6.4 syns det tydligt att det beräknade antalet pe blir betydligt högre när man beräknar utifrån flöde jämfört med när man utgår från totalfosfor eller BOD7 som är den vanligaste parametern att använda vid beräkning av pe. Detta är ett tydligt tecken på inläckage. Jämför man med siffror på antal fasta boende i området år 2005 så visar det sig att närmast verkligheten kommer man om man räknar på totalfosfor, 6750 personer enligt Statistiska centralbyrån (2011) och 5682 pe beräknat utifrån totalfosfor (sammanställning finns i Bilaga C). Förklaringen till varför antalet pe blir lägre när man räknar utifrån BOD7 jämfört med totalfosfor kan vara att organiskt material bryts ned i ledningarna innan vattnet når avloppsreningsverket, något som diskuterades i konsultrapporten av ERAN miljökonsult AB (Ander, 2009). Man kan även i Figur 6.4 se en ökning av antalet pe i området kring Torekov på sommaren. Detta förklaras enkelt med att området är en populär sommarsemesterort. Sammanställning av resultat angående inläckage Efter jämförelse med inkommande koncentrationer till två andra avloppsreningsverk samt beräkning av antal pe utifrån olika parametrar kan det konstateras att det förmodligen sker ett ovanligt stort inläckage till avloppsledningsnätet kopplat till Torekovs avloppsreningsverk. 39 Resultat och diskussion Det vore därför lämpligt att göra en grundlig undersökning av avloppsledningsnätet för att kunna genomföra eventuella åtgärder. 6.1.2 Kemikalieförbrukning För att utvärdera tillsatsen av fällningskemikaler på Torekovs avloppsreningsverk beräknades hur många mol aluminium som tillsattes per mol fosfor i inflödet. Mängden tillsatt kemikalie utgick från inköpsmängd och tillfälle. Mängden borttagen fosfor antas vara skillnaden mellan totalfosfor i inflöde och totalfosfor i utflöde. En mer ingående beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga C. Resultatet för åren 2008 till 2010 är sammanställt i Tabell 6.2. Tabell 6.2. Molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier och borttagen fosfor. Datum jan-08 feb-08 mar-08 apr-08 maj-08 jun-08 jul-08 aug-08 sep-08 okt-08 nov-08 dec-08 årsmedel mol Al / mol Pborttagen 2,1 1,2 1,4 1,7 1,5 8,7 1,3 2,6 2,0 3,1 5,7 2,8 Datum mol Al / mol Pborttagen Datum mol Al / mol Pborttagen jan-09 feb-09 mar-09 apr-09 maj-09 jun-09 jul-09 aug-09 sep-09 okt-09 nov-09 dec-09 årsmedel 2,9 2,8 2,3 2,1 1,3 2,0 1,7 2,3 1,5 1,9 2,2 2,9 2,1 jan-10 feb-10 mar-10 apr-10 jun-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 årsmedel 2,9 2,7 3,3 2,7 2,5 0,9 1,7 4,1 4,7 1,6 1,8 1,9 2,5 Det bör nämnas att antagandet att lika mycket kemikalier finns kvar vid varje inköpstillfälle kanske inte alltid stämmer. Det höga värdet i juli 2008 kan till exempel förklaras av att mycket kemikalier köptes in under en kort tidsperiod. Detta innebär att det är mer osäkert att analysera månadsvärdena varpå fokus lades på årsmedelvärdena. Den normalt rekommenderade kvoten mol aluminium per mol fosfor är 1,5 och jämförs årsmedel med detta värde så tillsätts för mycket kemikalier på Torekovs avloppsreningsverk, se Tabell 6.2. Då det inkommande vattnet innehåller låga halter fosfor krävs dock troligtvis en högre kvot än den rekommenderade på 1,5. De uppmätta fosforkoncentrationerna i utflödet, se Tabell 6.3, är långt under gränsvärdet vilket ändå tyder på att det tillsätts onödigt mycket fällningskemikalier på Torekovs avloppsreningsverk. 40 Resultat och diskussion 6.2 Mätningar på verket 6.2.1 Syrehalt Som en del i utvärderingen av Torekovs avloppsreningsverk mättes syrehalterna i biostegets och slambehandlingens bassänger på verket. Det gjordes enstaka mätningar i olika delar av bassängerna och de mest relevanta resultaten är sammanställda i Figur 6.5. En komplett tabell med alla resultat finns i Bilaga C. till kemisk fällning mellansed. 5,0 mg/l 3,5 mg/l b.7 b.8 6,8 mg/l 6,2 mg/l b.5 6,2 mg/l b.4 0,2 mg/l 1,2 mg/l b.6 b.9 b.3 b.2 7,7 mg/l 3,4 mg/l b.1 0,54 mg/l 0,9 mg/l sandfång 2,2 mg/l Figur 6.5. Uppmätta syrehalter i biostegets och slambehandlingens bassänger (25 oktober 2011). Mätningen av syrehalter som gjordes i slutet på oktober och som redovisas i Figur 6.5, visar på de problem med överluftning som sker i bassäng 4 och 5 under vinterhalvåret. Detta leder i sin tur till att syrehalten i den första anoxa bassängen (b.2) blir för hög, då mycket syre följer med den interna recirkulationen, vilket påverkar denitrifikationen negativt. Att syrehalten i den första slambassängen ligger på 6,8 mg/l tyder på överluftning även där. Bassäng 7 blir därmed inte anox utan har en tämligen hög syrehalt på 3,5 mg/l. En lösning på problemet med överluftningen i de aeroba bassängerna vore att införa en mer kontrollerad och flexibel styrning av luftningen. Den höga syrehalten i början på den anaeroba bassängen (b.1) beror troligtvis dels på den höga syrehalten i sandfånget, dels på den höga syrehalten i returslammet (slutet på b.9) och dels på det fall som finns i inloppet till bassängen se Figur 6.6. Eventuellt bör man titta på möjligheten att minska luftningen i sandfånget och installera en ramp i inloppet. 41 Resultat och diskussion Figur 6.6. Inloppet till den anaeroba bassängen (b.1). 6.2.2 Fosfor- kväve- och COD-halter Vid tre tillfällen under studien gjordes mätningar av fosfor och kväve på Torekovs avloppsreningsverk (Bilaga C) och resultaten från dessa mätningar är sammanställda i Tabell 6.3. Tabell 6.3. Uppmätta medelkoncentrationer på Torekovs avloppsreningsverk (25 oktober, 2 november och 8 december 2011). PO4-P P-tot. NO3-N NH4-N (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 1,0 1,9 5,3 11 Inkommande 0,95 x x x Slutet sandfång x x 5,3 3,3 Början anaerob (b.1) 0,27 x x x Slutet anaerob (b.1) x x 1,2 x Början aerob (b.4) x x 1,5 x Början aerob (b.5) x x 3,2 x Slutet aerob (b.4) x x 3,0 x Slutet aerob (b.5) 0,18 0,25 x x Slutet mellansed. < 0,05 < 0,05 7,2 0,73 Utgående Rejektvatten Returslam x x x x 0,32 5,3 0,11 0,44 Tabell 6.4. Typiska koncentrationer i inkommande avloppsvatten enligt Henze et al., (1997). PO4-P P-tot. NO3-N NH4-N (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 7 10 0,5 30 Normalt inkommande avloppsvatten 3 4 0,5 12 Väldigt utspätt inkommande avloppsvatten 42 Resultat och diskussion Jämförs de inkommande koncentrationerna i Tabell 6.3 med de typiska koncentrationerna i Tabell 6.4, med antagandet att det inkommande vattnet är väldigt utspätt, kan man se att fosforkoncentrationerna är väldigt låga och att nitrathalten är väldigt hög. Förklaring till varför nitrathalten är så hög skulle kunna vara höga nitratkoncentrationer i grundvattnet eller nitrifikation i ledningsnätet. Redan i mellansedimenteringen ligger koncentrationen totalfosfor under gränsvärdet på 0,3 mg/l. I och med den låga koncentrationen i inkommande vatten försvinner en stor del av fosforn i den vanliga cellsyntesprocessen. Resten försvinner förmodligen med den mängd fällningskemikalier som följer med returslammet. Att förklaringen skulle vara bio-P är inte troligt då laboratorieförsök visar på att det inte finns några PAO i Torekovs bioslam, se kapitel 6.4 om P-släppsförsök. Koncentrationerna i utflödet från verket är väldigt låga. Med hänsyn till gränsvärdet på 0,3 mg/l och det faktum att koncentrationen sjunkit kraftigt redan efter biosteget tyder detta på att det tillsätts onödigt mycket fällningskemikalier. Att ammoniumhalten sjunker så drastiskt från inflödet till bassäng 1 beror på utspädning med returslammet som innehåller väldigt låga halter ammonium. Nitrathalten däremot är oförändrad då returslammet innehåller samma koncentration som det inkommande vattnet. Att nitrathalten i bassäng 1 är så hög innebär att bassängen inte är anaerob vilket i sin tur innebär att något P-släpp inte kan uppstå. Nitrathalten i de aeroba bassängerna mättes både i början och i slutet av bassängerna, dels för att mäta skillnaden i koncentration, men också för att undersöka om koncentrationerna i de två bassängerna skiljer sig mycket från varandra, då de endast är sammankopplade i slutet. Resultatet visar på väldigt lika koncentrationsvärden, vilket innebär att det inte sker någon snedbelastning. 6.2.3 SS och VSS Prover för SS och VSS togs från olika bassänger på Torekovs avloppsreningsverk och analyserades på VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. Resultatet från analysen presenteras i Tabell 6.5. Att prover för SS och VSS togs ut i både bassäng 4 och 5 som har exakt samma funktion var återigen för att undersöka om någon snedbelastning sker. Det kan alltid förekomma lokala skillnader i SS och VSS i en och samma bassäng och då bassäng 4 och 5 är långa (34,7 meter) togs prover ut både i början och i slutet i båda bassängerna. Det upptäcktes dock att halterna inte varierade mycket varpå ett medelvärde beräknades för varje bassäng. Tabell 6.5. SS och VSS mätt i olika bassänger på Torekovs avloppsreningsverk (20 oktober 2011). Bassäng 4 5 6 (slamb. 1) 7 (slamb. 2) 8 (slamb. 3) 9 (slamb. 4) SS VSS VSS/SS (mg/l) (mg/l) (%) 3270 2650 81 3110 2590 83 6780 5230 77 6920 5420 78 4860 3830 79 6210 4830 78 43 Resultat och diskussion Som ses i Tabell 6.5 ligger både SS- och VSS-halten väldigt nära varandra i bassäng 4 och bassäng 5 vilket bekräftar att ingen snedbelastning sker. Slambehandlingsbassängerna innehåller relativt liknande SS- och VSS-halter, undantaget bassäng 8 som har en lägre koncentration. Anledningen till detta kan vara att kemslam tillsätts i denna bassäng och att kemslammet har en betydligt lägre SS-halt och en speciellt lägre VSS-halt. Kemslammet tillsätts inte konstant utan kommer i omgångar. Om provet för analysen togs samtidigt som eller strax efter kemslam tillsattes skulle provet av misstag kunna vara till största del kemslam istället för bioslam. Att halterna sedan stiger igen till bassäng 9 kan bero på att kemslammet då har blandat sig med bioslammet. Dessutom bör det åter igen nämnas att SS- och VSShalter kan variera kraftigt även i samma bassäng, varför det är svårt att analysera koncentrationsvariationer baserat på enstaka provtagningar. 6.2.4 Slamålder Resultatet från beräkningarna av slamålder (Bilaga C) presenteras i Tabell 6.6. Tabell 6.6. Slamålder på Torekovs avloppsreningsverk, baserat på SS-halter uppmätta den 20 oktober 2011. Slamålder (dagar) aerob (b.4, b.5, b.6, b.9) anaerob (b.1) anox (b.2, b.3, b.7, b.8) total slamålder 7,8 0,93 2,3 11 Beräkning av slamåldern utifrån rekommendationer i den tyska standarden ATV-DVWK-A 131E (2000), ger en nödvändig aerob slamålder på 8,2 dagar vid 12 ˚C, som var den temperatur som uppmättes den 20 oktober 2011. Den aeroba slamåldern som beräknades till 7,8 dagar, se Tabell 6.6, ligger därmed precis på gränsen för vad som rekommenderas. Detta innebär att om en eller flera bassänger i slambehandlingen ska användas för hydrolys genom att luftningen stängs av, är det nödvändigt att kompensera för den minskade aeroba slamålder som detta innebär. Den totala slamåldern ligger även den på gränsen till vad som rekommenderas. Utifrån den tyska standarden bör den vara 12 dagar vid 12 ˚C, vilket är något högre än vad den faktiska slamåldern är. Det bör dock nämnas att beräkningarna bygger på SS-koncentrationer som är uppmätta vid ett enda tillfälle under hösten vilket inte är en korrekt approximation för hela året. 6.2.5 VFA-mätning I Tabell 6.7 presenteras resultatet från VFA-mätningarna med hjälp av 5-stegstitrering utförda på Torekovs avloppsreningsverk. En detaljerad beskrivning av uträkningarna finns i Bilaga C. Tabell 6.7. Resultat från VFA-titrering i fem olika punkter på Torekovs avloppsreningsverk (20 oktober 2011). inkommande efter sandfång rejektvatten bassäng 6 CODVFA (mg/l) 6,8 0,2 17 44 10 bassäng 9 (returslam) 11 Resultat och diskussion I sandfånget förbrukas större delen av de VFA som kommer med inkommande vatten, troligtvis genom att de oxideras eller avdunstar då de är lättflyktiga. Då en tillräcklig mängd VFA i den anaeroba bassängen är en förutsättning för bio-P vore det därför eventuellt lönsamt att undersöka möjligheten att minska på VFA-förlusten genom att minska på luftningen i sandfånget. VFA-behov för bio-P Med hjälp av de olika inflödena till den anaeroba bassängen samt produktion av VFA genom hydrolys i den anaeroba bassängen (baserat på hydrolyshastigheten beräknad från hydrolysförsök 2, Kapitel 6.3) beräknades VFA-potentialen i den anaeroba bassängen till 3,9 mg CODVFA/l, se Tabell 6.8. Tabell 6.8. VFA-behov i b.1. En mer detaljerad beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga C. Mängd VFA in i b.1 (g CODVFA) (från returslam och inflöde) 361 produktion VFA i b.1 (g CODVFA) (från hydrolys) 26 VFA-potential i b.1 (g CODVFA) 387 VFA-potential i b.1 (mg CODVFA/l) 3,9 VFA-behov b.1 (g CODVFA) 1790 VFA-behov b.1 (mg CODVFA/l) 18 VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (g CODVFA) 1410 VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (mg CODVFA /l) 14 Det skulle dock behövas totalt cirka 18 mg CODVFA/ l för att få en fungerande bio-P-drift, baserat på VFA-potentialen på 14 mg CODVFA/ mg Pborttagen (Jönsson et al., 1996) och en borttagen mängd fosfor på 1,9 mg/l. För att få en fungerande bio-P drift är det därmed nödvändigt att öka VFA-halten i den anaeroba bassängen avsevärt. Detta skulle kunna göras genom att exempelvis införa returslamhydrolys. Returslamhydrolys vore passande på Torekovs avloppsreningsverk då där inte finns någon primärsedimentation vilket innebär att allt det partikulära organiska materialet i det inkommande vattnet följer med in i biosteget och blir därmed en del av returslammet och även en del av det material som är grunden för VFAproduktionen i returslamhydrolysen. 45 Resultat och diskussion 6.3 Hydrolysförsök Resultatet från hydrolysförsök 1 och 2 är redovisat i Figur 6.7 till Figur 6.10. Resultaten är presenterade i figurer som visar mg CODVFA/ g initialt VSS. mg CODVFA / g VSS 250 200 150 100 50 0 0 24 48 Försök 1: R1 72 96 120 144 timmar Försök 1: R2 168 Försök 1: R3 192 216 240 Försök 2 Figur 6.7. VFA-koncentrationen i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011) och hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). R=reaktor 800 mg CODf / g VSS 700 600 500 400 300 200 100 0 0 24 48 Försök 1: R1 72 96 120 144 timmar Försök 1: R2 168 Försök 1: R3 192 216 240 Försök 2 Figur 6.8. Koncentrationen av löst COD i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011) och hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). R=reaktor 46 Resultat och diskussion 9 mg PO4-P / g VSS 8 7 6 5 4 3 2 1 0 0 24 48 Försök 1: R1 72 96 120 144 timmar Försök 1: R2 168 Försök 1: R3 192 216 240 Försök 2 Figur 6.9. Fosfatkoncentrationen i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011) och hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). R=reaktor 25 mg NH4-N / g VSS 20 15 10 5 0 0 24 48 Försök 1: R1 72 96 120 144 timmar Försök 1: R2 168 Försök 1: R3 192 216 240 Försök 2 Figur 6.10. Ammoniumkoncentrationen i de olika reaktorerna under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011) och hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). R=reaktor Koncentrationerna VFA, CODf, fosfat och ammonium stiger under hela försökstiden under de två olika försöken. Jämför man resultatet från det första hydrolysförsöket med det andra så ser man dock att koncentrationerna stiger betydligt mer under det första hydrolysförsöket jämfört med under det andra. Koncentrationsökningen bör visa ett linjärt beteende (Jönsson & Jansen, 2006; Juncà, 2010) vilket det gör i det andra hydrolysförsöket men inte i det första. Vid slutet av det första hydrolysförsöket upptäcktes i reaktor 3 att mängden vätska var väldigt låg och misstanke om avdunstning uppstod. För att kontrollera om det skett någon avdunstning gjordes en överslagsräkning av hur mycket vätska som tagits ut och eventuellt avdunstat under försöket. Resultatet presenteras i Tabell 6.9. 47 Resultat och diskussion Tabell 6.9. Beräkning av avdunstad volym i reaktor 3 efter 10 dagar i hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). volym reaktor vid start 1800 ml uttag prov -290 ml volym dag 10 -450 ml Avdunstad volym 1060 ml Tabell 6.9 visar att en stor mängd vätska avdunstat under försöket. En förklaring kan vara att kvävgasflödet var för stort varpå luften i reaktorn alltid är torr vilket i sin tur ökar avdunstningen. För att kunna titta närmare på hydrolysförsök 2 redovisas endast resultaten från detta försök i Figur 6.11 till Figur 6.14. 70 y = 0,27x + 1,1 R² = 0,9915 mg CODVFA / g VSS 60 50 40 30 20 10 0 0 24 48 72 96 120 144 timmar 168 192 216 240 Figur 6.11. VFA-koncentrationen under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). 48 Resultat och diskussion 180 160 y = 0,65x + 15 R² = 0,9948 mg CODf / g VSS 140 120 100 80 60 40 20 0 0 24 48 72 96 120 144 timmar 168 192 216 240 Figur 6.12. Koncentrationen löst COD under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5dec 2011). 2,5 mg PO4-P / g VSS 2 1,5 y = 0,0098x + 0,085 R² = 0,9972 1 0,5 0 0 24 48 72 96 120 144 timmar 168 192 216 240 Figur 6.13. Fosfatkoncentrationen under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5 dec 2011). 49 Resultat och diskussion 12 mg NH4-N / g VSS 10 y = 0,045x - 0,31 R² = 0,9947 8 6 4 2 0 0 24 48 72 96 120 144 timmar 168 192 216 240 Figur 6.14. Ammoniumkoncentrationen under hydrolysförsök 2 (29 nov - 5 dec 2011). Sammanställningen av resultatet från hydrolysförsök 2 i Figur 6.11 till Figur 6.14 visar att ingen av koncentrationsökningarna visar någon tydligen utplaning efter 10 dagar. Detta skulle kunna bero på att hydrolyshastigheten är låg. Eftersom försöket är gjort vid 15 ˚C är detta troligt då tidigare försök visat att hydrolyshastigheten sjunker snabbt vid temperaturer under 20 ˚C. Ökningen av ammonium och fosfat bör vara nära relaterad till ökningen av COD, det vill säga att kurvorna bör ha samma utseende. Detta stämmer bra för ammonium men inte fullt lika bra för fosfat som dag 5 och dag 8 inte ökar linjärt. Tittar man istället på ammonium- och fosfatkoncentrationen som en funktion av CODf-koncentrationen (Figur 6.15 och Figur 6.16) syns, som förväntat, ett tydligt linjärt förhållande även om den är mer tydlig för ammonium än för fosfat. En linjär regression gjordes även för att ta reda på kvoten NH4-N/CODf och PO4-P/CODf. 50 Resultat och diskussion 70 60 y = 0,069x - 7,7 R² = 0,9881 mg NH4-N /l 50 40 30 20 10 0 0 200 400 600 800 1000 mg CODf/l Figur 6.15. Förhållandet mellan ammonium och löst COD i hydrolysförsök 2 samt en linjär regression för sambandet (29 nov – 5 dec 2011). 12 y = 0,011x - 0,060 R² = 0,9784 mg PO4-P / l 10 8 6 4 2 0 0 200 400 600 mg CODf/l 800 1000 Figur 6.16. Förhållandet mellan fosfat och löst COD i hydrolysförsök 2 samt en linjär regression för sambandet (29 nov – 5 dec 2011). För att beräkna hur stor del av den lösta COD som frigörs genom hydrolysen som utgörs av VFA gjordes en linjär regression av sambandet mellan VFA och löst COD (Figur 6.17). 51 Resultat och diskussion 400,0 350,0 y = 0,39x - 25 R² = 0,9935 mg CODVFA / l 300,0 250,0 200,0 150,0 100,0 50,0 0,0 0 200 400 600 mg CODf/l 800 1000 Figur 6.17. Förhållandet mellan VFA och löst COD i hydrolysförsök 2 samt en linjär regression för sambandet (29 nov – 5 dec 2011). Resultaten från hydrolysförsök 2 är sammanfattade i Tabell 6.10. Tabell 6.10. Resultat från hydrolysförsök 2 utfört med returslam vid 15 ˚C. Hydrolyshastighet (mg CODVFA / (g VSS × h)) 0,27 Hydrolyshastighet (mg CODf / (g VSS × h)) 0,65 Hydrolyshastighet (mg PO4-P / (g VSS × h)) 0,0098 Hydrolyshastighet (mg NH4-N / (g VSS × h)) 0,045 mg CODVFA / mg CODf 0,39 mg NH4-N / mg CODf 0,069 Korresponderande kvot mg CODf/ mg NH4-N 15 mg PO4-P / mg CODf 0,011 Korresponderande kvot mg CODVFA/mg PO4-P 35 De två hydrolyshastigheterna för löst COD och för ammonium som redovisas i Tabell 6.10 verkar rimliga då de stämmer väl överens med de resultat som tagits fram i en studie av Jönsson & Jansen (2006). I studien gjordes hydrolysförsök på returslam från ett verk med liknande förutsättningar som Torekovs avloppsreningsverk vid 10 ˚C och man fick fram hydrolyshastigheter på 0,64 mg CODf/ (g VS × h) och 0,03 mg NH4-N/ (g VS × h). Mängden VFA per löst COD som i denna studie konstaterades vara 39 vikt% var även den liknande resultatet från studien av Jönsson & Jansen på 40 %. Att ammoniumkoncentrationen ökar under hydrolysen kan innebära en större belastning på kväveavskiljningen. Under hydrolysförsök 2 frigörs dock betydligt mer kol än ammonium (se Tabell 6.10), långt över kolbehovet för denitrifikation på 4-5 mg COD/mg N (Henze et al., 1997), vilket innebär att den ökade ammoniumkoncentrationen inte bör innebära något problem. Även fosfat frigörs under hydrolysen vilket kan innebära en belastning på 52 Resultat och diskussion fosforavskiljningen. Det bör dock heller inte innebära något problem på Torekovs avloppsreningsverk då mängden VFA som frigörs är betydligt större än den rekommenderade minimumhalt på 14 mg CODVFA/ mg P som framtagits i en tidigare studie (Jönsson et al., 1996). 6.3.1 Hydrolyskonstanten Hydrolyskonstanten beräknades med hjälp av Ekvation 2 (Henze et al., 1999). anaerob hydrolys Kh fe KO2 K NO 3 XS / XH XH K O 2 SO 2 K NO 3 S NO 3 K X X S / X H (Ekvation 2) Då andelen löst syre och nitrat anses vara noll under hydrolysförsöket blir de första två kvoterna ett varpå ekvationen blir såsom den är skriven i Ekvation 3, definitioner av de parametrar som används i ekvationen finns sammanställda i Tabell 6.11. anaerob hydrolys Kh XS / XH XH KX XS / XH fe (Ekvation 3) Tabell 6.11. Definitioner av parametrarna som används i Ekvation 3 (Henze et al., 1999). ρanaerob hydrolys ηfe Kh Kx Xh Xs Anaerob hydrolyshastighet Anaerobisk hydrolysreduktionsfaktor 0,4 Hydrolyskonstant (/dag) Mättnadskoefficient för partikulärt COD 0,1 3 Heterotrof biomassa (g COD/m ) Långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (g COD/m3) Hydrolyshastigheten bestämdes utifrån koncentrationsökningen av fosfat, ammonium och VFA omräknat till mängd COD, se Tabell 6.12. En temperaturkorrigering gjordes även då ASM2d bygger på en hydrolyskonstant vid 20 ˚C (se Bilaga D). Tabell 6.12. Beräkning av den anaeroba hydrolyshastigheten (mg COD/l×dag). mg / l×dag1 PO4-P NH4-N CODVFA CODf 1 2 1,3 6,0 36 87 mg / mg CODf2 ρanaerob hydrolys mg COD / l×dag ρanaerob hydrolys mg COD / l×dag 0,011 0,069 0,39 1 (15 ˚C) 120 86 91 87 (20 ˚C) 170 130 140 130 Utifrån resultat från hydrolysförsök 2, se Bilaga D. Utifrån värden från hydrolysförsök 2 sammanställda i Tabell 6.10. 53 Resultat och diskussion Mängden heterotrof biomassa (Xh) och mängden långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (Xs) hittades med hjälp av referensscenariot i EFOR, se kapitel 7.2. Då det krävs en hydrolyskonstant för att kunna köra referensscenariot utfördes en iterering för att komma fram till den rätta hydrolyskonstanten, se Tabell 6.13. Den beräknade hydrolyskonstanten är ett medelvärde av hydrolyskonstanterna utifrån hydrolyshastigheten för fosfat, ammonium, VFA och löst COD. Tabell 6.13. Iterering med hjälp av EFOR och Ekvation 3 för att hitta hydrolyskonstanten. Kh- EFOR Xs Xh dag-1 3,0 1,0 0,60 0,20 0,30 0,29 mg/l 136 1160 3980 5225 5040 5078 mg/l 3340 3000 1810 1145 1264 1255 Kh (PO4-P) dag-1 0,45 0,18 0,25 0,39 0,35 0,35 Kh (NH4-N) dag-1 0,33 0,14 0,19 0,29 0,26 0,26 Kh (CODVFA) dag-1 0,35 0,14 0,20 0,30 0,27 0,28 Kh (CODf) dag-1 0,34 0,14 0,19 0,29 0,27 0,27 Kh (medel) dag-1 0,37 0,15 0,21 0,32 0,29 0,29 6.4 P-släppsförsök Resultaten för de tre olika P-släppsförsöken är redovisade som mängden fosfat/kalium per gram initialt VSS och finns sammanställda i figurer nedan. 6.4.1 Med acetat som kolkälla 25 mg/g VSS 20 15 10 5 0 0,0 30,0 PO4-P 60,0 K 90,0 minuter PO4-P (referensförsök) 120,0 150,0 180,0 K (referensförsök) Figur 6.18. P-släppsförsök med bioslam från Torekov respektive bioslam från Öresundsverket (referensförsök) med acetat som kolkälla (26 oktober 2011). Då koncentrationerna var mycket låga i huvudförsöket vid slutet av försöket valdes av besparingsskäl att inte analysera alla prover. 54 Resultat och diskussion Utifrån Figur 6.18 är det ganska uppenbart att det inte finns någon bio-P-potential i slammet från Torekov då det i jämförelse med referensförsöket inte skett något P-släpp alls. Detta beror förmodligen på att det inte finns några PAO i slammet. Då fosforkoncentrationen i slutet av försöket var så pass låg valdes att inte analysera alla prover av besparingsskäl. En förklaring till varför det inte finns några PAO i bioslammet från Torekovs avloppsreningsverk skulle kunna vara fosforbrist, brist på VFA samt syre och nitrat i den anaeroba bassängen, se Kapitel 6.2. 6.4.2 Med inkommande vatten I försöket med inkommande vatten till biosteget som kolkälla gjordes P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket istället för från Torekov. Detta gjordes då syftet med försöket var att undersöka det inkommande vattnets potential som kolkälla vid bio-P-drift och då det vid tidigare försök framgått att det inte fanns några PAO i slammet från Torekov är det meningslöst att göra försöket med detta slam. 25 mg /g VSS 20 15 10 5 0 0 30 60 PO4-P 90 minuter 120 150 180 PO4-P (referensförsök) Figur 6.19. P-släppsförsök med bioslam från Öresundsverket med inkommande vatten till biosteget från Torekov respektive från Öresundsverket (referensförsök) som kolkälla (26 oktober 2011). Då koncentrationerna var mycket låga i huvudförsöket vid slutet av försöket valdes av besparingsskäl att inte analysera alla prover. Figur 6.19 visar att det inte är möjligt att använda endast det inkommande vattnet som kolkälla vid bio-P-drift på Torekovs avloppsreningsverk då inget P-släpp skedde med bioslam från Öresundsverket som i försöket med inkommande vatten från Öresundsverket ger ett märkbart P-släpp. En viktig förklaring till varför det inkommande vattnet från Öresundsverket fungerar så mycket bättre än det från Torekov är att vattnet från Öresundsverket genomgått primärslamhydrolys vilket ökat mängden VFA. Återigen gjordes endast två mätningar i slutet av försöket med Torekovs inkommande vatten av besparingsskäl. 6.4.3 Med hydrolysat Hydrolysat från ett 3 dagar långt hydrolysförsök av returslam från Torekovs avloppsreningsverk användes som kolkälla i ett P-släppsförsök. Även i detta försök användes 55 Resultat och diskussion endast slam från Öresundsverket då syftet var att undersöka hydrolysatets potential som kolkälla. 25 mg /g VSS 20 15 10 5 0 0 30 60 PO4-P 90 minuter 120 150 180 PO4-P (referensförsök) Figur 6.20. P-släppsförsök med bioslam från Öresundsverket med hydrolysat från hydrolysförsök med slam från Torekov som kolkälla respektive acetat som kolkälla (referensförsök) (15 november 2011). Resultatet från försöket med hydrolysat som kolkälla visar att det är möjligt att använda hydrolysat för att skapa P-släpp, se Figur 6.20. I referensförsöket med acetat som kolkälla tillsätts acetat i överskott. Initialt sker P-släppet med hydrolysat som kolkälla med samma hastighet som vid referensförsöket, vilket innebär att hydrolysatet fungerar bra som kolkälla. Det som begränsar P-släppet är mängden VFA i hydrolysatet. Vid jämförelse med försöket med inkommande vatten, Figur 6.19, där referensförsöket representerar förhållandena på Öresundsverket där bio-P fungerar, är det tydligt att hydrolysatet innehåller tillräcklig mängd VFA. 6.5 Denitrifikationsförsök Resultaten från de tre denitrifikationsförsöken presenteras i Figur 6.21 där denitrifikationshastigheten från de tre olika försöken är framtagen genom linjär regression av den sjunkande NOx-koncentrationen. 56 Resultat och diskussion 12 mg NOx-N/ g VSS 10 8 6 4 2 0 0,0 0,5 Öresundsverket + acetat y = -2,0x + 10 R² = 0,982 1,0 1,5 Timmar Torekov + acetat y = -2,7x + 9,5 R² = 0,9735 2,0 2,5 3,0 Öresundsverket + hydrolysat y = -1,9x + 10 R² = 0,9609 Figur 6.21. Denitrifikationshastigheten (mg NOx/g VSS×h) vid de tre olika denitrifikationsförsöken; bioslam från Öresundsverket med hydrolysat som kolkälla från Torekov, bioslam från Öresundsverket med acetat som kolkälla och bioslam från Torekov med acetat som kolkälla (16 november 2011). Tabell 6.14. Denitrifikationshastigheten från de tre olika denitrifikationsförsöken (16 november 2011). Denitrifikationshastighet (mg NOx/(g VSS×h)) 2,0 Öresundsverket + acetat 2,7 Torekov + acetat 1,9 Öresundsverket + hydrolysat Utifrån Figur 6.21 och Tabell 6.14 kan slutsatsen dras att bioslammen från Torekovs avloppsreningsverk har den högsta denitrifikationsaktiviteten och att koncentrationen NOx därmed sjunker snabbast. De två olika försöken gjorda med bioslam från Öresundsverket, dels med acetat som kolkälla och dels med hydrolysat som kolkälla, visar att hydrolysatet fungerar väl som kolkälla då denitrifikationshastigheten i de två olika fallen är mycket nära varandra. Troligtvis skulle därför hydrolysatet även fungera väl som extra kolkälla för denitrifikationen på Torekovs avloppsreningsverk. 57 Resultat och diskussion 58 Modellering med hjälp av EFOR 7 Modellering med hjälp av EFOR Målet med modelleringen var att undersöka möjligheten att minimera tillsatsen av fällningskemikalie för fällning av fosfor genom etablering av bio-P. Modelleringen gjordes med hjälp av EFOR 2003 som är ett program framtaget av DHI Water and Environment i Danmark specifikt för modellering av avloppsreningsverk. Den modelltyp som användes kallas CNDP och är en modell som bygger på ASM-1 och ASM-2d med kolreducering, nitrifikation, denitrifikation och fosforavskiljning. För en mer ingående beskrivning av ASM-2d hänvisas till artikeln Activated sludge model No.2d skriven av Henze et al. (1999). 7.1 Indata 7.1.1 Inflödeskoncentrationer Mätvärden från analyser av Alcontrol Laboratories mellan 2008 och 2010 användes som indata till modelleringen. 2011 års värden användes inte då det under en längre period detta år varit problem med provuppsamlingen på verket. På grund av detta problem gjordes först en genomgång av alla mätvärden. Vissa värden justerades för att massbalanserna i EFOR skulle stämma. Justerade mätvärden finns redovisade i en tabell i Bilaga G. Koncentrationer i inflödet har mätts som dygnsprover alternativt veckoprover en gång per månad. För att få ett jämnare resultat har en linjär interpolering gjorts för att generera två extra mätvärden per månad. Detta har även gjorts för de flöden som fanns som månadsmedelvärden. 7.1.2 Temperaturprofil I modellen måste förutom inflödeskoncentrationerna även en temperaturprofil på inkommande vatten under året göras i EFOR. Temperaturen på det inkommande vattnet mäts med onlinemätare på Torekovs avloppsreningsverk, men sparas tyvärr inte. Istället användes i modellen temperaturerna uppmätta i mellansedimenteringen på Öresundsverket år 2011 (Bilaga G). Torekovs avloppsreningsverk och Öresundsverket är båda belägna vid kusten i nordvästra Skåne cirka 4 mil ifrån varandra och antas därför ha liknande väderbetingelser. Det finns dock flera faktorer som kan påverka temperaturen på det inkommande avloppsvattnet. Öresundsverket har till exempel fler industrier kopplande till verket än vad Torekov har, vilket kan påverka temperaturerna. Dessutom har Torekov ett väldigt långt ledningsnät vilket innebär längre transporttider där vattnet kan kylas ned. 7.1.3 Årsindelning (faser) Då inflödeskoncentrationerna under sommarmånaderna skiljer sig en del från resten av året delades året in i tre olika faser för att ha möjlighet att anpassa exempelvis etanoldosering och luftning för särskilda behov under sommaren. De tre faserna varade i 90, 120 respektive 155 dagar. Sommarmånaderna då höga värden uppmätts definierades därmed från början av april i samband med påsk fram till slutet av juli. De två ”vinterperioderna” före och efter sommaren behandlas alltid på samma sätt vad gäller anpassade styrningar, men delas här upp då EFOR modellerar för ett år i taget. 7.2 Referensscenario Ett referensscenario togs fram där målet var att få ett resultat som liknar förhållandena på verket som de ser ut idag. Dock modellerades endast de biologiska processerna, den kemiska fällning av fosfor som sker idag togs inte med. Detta gjordes för att kunna jämföra resultatet 59 Modellering med hjälp av EFOR från referensscenariot med det som fås vid införandet av biologisk fosforavskiljning. För att underlätta hanteringen i EFOR modellerades referensscenariot endast med mätdata från 2010. I modellen i EFOR slogs de två parallella aeroba bassängerna (bassäng 4 och 5) först ihop till en stor bassäng, då bassängerna är sammankopplade antogs de fungera lika. För att lättare kunna se hur processerna i bassängen fungerar och hur koncentrationerna förändras delades sedan den stora bassängen upp i två seriekopplade bassänger, se Figur 7.1. För att få ett så trovärdigt scenario som möjligt jämfördes sedan utgående koncentrationer (kväve, SS-halt och uttagen slammängd) från modelleringen med uppmätta koncentrationer på verket. Modellen kalibrerades med hjälp av styrningen på uttaget överskottsslam, luftning i bassäng 3 samt hydrolyskonstanten (se Bilaga G för detaljerad beskrivning av kalibreringen). Figur 7.1. Bild av den modell i EFOR som använts som referensscenario. En förstorad version är bifogad i Bilaga G. 7.2.1 Styrningar I modellen över referensscenariot sker ett antal olika styrningar. Majoriteteten av styrningarna sker på samma sätt som de gör på verket, men i vissa fall var det oklart exakt hur styrningen sker. I dessa fall anpassades styrningen i modellen för att resultatet så bra som möjligt skulle stämma överens med verkligheten. Ett antagande gjordes att mängden uttaget överskottsslam styrs på den SS-halt som finns i de aeroba bassängerna. Det antogs även i referensscenariot att syretillförseln i de aeroba bassängerna går att styras bättre än idag då problemet med för mycket syre på vintern och för lite på sommaren är något som kommer att åtgärdas. Uttag av slam från den sekundära sedimenteringen antogs vara konstant då endast en siffra på volym per dygn fanns tillgänglig. Slutligen antogs mängden rejektvatten från centrifugeringen av överskottsslam vara försumbar. Följande styrningar har använts i modellen: Bräddning sker då inflödet överstiger 212,4 m3/h. Den interna recirkulationen är 75 % av inflödet (före bräddning). Slam från mellansedimenteringen tas ut med ett konstant flöde på 72 m3/h. Slam från slutsedimenteringen tas ut med ett konstant flöde på 12,7 m3/h. Luftningen i de aeroba bassängerna styrs på ett börvärde på 3 g O2/m3. Tillsats av etanol sker konstant med en hastighet på 0,0036 m3/h. Överskottsslam tas ut så att SS-koncentrationen i de aeroba bassängerna ligger på 3000 mg/l under vintern och 4000 mg/l under sommaren. 60 Modellering med hjälp av EFOR Volymer och pumpkapaciteter har fåtts från driftspersonal på avloppsreningsverket och finns redovisade i Bilaga G. 7.2.2 Resultat från referensscenariot Figur 7.2 visar kvävekoncentrationerna i utflödet från modelleringen med det slutgiltiga referensscenariot och Figur 7.3 visar de uppmätta utflödeskoncentrationerna. I kalibreringen visade det sig svårt att få ett realistiskt resultat med en hydrolyskonstant på 0,29 d-1. Istället har modelleringen gjorts med en konstant på 2 d-1 som också ligger inom det rekommenderade intervallet (Henze et al., 1999). Det visade sig även ge ett mer överrensstämmande resultat att inte lufta bassäng 3 under sommaren trots att det idag ofta sker på Torekovs avloppsreningsverk. 18 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut gränsvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (8,0 mg/l) Figur 7.2. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet med referensscenariot 2010. 18 16 mg/l 14 12 10 8 6 4 2 0 Tot-N NH4-N Riktvärde Figur 7.3. Uppmätta kväveskoncentrationer i utflödet på Torekovs avloppsreningsverk 2010. 61 Modellering med hjälp av EFOR Enligt Figur 7.2 och Figur 7.3 stämmer referensscenariot bättre överrens med verkligheten under sommarmånaderna, särskilt med tanke på totalkväve. En förklaring skulle kunna vara att indata till referensscenariot bygger på värden som endast är uppmätta en gång per månad vilket innebär att det är en dålig representation av variationen under hela månaden. Ammoniumkoncentrationen stämmer däremot bra överrens med de uppmätta. De modellerade fosforkoncentrationerna i utflödet (Figur 7.4) går ej att jämföra med de uppmätta (Figur 7.5) då det i modellen inte finns med någon kemisk fällning. 7 6 mg/l 5 4 3 2 1 0 P-tot,in P-tot,ut PO4-P,in PO4-P,ut årsmedel P-tot. (1,6 mg/l) Figur 7.4. Modellerade fosforkoncentrationer med referensscenariot 2010. 7 6 mg/l 5 4 3 2 1 0 totalfosfor inkommande totalfosfor utgående Figur 7.5. Uppmätta fosforkoncentrationer i utflödet på Torekovs avloppsreningsverk 2010. Även om fosforkoncentrationerna i utflödet inte kan jämföras kan man i alla fall utifrån modellens fosforhalter konstatera att det idag inte sker någon biologisk fosforavskiljning. Någon poly-P-biomassa (PAO) fanns heller inte i modellen. Detta stämmer väl med 62 Modellering med hjälp av EFOR verkligheten då P-släppsförsöken som gjordes tidigare också tyder på att det inte finns någon PAO i bioslammet. Den fosfor som förbrukas i verket och som ändå leder till en aning lägre halter i utflödet än i inflödet består antagligen av bakteriers upptag av fosfor för cellsyntes. Förutom fosfor och kväve undersöktes även utgående koncentration på COD vilket i de analyser som gjorts på utgående vatten låg under 30 mg/l hela året undantaget slutet på juli och i början på november då det är uppmätt till 30 mg/l respektive 36 mg/l. Figur 7.6 visar utgående COD-koncentrationer i modellen där värdena ligger något högre än 30 mg/l under andra halvan av året. Mönstret med topparna, i modellen i slutet på juni istället för i slutet på juli, och i början på november är dock inte långt ifrån verkligheten. 50 45 40 35 mg/l 30 25 20 15 10 5 0 COD-tot,ut Figur 7.6. Modellerade COD-koncentrationer i utflödet med referensscenariot 2010. SS-halten i utgående flöde undersöktes också och låg i princip konstant på 10 mg/l hela året i modellen, till skillnad från verkligheten där koncentrationen låg under 5 mg/l större delen av året. Skillnaden är dock inte stor och modellen ansågs vara en god approximation av verkligheten. 7.3 Förslag på förändringar i driften Utifrån referensscenariot med inflödesdata från 2010 gjordes förändringar för att uppnå bästa möjliga kväve- och fosforavskiljning. Det visade sig vara svårt att kombinera båda processerna och nedan presenteras därför först två olika scenarion där kväveavskiljningen respektive fosforavskiljningen fungerar ultimat vid ”rimliga” förändringar utifrån dagens förutsättningar. Därefter följer två lösningar som ger en bra kombinerad biologisk kväve- och fosforavskiljning, men som kräver större och mer kostsamma förändringar. 7.3.1 Förbättrad kväveavskiljning I Figur 7.2 som visar kvävekoncentrationen i utflödet med referensscenariot är det tydligt att den största delen av det kväve som lämnar verket är i form av nitrat eller nitrit. För att få lägre kvävekoncentrationer i utflödet fokuserades därför modelleringen på att gynna denitrifikationen. En bättre kväveavskiljning uppnåddes dels genom att öka internrecirkulationen som styrs på inflödet från 75 % till 150 % och dels genom att tillsätta 63 Modellering med hjälp av EFOR etanolen i trefas med tredubblad etanoldosering (från 0,0036 m3/h till 0,0108 m3/h) under sommaren då kvävekoncentrationerna i inflödet är som högst. Resultatet går att se i Figur 7.7. Att internrecirkulationen inte är för stor, det vill säga att det inte återförs mer nitrat än vad denitrifierarna kan omvandla, ses i Figur 7.8 nedan där koncentrationen nitrat/nitrit sjunker till nästan noll från bassäng 2 till 3. Som Figur 7.9 visar förblir fosforkoncentrationerna som vid referensscenariot, det vill säga någon biologisk fosforavskiljning sker inte. 14 12 mg/l 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) NH4-N,ut årsmedel N-tot. (6,2 mg/l) NOx,ut Figur 7.7. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid förbättrad kväveavskiljning. 2 1,8 1,6 1,4 mg/l 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 NOx,b.3 NOx,b.2 Figur 7.8. Modellerade koncentrationen nitrat och nitrit i de anoxa bassängerna b.2 och b.3. 64 Modellering med hjälp av EFOR 7 6 mg/l 5 4 3 2 1 0 P-tot,in P-tot,ut PO4-P,in PO4-P,ut årsmedel P-tot.(1,6 mg/l) Figur 7.9. Modellerade fosforkoncentrationer vid förbättrad kväveavskiljning; totalfosfor inflöde (blå), ortofosfat inflöde (röd), totalfosfor utflöde (grön), ortofosfat utflöde (svart). 7.3.2 Biologisk fosforavskiljning Vid modellering för att uppnå biologisk fosforavskiljning användes modellen för en förbättrad kväveavskiljning som grund (som beskrevs ovan), för att försöka kombinera bra fosforavskiljning med bra kväveavskiljning. För att etablera biologisk fosforrening räckte det dock inte, som idén var från början, med att stänga av luftningen i bassäng 9 för att etablera hydrolys. Det krävdes även att luftningen i bassäng 6 stängdes av. Tillväxten av PAO som då skedde visas i Figur 7.10. Det tog dock minst ett år för dem att etablera sig vilket är en tämligen lång tidsperiod. För att underlätta etableringen av PAO kan acetat tillsättas under uppstartsperioden. Etableringen av PAO resulterade i låga fosforkoncentrationer i utflödet (Figur 7.11). Koncentrationen totalfosfor i utflödet är mycket lägre än i referensscenariot men årsmedelvärdet på 0,4 mg/l är ändå över gränsvärdet (0,3 g/ m3) (Figur 7.12). Öresundsverket fick dock vid införandet av biologisk fosforavskiljning ett tidigare gränsvärde på 0,3 mg/l justerat till 0,5 mg/l. Att undersöka möjligheterna till en liknande lösning för Torekovs avloppsreningsverk kunde därför vara av intresse, då det skulle kunna innebära att kemisk fällning inte längre är nödvändig. Den minskade aeroba slamåldern som uppstod då luftningen i bassäng 6 och 9 stängdes av orsakade problem med kväveavskiljningen under sommarmånaderna på grund av höga ammoniumhalter. För att kompensera för detta luftades även bassäng 3 under sommaren med ett börvärde på 3 g/ m3, men det var inte tillräckligt för att få ner totalkvävets koncentration under riktvärdet på 12 mg/l dessa månader, se Figur 7.13. Beräknas däremot ett årsmedelvärde, som riktvärdet är baserat på, ligger utflödeskoncentrationen under 12 mg/l. På grund av de väldigt höga koncentrationer i utflödet som blir under sommaren så anses ändå det här scenariot som ett osäkert alternativ. 65 Modellering med hjälp av EFOR 3500 3000 mg/l 2500 2000 1500 1000 500 0 biomassa PAO,b.1 biomassa PAO, b.5 biomassa PAO, b.9 Figur 7.10. Modellerade koncentrationen biomassa PAO vid biologisk fosforavskiljning. 7 6 mg/l 5 4 3 2 1 0 P-tot,in P-tot,ut PO4-P,in PO4-P,ut årsmedel P-tot. (0,4 mg/l) Figur 7.11. Modellerade fosforkoncentrationer vid biologisk fosforavskiljning. 66 mg/l Modellering med hjälp av EFOR 1 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) årsmedel P-tot. (0,4 mg/l) Figur 7.12. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid biologisk fosforavskiljning. 28 24 mg/l 20 16 12 8 4 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot.(11 mg/l) Figur 7.13. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid biologisk fosforavskiljning. 7.3.3 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 Utifrån resultaten vid optimering av fosforavskiljningen med ”rimliga” förändringar var det tydligt att den aeroba slamåldern blir för låg för kväveavskiljningen vid avstängning av luftningen i bassäng 6 och 9. Ett sätt att lösa problemet kan därför vara att göra de aeroba bassängerna 4 och 5 större. Luftningen i bassäng 3 stängdes åter igen av året runt, men etanol tillsattes fortfarande i trefas. Luftningen i bassäng 6 och 9 stängdes av och den interna recirkulationen sattes på 150 %. Efter olika försök visade det sig att 50 % större volym av bassäng 4 och 5 resulterar i väl fungerande kväve- och fosforavskiljning, se Figur 7.14 och 67 Modellering med hjälp av EFOR Figur 7.15. Årsmedelvärdet på 0,4 mg/l är precis som i det tidigare scenariot med fungerande biologisk fosforavskiljning över gränsvärdet på 0,3 mg/l men klarar sig under Öresundsverkets gränsvärde vid biologisk fosforavskiljning på 0,5 mg/l. Den fosforkoncentrationsökning som syns i november beror på intern bräddning. Volymökningen kan exempelvis uppnås genom att göra bassängerna 50 % djupare, från dagens 3 meter till 4,5 meter. 14 12 mg/l 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (6,9 mg/l) Figur 7.14. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym (b.4 och b.5). 0,8 0,7 0,6 mg/l 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) årsmedel P-tot.(0,4 mg/l) Figur 7.15. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym (b.4 och b.5). 68 Modellering med hjälp av EFOR Vid ett försök att stänga av etanoldoseringen under hela året för att undersöka om kolkällan som genereras vid hydrolysen räcker även för denitrifikationen, blev resultatet högre kvävehalter och bristande biologisk fosforrening. Det är därför nödvändigt att fortsätta med etanoldoseringen. 7.3.4 Ändrad position för den interna recirkulationen Genom att istället för att ändra volymerna dra en ny ledning för den interna recirkulationen till bassäng 1 istället för till bassäng 2 och förändra luftningen i befintliga bassänger fås optimala förhållanden för kombinerad kväve- och fosforavskiljning med processchemat enligt Figur 7.16. Figur 7.16. Processchema med flyttad intern recirkulation. Förutom den nya recirkulationen stängdes luftningen som tidigare av i bassäng 6 och 9 men startades i bassäng 3 året runt och i bassäng 2 under sommaren, med börvärden på 3 mg/l, för att öka den aeroba uppehållstiden. Som tidigare är den interna recirkulationen satt på 150 % och etanolen tillsattes i trefas. Genom ovanstående ändringar sker fosforsläpp i de anaeroba slambehandlingsbassängerna, bassäng 1 och 2 (förutom under sommaren) blir anoxa och där sker denitrifikationen och bassäng 3, 4 och 5 är aeroba för nitrifikation, kolreduktion och fosforupptag. Resultatet blir lägre koncentrationer i utflödet av både kväve och fosfor, men inte fullt lika bra resultat som vid ändrade volymer, se Figur 7.17 och Figur 7.18. Årsmedelvärdet (0,4 mg/l) är även här över gränsvärdet på 0,3 mg/l men klarar sig under Öresundsverkets gränsvärde vid biologisk fosforavskiljning på 0,5 mg/l. Fosforkoncentrationsökningen i november beror på intern bräddning. 69 Modellering med hjälp av EFOR 16 14 12 mg/l 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (7,3 mg/l) Figur 7.17. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation. 0,8 0,7 0,6 mg/l 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) årsmedel P-tot. (0,4 mg/l) Figur 7.18. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation. En nackdel med denna lösning är dock att mängden uttaget överskottsslam blir större än vid referensscenariot, 188 ton SS/år istället för tidigare 164 ton SS/år. Detta beror förmodligen på att det sker mindre nedbrytning i slambehandlingsbassängerna då de är anaeroba istället för aeroba. Dock medför en biologisk fosforavskiljning fördelen att mängden fällningskemikalier minskar så det är möjligt att den totala mängden slam ändå inte kommer att skilja sig mycket från dagsläget på 178 ton SS/år. I scenariot med en ökad aerob volym är mängden uttaget överskottsslam 161 ton SS/år vilket är ungefär samma som vid referensscenariot trots avstängd luftning i slambehandlingen. Detta beror på den ökade totala slamåldern i och med den ökade volymen. 70 Modellering med hjälp av EFOR 7.4 Längre tidsperiod (2008-2010) Utifrån de två fallen med stora förändringar, ändrade volymer och ändrad position för internrecirkulationen kördes modellen även med mätdata från hela tidsspannet 2008-2010. 7.4.1 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 Figur 7.19 och Figur 7.20 visar resultaten vid 50 % större aerob volym för tidsperioden 20082010. 20 18 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) Figur 7.19. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym (bassäng 4 och 5) för tidsperioden 2008-2010. 3,5 3 mg/l 2,5 2 1,5 1 0,5 0 P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) Figur 7.20. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid 50 % större aerob volym (bassäng 4 och 5) för tidsperioden 2008-2010. 71 Modellering med hjälp av EFOR Resultatet visar på en effektiv kväveavskiljning med totalkvävekoncentrationer under riktvärdet på 12 mg/l i princip hela perioden. Enda undantaget är precis i början av 2008 där koncentrationen uppnår cirka 16 mg/l. En förklaring varför januarivärdet ligger mycket högre år 2008 än de andra åren kan ligga i inflödesdata där koncentrationen totalkväve i december 2010 är 15 mg/l och i januari 2008 30 mg/l. Då EFOR kör simuleringen i cykler påverkar antagligen övergången från 15 mg/l till 30 mg/l hur processerna går och därmed utflödeskoncentrationerna. Fosforkoncentrationerna i utflödet håller sig runt 0,4 mg/l större delen av perioden, alltså nära gränsvärdet på 0,3 mg/l. Det räcker alltså inte med den biologiska fosforavskiljningen enligt modellen, men det är mycket möjligt att det kan gå att uppnå i verkligheten. Det är dock troligt att det kan behövas kompletteras med kemisk fällning för att alltid klara av gränsvärdet. En märklig stigning i utgående koncentration sker dock i sista kvartalet av 2009. Förklaringen ligger i att biomassan PAO sjunker kraftigt under den perioden. 7.4.2 Ändrad position för den interna recirkulationen Figur 7.21 och Figur 7.22 visar resultaten vid ändrad flödesriktning för internrecirkulationen och stänga av/starta luftning för tidsperioden 2008-2010. 18 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) Figur 7.21. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation för tidsperioden 2008-2010. 72 Modellering med hjälp av EFOR 2,5 2 mg/l 1,5 1 0,5 0 P-tot,ut PO4-P,ut Gränsvärde P-tot. (0,3 mg/l) Figur 7.22. Modellerade fosforkoncentrationer i utflödet vid flyttad intern recirkulation för tidsperioden 2008-2010. Dessa förändringar ger ett bra resultat på kväveavskiljningen med totalkvävekoncentrationer under riktvärdet på 12 mg/l större delen av perioden, men med en topp på cirka 16 mg/l i början av perioden, precis som i fallet med ändrade volymer. Precis som vid ändrade volymer stiger också de utgående fosforkoncentrationerna i slutet av 2009, men det är även en topp i mitten på året. 73 Modellering med hjälp av EFOR 74 Slutsatser 8 Slutsatser 8.1 Utvärdering av verket som det ser ut idag Inkommande koncentrationer COD, kväve och fosfor är ovanligt låga vilket kan förklaras av ovanligt stort inläckage till avloppsledningarna som leder till avloppsreningsverket. Det vore därför lämpligt att göra en grundlig undersökning av avloppsledningsnätet för att kunna genomföra eventuella åtgärder. Tillsatsen av fällningskemikalier kan eventuellt vara överflödig men på grund av de låga fosforkoncentrationerna är det troligt att det krävs en högre kvot mellan mängden aluminium och fosfor än vad som normalt rekommenderas. Eventuellt skulle det vara lönsamt att införa en koncentrationsmätare i den bassäng där fällningskemikalier tillsätts och styra tillsatsen på denna koncentration istället för på flöde. Den höga syrehalten i de luftade bassängerna (bassäng 4 och 5) resulterar i en för hög syrehalt i den första anoxa bassängen då höga halter syre följer med den interna recirkulationen. Även i slambehandlingsbassäng 6 sker överluftning som resulterar i att bassäng 7 inte är anox. Förutom de problem som uppstår i de anoxa och anaeroba bassängerna så innebär överluftningen också en stor ekonomisk belastning. En lösning på problemet vore att införa en mer kontrollerad och flexibel styrning av luftningen. Det finns förmodligen inga PAO i bioslammet på Torekovs avloppsreningsverk idag. Orsakerna till detta är troligtvis flera; - För hög syre- och nitrathalt i den anaeroba bassängen. Ett sätt att lösa problemet med de höga syre- och nitrathalterna vore att minska på luftningen i sandfånget samt att undvika det fall som finns i inloppet till den anaeroba bassängen. - Otillräcklig mängd lättnedbrytbar kolkälla i det inkommande vattnet till Torekovs avloppsreningsverk. Detta problem kan lösas med hjälp av returslamhydrolys samt eventuellt att minska VFA-förlusten som sker i det luftade sandfånget. - Fosforbrist på grund av de låga koncentrationerna av fosfor i inflödet samt det faktum att fällningskemikalier följer med returslammet in i biosteget vilket försvårar etableringen av PAO. Vid etablering av bio-P innebär detta att tillsatsen av fällningskemikalier måste avslutas vilket kan leda till förhöjda fosforhalter i utflödet under uppstartsperioden. Under denna period kan det därför vara lämpligt att tillsätta acetat för att underlätta etableringen av PAO. Denitrifikationsaktiviteten i bioslammet på Torekovs avloppsreningsverk är hög. Även denitrifikationen är begränsad av mängden lättnedbrytbar kolkälla, vilket innebär att det är nödvändigt att kontinuerligt dosera en extern kolkälla. 75 Slutsatser 8.2 Modellering i EFOR Simuleringar i EFOR visar att det är svårt att med endast enklare metoder etablera bio-P i kombination med en tillräckligt bra kväveavskiljning. Bevaras den kemiska fosforavskiljningen går det dock att med enklare metoder förbättra kväveavskiljningen. Detta uppnås i EFOR genom att öka den interna recirkulationen samt att öka etanoldoseringen under sommarmånaderna. För att etablera bio-P i kombination med bra kväveavskiljning krävs något större förändringar. För att skapa returslamhydrolys och för att öka den anaeroba uppehållstiden stängs luftningen i slambehandlingsbassängerna av (b.6 och b.9). Detta innebär dock att den aeroba slamåldern minskar och för att kompensera för detta föreslås ett av följande alternativ: - Öka volymerna i de aeroba bassängerna (b.4 och b.5), förslagsvis genom att öka djupet. - Byta position på den interna recirkulationen så att den går in i den första bassängen i biosteget (b.1) istället för den andra (b.2). Bassäng 3, som tidigare använts för denitrifikation, kan då luftas hela året och bassäng 2 kan vid behov luftas under sommaren. För att uppnå en så bra kväveavskiljning som möjligt har ovanstående förslag även kombinerats med en ökad internrecirkulation och ökad etanoldosering på sommaren. Det är inte möjligt att utesluta fällningskemikalierna helt för att klara gränsvärdet på 0,3 mg P/ l, utan efterfällning blir ett nödvändigt komplement. Införs något av de större förändringarna går det enligt simuleringarna i EFOR att nå ett årsmedelvärde på 0,4 mg P/ l i utflödet. Öresundsverket fick dock vid införandet av biologisk fosforavskiljning ett tidigare gränsvärde på 0,3 mg/l justerat till 0,5 mg/l. Att undersöka möjligheterna till en liknande lösning för Torekovs avloppsreningsverk kunde därför vara av intresse, då det skulle kunna innebära att kemisk fällning inte längre är nödvändig. 76 Framtida studier 9 Framtida studier För att med större säkerhet kunna fastslå att föreslagna åtgärder kan etablera en biologisk fosforavskiljning på Torekovs avloppsreningsverk krävs fler provtagningar under en längre tidsperiod. Dessutom görs i dagsläget endast en provtagning i månaden på inkommande vatten, varför det för att få ett mer pålitligt resultat på modelleringen vore önskvärt med tätare provtagningar. Det vore önskvärt med provtagning under en längre tidsperiod också för att inkludera sommarmånaderna i studien. Denna studie utfördes under höst/vinter-månader då koncentrationerna in till avloppsreningsverket är låga och det kan vara nödvändigt att närmare analysera förhållandena även under vår- och sommarmånaderna. 77 Framtida studier 78 Referenser 10 Referenser 91/271/EEC (1991) Council directive concerning urban waste water treatment. Official Journal of the European Communities, L 135/40. Abu-ghararah Z.H., Randall C.W. (1991) The effect of organic compounds on biological phosphorus removal. Water Science and Technology 23, 585-594. Ander E. (2009) Noteringar från genomgång av kvävereduktionsförhållandena vid Torekovs avloppsreningsverk. ERAN miljökonsult AB. Aspegren H. (1995) Evaluation of a high loaded activated sludge process for biological phosphorus removal. TVVA-1004. Lund. Department of Water and Environmental Engineering, Lund institute of Technology/ Lund University. ATV-DVWK-A 131E (2000) Dimensioning of Single-Stage Activated Sludge Plants. Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V. ISBN 3-935669-96-8. Bei Z., Tengrui L. (2008) Transformation of phosphorus in intermittent aerated biofilter under aerobic continuous feeding with long backwashing intervals. Journal of Hazardous Materials 156, 267–276. Borglund A.M., Jönsson L-E. (2003) Drifterfarenheter av bio-P i Sverige. Nordisk avloppskonferens, Helsingfors. Hämtat från: http://www.kappala.se/default.asp?show=11&varuid=11&lid=1&ulid=98&uulid=130. Brdjanovic D., Slamet A., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Alaerts G.J., Heijnen J.J. (1998) Impact of excessive aeration on biological phosphorus removal from wastewater. Water Research 32 (1), 200-208. Christensson M., Lie E., Jönsson K., Johansson P., Welander T. (1998) Increasing substrate for polyphosphate accumulating bacteria in municipal wastewater through hydrolysis and fermentation of sludge in primary clarifiers. Water Environment Research 70 (2), 138-145. Cordell D., Drangert J-O., White S. (2009) The story of phosphorus: Global food security and food for thought. Global Environmental Change 19, 292–305. Cordell D., Rosemarin A., Schröder J.J., Smit A.L. (2011) Towards global phosphorus security: A systems framework for phosphorus recovery and reuse options. Chemosphere 84, 747–758. Dagerskog L. (2002) Förutsättningar för biologisk fosforrening i avloppsvatten från Hammarby Sjöstad-en förstudie. Examensarbete UPTEC W02 029. ISSN 1401-5765 Droste R.L. (1997) Theory and practice of water and wastewater treatment. John Wiley & Sons, Inc. ISBN 0-471-12444-3. Erdal U.G., Erdal Z.K., Randall C.W. (2003) The competition between PAOs (phosphorus accumulating organisms) and GAOs (glycogen accumulating organisms) in EBPR (enhanced 79 Referenser biological phosphorus removal) systems at different temperatures and the effects on system performance. Water Science and Technology 47 (11), 1-8. Filipe C.D.M., Daigger G.T., Grady Jr.C.P.L. (2001) pH as a key factor in the competition between Glycogen-Accumulating Organisms. Water Environment Research 73 (2), 223-232. Gästrike vatten (2011) Miljörapport 2010 Duvbackens reningsverk Gävle kommun. Gillberg L., Hansen B., Karlsson I., Nordström Enkel A., Pålsson A. (2003) Konsten att rena vatten. Helsingborg. Kemira Kemwater. ISBN 91-631-4353-4. HELCOM. (2010) Ecosystem Health of the Baltic Sea 2003–2007: HELCOM Initial Holistic Assessment. Baltic Sea Environment Proceedings 122. Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.v.R. (1995) Wastewater and biomass characterization for the activated sludge model no.2: Biological phosphors removal. Water Science and Technology 31 (2), 13-23. Henze M., Harremoës P., Arvin E., Jansen J. la C. (1997) Wastewater treatment: biological and chemical processes (second edition). Berlin. Springer-Verlag Berlin Heidelberg. ISBN 3540-62702-2. Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.v.R., Loosdrecht M.C.M. (1999) Activated Sludge Model No.2d, ASM2D. Water Science and Technology 39 (1), 165182. Holmqvist J., Bengtsson G. (2009) Samband mellan åtgärder mot övergödning och ekologiska effekter i vattendrag – en litteraturstudie. SWECO Environment, Rapport 2009. Uppdragsgivare: Naturvårdsverket. Uppdragsnummer 1288103. Jansen J. la C., Särner E., Tykesson E., Jönsson K. Jönsson L-E. (2009) Biologisk fosforavskiljning i Sverige – uppstart och drift. Svenskt Vatten utveckling. Rapport 2009-08. Stockholm. Svenskt Vatten AB. Juncà S. (2010) Production of easily biodegradable carbon source for nutrient removal from wastewater through primary sludge hydrolysis – Impact on methane potential. Examensarbete 2010-09. Vattenförsörjnings- och avloppsteknik, Institutionen för Kemiteknik, Lunds Universitet. Jönsson K., Johansson P., Christensson M., Lee N., Lie E., Welander T. (1996) Operational factors affecting enhanced biological phosphorus removal at the waste water treatment plant in Helsingborg, Sweden. Water Science and Technology, 34 (1-2), 67-74. Jönsson K., Jansen J. la C. (2006) Hydrolysis of return sludge for production of easily degradable carbon: effect of pretreatment, sludge age and temperature. Water Science and Technology 53 (12), 47-54. Jönsson K., Jönsson L-E., Jansen J. la C. (2007) Fosforavskiljning utan kemikalier – Erfarenheter av bio-P i vatten- och slambehandling. 10th Nordic/ NORDIWA Wastewater Conference, Hamar, Norway, november 2008. 80 Referenser Käppala (2011) Om Käppala. Hämtat från: http://www.kappala.se/default.asp?show=1&varuid=&lid=1&ulid=106 (2011-10-24). Kemikalieinspektionen (2010) Nationell reglering av fosfor i tvättmedel och maskindiskmedel för enskilt bruk. ISSN: 0284 -1185. Kuba T., van Loosdrecht M.C.M., Brandse F.A., Heijnen J.J. (1997) Occurrence of denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type wastewater treatment plants. Water Research 31 (4), 777-786. Lees E.J., Noble B., Hewitt R., Parsons S.A. (2001) The impact of residual coagulation on downstream treatment processes. Environmental Technology 22, 113-122. Lie E., Welander T. (1997) A method for determination of the readily fermentable organic material in municipal wastewater. Water Research 31 (6), 1269-1274. Liu Y., Shi H., Li W., Hou Y., He M. (2011) Inhibition of chemical dose in biological phosphorus and nitrogen removal in simultaneous chemical precipitation for phosphorus removal. Bioresource Technology 102, 4008–4012. Lopez-Vazquez C.M., Oehmen A., Hooijmans C.M., Brdjanovic D., Gijzen H. J., Yuan Z., van Loosdrecht M.C.M. (2009) Modelling the PAO-GAO competition: Effects of carbon source, pH and temperature. Water Research 43, 450-562. Magro D., Elias S.L., Randall A.A. (2005) Effects of reduced return activated sludge flows and volume on anaerobic performance for a septic wastewater biological phosphorus removal system. Water Environment Research 77, 455. Metcalf & Eddy, Inc. (1991) Engineering – treatment, disposal, reuse (Third edition). Singapore. McGraw-Hill, Inc. ISBN 0-07-041690-7. Monclús H., Sipma J., Ferraro G., Comas J., Rodriguez-Roda I. (2010) Optimization of biological nutrient removal in a pilot plant UCT-MBR treating municipal wastewater during start-up. Desalination 250, 592-597 Naturvårdsverket (2002) Aktionsplan för återföring av fosfor ur avlopp. Rapport 5214. Huvudrapport till Bra slam och fosfor i kretslopp. Naturvårdsverket (2008) Näringsbelastningen på Östersjön och Västerhavet 2006. Rapport 5815. Underlag till Sveriges PLC5-redovisning till HELCOM. Norlander H. (2008) Slamhydrolys för förbättrad denitrifikation på Klagshamns avloppsreningsverk. Examensarbete 2008-08. Vattenförsörjnings- och avloppsteknik, Institutionen för Kemiteknik, Lunds Universitet. NSVA (2009) Miljörapport 2009; Torekovs avloppsreningsverk Båstads kommun, Tekniska förvaltningen. NSVA (2010a) Torekovs avloppsreningsverk Båstad; Miljörapport 2010. NSVA (2010b) Öresundsverket Helsingborg; Miljörapport 2010. 81 Referenser NSVA (2012) via Marinette Hagman, 2012-01-10. Nätverket för bio-P (2012) via Karin Jönsson, 2012-01-26. Oehmen A., Lemos P.C., Carvalho G., Yuan Z., Keller J., Blackall L.L., Reis M.A.M. (2007) Advances in enhanced biological phosphorus removal: From micro to macro scale. Water Research 41, 2271-2300. Paul E., Laval M.L., Sperandio M. (2001) Excess sludge production and costs due to phosphorus removal. Environmental Technology 22, 1363-1371. Schönborn C., Bauer H-D., Röste I. (2001) Stability of enhanced biological phosphorus removal and composition of polyphosphate granules. Water Research 35 (13), 3190-3196. Seviour R.J., Mino T., Onuki M. (2003) The microbiology of biological phosphorus removal in activated sludge systems. FEMS Microbiology Reviews 27, 99-127. Sjöstrand A. (2007) Optimering av biologisk fosfor- och kvävereduktion I ett reningsverk för hushållsspillvatten. Examensarbete UPTEC W06 010. Srinath E.G., Sastry C.A., Pillai S.C. (1959) Rapid removal of phosphorus from sewage by activated sludge. Cellular and molecular life sciences 15 (9), 339-340. Statistiska centralbyrån (2011) Befolkningsstatistik. Hämtat från: http://www.ssd.scb.se/databaser/makro/Produkt.asp?produktid=BE0101 (2011-12-02). Stephens H.L. & Stensel H.D. (1998) Effect of operating conditions on biological phosphorus removal. Water Environment Research 70 (3), 362-369. Svenskt vatten (2011) Vad är REVAQ? Hämtat från: http://www.svensktvatten.se/Vattentjanster/Avlopp-och-Miljo/REVAQ/om-REVAQ/ (2011-11-28). Tykesson E., Blackall L., Keller J., Jansen J. la C. (2003) Growth of glycogen accumulating organisms as a probable consequence of simultaneous chemical precipitation in enhanced biological phosphorus removal. Rapport från IWA conference on environmental biotechnology in Kuala Lumpur Malaysia. ISBN 1843395037. Tykesson E. (2005) Enhanced biological phosphorus removal – processes, competing substances and tools for operation of wastewater treatment plants. TVVA-1008. Lund. Department of Water and Environmental Engineering, Lund institute of Technology / Lund University. ISBN 91-628-6478-5. Tykesson E., Jönsson L-E., Jansen J. la C. (2005) Experiences from 10 years full-scale operation with enhanced biological phosphorus removal at Öresundsverket. Water Science and Technology 52 (12), 151-159. Woods N.C., Sock S.M., Daigger G.T. (1999) Phosphorus recovery technology modeling and feasibility evaluation for municipal wastewater treatment plants. Environmental Technology 20, 663-679. 82 Referenser Örnmark J. (2007) Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den biologiska fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk. Examensarbete, Institutionen för Ekologi, Miljö och Geovetenskap, Umeå Universitet. 83 Referenser 84 Bilaga A Processchema för Torekovs avloppsreningsverk Bilaga B Analysmetoder Filtrering För filtrering av prover användes Munktells cellulosafilter grade 1002 med en diameter på 110 mm. Syrehalt På plats mättes syrehalten direkt i bassängerna med hjälp av en bärbar syrehaltsmätare av märket Hach HQ 40d multi med en elektrod av typen LDO101. I laboratoriet användes en mätare av märket WTW Oxi 730. VFA VFA-halten analyserades antingen via en 5-stegstitrering eller med hjälp av en gaskromatograf. 5-stegstitrering 5-stegstitreringen utfördes med 0,05 M saltsyra. Innan titreringen startades mättes konduktiviteten, pH, temperatur och halten ortofosfat i provet. Saltsyra tillsattes sedan stegvis för att nå pH 6,7, 5,9, 5,2 samt 4,3 medan volymen tillsatt saltsyra noterades. Vid mätning av VFA av slamprover filtrerades alternativt centrifugerades proverna för att få ut vattenfasen som sedan användes till titreringen. Vid provtagning på exempelvis inkommande vatten och rejektvatten gjordes ingen förbehandling av proverna. Resultaten från provtagningarna och titreringen fördes sedan in i programmet Titra5 varpå halten VFA beräknades. Gaskromatografi VFA mätningar med hjälp av gaskromatografi gjordes med en gaskromatograf utrustad med en flamjoniseringsdetektor (FID) samt HP-FFAP kolonn (1909F-123E) 30m+0,530 mm + 1,00 µM. Fosfat och totalfosfor Dr Lange kyvetter typ 349 (mätområde 0,05-1,5 mg/l PO4-P) och typ 348 (mätområde 0,5-5 mg/l PO4-P). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. För totalfosfor användes även ett värmeblock av typen Thermostat LT 1 W. Ammonium Dr Lange kyvetter typ 303 (mätområde 2-47 mg/l NH4-N). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. Nitrat Dr Lange kyvetter typ 339 (mätområde 0,23-13,5 mg/l NO3-N). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. Nitrit Dr Lange kyvetter typ 341 (mätområde 0,015-0,6 mg/l NO2-N). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. Totalkväve Dr Lange kyvetter typ 138 (mätområde 1-16 mg/l N-tot.). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. COD Dr Lange kyvetter typ 114 (mätområde 150-1000 mg/l O2). Avläsning gjordes med hjälp av Dr Langes spektrofotometer av typen DR 2800. SS och VSS Proverna för SS och VSS filtrerades genom ett glasfiberfilter (VWR Ø55mm, 1,6μm) med hjälp av en vakuumpump och torkades sedan i 105 ˚C under en timme. SS kunde sedan bestämmas som vikten av det torkade provet per volym filtrerat slam. Provet glödgades sedan i en ugn på 550 ˚C under en timme för att förbränna VSS som då kunde bestämmas som viktskillanden före och efter glödgningen per volym filtrerat slam. pH och temperatur pH och temperatur mättes samtidigt med hjälp av en WTW 320 pH-mätare. Bilaga C Analys av mätdata Pe-beräkning Pe är beräknat med hjälp av schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med koncentrationer och flöden per pe och dygn (Tabell C.1). Resultatet för 2010 är sammanfattade i Figur 6.4. Tabell C.1. Schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med fosfor, BOD och flöde per personekvivalent (pe). 2,0 Fosfor (g P/ pe×dygn) BOD7 (g BOD7/ pe×dygn) 70 200 Flöde (l/ pe×dygn) Tabell C.2. Pe beräknat utifrån totalfosfor, BOD7 och flöde. Flöde P-tot. P-tot. BOD7 BOD7 pe (flöde) pe (P-tot.) pe (BOD7) m3/d mg/l kg/d mg/l kg/d 3296 2 6.6 18 59 16478 3296 847 jan-10 2857 2.4 6.9 36 103 14284 3428 1469 feb-10 1.1 6.0 11 60 27447 3019 863 mar-10 5489 3985 2.6 10.4 61 243 19923 5180 3472 apr-10 3570 3.2 11.4 14 50 17850 5712 714 jun-10 4535 6.8 30.8 150 680 22675 15419 9718 jun-10 3415 5 17.1 170 581 17077 8538 8294 jul-10 3425 2.1 7.2 42 144 17125 3596 2055 aug-10 3179 1.9 6.0 39 124 15893 3020 1771 sep-10 3713 3.2 11.9 95 353 18563 5940 5038 okt-10 6507 1.8 11.7 19 124 32535 5856 1766 nov-10 4318 2.4 10.4 34 147 21589 5181 2097 dec-10 20120 5682 3175 medel Datum En sammanställning av befolkningsmängden samt avloppsreningsverk finns sammanställd i Tabell C.3. uppdelningen på respektive Tabell C.3. Tabell över befolkningsmängd samt tillhörande avloppsreningsverk, hämtat från Statistiska Centralbyrån (2011) för år 2005 undantaget de markerade med stjärna som hänvisas till Anders Mårtensson på NSVA. Båstad Förslöv Torekov Grevie Östra Karup Västra Karup Vejbystrand Perstorp + Svenstorp Ängelbäcksstrand + Segelstorpsstrand Rammsjö Eskilstorp + Hemmeslövsgård Rammsjöstrand Storahults strand Hov Kattvik Killebäckstorp Ängalag + Svenstorp Axelstorp Ängelsbäck Spridd befolkning Totalt Antal inv. 4 793 1 998 888 769 563 556 195* 160 130 119 108 93 90 73 68 61 58 55 55 3 446* 14 278 Avloppsreningsverk Hedehusen Torekov 4 793 1 998 888 769 563 556 195* 160 130 119 108 93 90 73 68 61 58 55 1 723* 7 528 55 1 723* 6 750 * siffror hänvisas till Anders Mårtensson (NSVA). Kemikalieförbrukning Beräkning av molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier och fosforkoncentration i inflödet. Flödena är medelvärdet för den månaden. Använd fällningskemikalie är Feralcos PLUSPAC S 1465 som innehåller 7,3 vikt% aluminium. Tabell C.4. Beräkning av molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier och fosforkoncentration i inflödet år 2008. Datum jan-08 feb-08 mar-08 apr-08 maj-08 jun-08 jul-08 aug-08 sep-08 okt-08 nov-08 dec-08 årsmedel Flöde ΔP-tot. ΔP-tot. m3/mån 127370 113005 145027 96102 85321 71481 88468 145015 88551 137082 155643 171563 mg/l 3,47 2,24 3,37 4,31 5,88 7,65 2,19 3,03 2,40 2,07 1,71 0,87 kg /mån 441 253 488 414 502 547 193 439 213 284 266 149 inköp kem. ton använd kem. kg/mån kg Al / kg ΔP mol Al / mol ΔP 20,1 6324 7001 6775 10215 9885 20100 6773 6554 6773 9885 10215 1,82 1,05 1,20 1,49 1,32 7,59 1,13 2,25 1,74 2,71 5,00 2,48 2,09 1,20 1,37 1,71 1,51 8,71 1,29 2,58 2,00 3,11 5,73 2,85 20,1 20,1 20,1 20,1 Tabell C.5. Beräkning av molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier och fosforkoncentration i inflödet år 2009. Datum jan-09 feb-09 mar-09 apr-09 maj-09 jun-09 jul-09 aug-09 sep-09 okt-09 nov-09 dec-09 årsmedel Flöde ΔP-tot. ΔP-tot. m3/mån 113534 94240 109191 91296 86301 116202 113534 108934 79593 79521 104331 124784 mg/l 1,78 1,97 2,31 4,40 7,37 3,64 4,39 2,25 4,55 3,78 3,54 2,35 kg /mån 202 185 252 402 636 422 498 245 362 300 370 293 inköpt kem. ton 20,1 20,1 20,1 20,1 20,1 använd kem. kg/mån 6923 6253 6923 9885 10215 9885 10215 6773 6554 6773 9885 10215 kg Al / kg ΔP mol Al / mol ΔP 2,50 2,47 2,00 1,80 1,17 1,71 1,50 2,02 1,32 1,65 1,95 2,54 1,83 2,87 2,83 2,30 2,06 1,35 1,96 1,72 2,32 1,52 1,89 2,24 2,92 2,10 Tabell C.6. Beräkning av molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier och fosforkoncentration i inflödet år 2010. Datum jan-10 feb-10 mar-10 apr-10 jun-10 jun-10 jul-10 aug-10 sep-10 okt-10 nov-10 dec-10 årsmedel Flöde ΔP-tot. ΔP-tot. m3/mån 102164 79988 170171 119535 110670 136047 105874 106175 95358 115088 195210 133849 mg/l 1,96 2,37 1,04 2,52 3,1 6,64 4,76 1,96 1,82 3,11 1,59 2,26 kg /mån 200 190 176 301 343 904 503 208 174 358 311 303 inköpt kem. ton 19,95 19,95 19,95 19,95 19,95 använd kem. kg/mån 6872 6207 6872 9811 10139 9811 10139 10139 9811 6722 6505 6722 kg Al / kg ΔP mol Al / mol ΔP 2,51 2,39 2,85 2,38 2,16 0,79 1,47 3,57 4,12 1,37 1,53 1,62 2,20 2,88 2,74 3,27 2,73 2,48 0,91 1,69 4,09 4,72 1,57 1,75 1,86 2,53 Syrehaltsmätning Syrehaltsmätning genomfördes i oktober på Torekovs avloppsreningsverk. Resultatet ses i Tabell C.7. Tabell C.7. Uppmätta syrehalter i biosteget och slambehandlingsbassängern (2011-10-25). Bassäng Sandfång Anaeroba Anoxa 1 Anoxa 2 Aeroba 1 Aeroba 2 Slam 1 Slam 2 Slam 3 Slam 4 inkommande utgående början mitten slutet början mitten slutet början slutet början slutet början mitten slutet början mitten slutet början slutet mitten mitten början slutet uppmätt (mg/l) 8.01 8.15 7.72 2.21 1.23 0.54 1.22 0.31 0.26 0.23 3.77 6.19 5.02 3.47 6.18 3.89 6.73 6.77 3.54 0.95 2.73 3.37 7.53 3.77 onlinemätare (mg/l) 6.1 6.04 3,8 4.56 Mätningar gjorda på verket Tabell C.8. Mätningar på inkommande vatten efter rotosiler vid Torekovs avloppsreningsverk (2011-11-02). NH4-N mg/l 9,97 NO3-N mg/l 5,82 PO4-P mg/l 1,14 P-tot. mg/l 2,2 N-tot mg/l 24,6 COD mg/l 183 Tabell C.9. Mätningar av fosfat, nitrat och ammonium på Torekovs avloppsreningsverk (2011-10-25). PO4-P NO3-N NH4-N (mg/l) (mg/l) (mg/l) 3,2 12,3 Inkommande 0,193 < 0,05 7,21 0,734 Utgående x 5,27 0,439 Returslam x 0,316 0,111 Rejektvatten x 5,33 3,34 Anaeroba Tabell C.10. Mätningar av totalfosfor och fosfat på Torekovs avloppsreningsverk (2011-12-08). Inkommande Slutet sandfång slutet anaeroba slutet mellansed. utgående PO4-P (mg/l) 0,946 0,95 0,266 0,177 < 0,05 P-tot. (mg/l) 1,48 0,248 < 0,05 SS och VSS SS och VSS beräknades i olika bassänger på Torekovs avloppsreningsverk. Försöken utfördes på VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. Tabell C.11. SS- och VSS-beräkningar (10 oktober 2011). 4b 4b 4b 4s 4s 4s 5b 5b 5b 5s 5s 5s 6 6 6 7 7 7 8 8 8 9 9 9 papperets vikt (g) 0,1201 0,1207 0,1202 0,1201 0,1208 0,1216 0,1210 0,1207 0,1199 0,1209 0,1206 0,1212 0,1214 0,1203 0,1214 0,1202 0,1205 0,1191 0,1203 0,1201 0,1202 0,1202 0,1202 0,1201 prov (ml) 10 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 vikt efter torkning (g) 0,1532 0,1370 0,1375 0,1360 0,1369 0,1375 0,1359 0,1348 0,1345 0,1374 0,1371 0,1379 0,1555 0,1545 0,1548 0,1542 0,1555 0,1539 0,1452 0,1444 0,1439 0,1511 0,1516 0,1510 vikt efter glödgning (g) 0,1274 0,1235 0,1236 0,1229 0,1238 0,1244 0,1234 0,1230 0,1223 0,1237 0,1234 0,1242 0,1292 0,1282 0,1289 0,1276 0,1279 0,1268 0,1255 0,1252 0,1253 0,1270 0,1270 0,1272 SS VSS (mg/l) 3310 3260 3460 3180 3220 3180 2980 2820 2920 3300 3300 3340 6820 6840 6680 6800 7000 6960 4980 4860 4740 6180 6280 6180 (mg/l) 2580 2700 2780 2620 2620 2620 2500 2360 2440 2740 2740 2740 5260 5260 5180 5320 5520 5420 3940 3840 3720 4820 4920 4760 SS medel (mg/l) VSS medel (mg/l) 3270 2650 3110 2590 6780 5230 6920 5420 4860 3830 6210 4830 b: början på bassängen s: slutet på bassängen Slamålder Beräkningarna av slamålder enligt Ekvation 1 på Torekovs avloppsreningsverk presenteras i Tabell C.12, Tabell C.13 och Tabell C.14. SRT SSbassäng Vbassäng SSutflöde Qutflöde SSös Qös (Ekvation 1) Tabell C.12. Beräkning av aerob slamålder, baserat på SS-halter uppmätta 10 oktober 2011. SS4/5 V4+5 SS6 V6 SS9 V9 SSös Qös SSut Qut SRT 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 g/m m g/m m g/m m g/m m /d g/m m /d dagar 1 2 3 3189 552 6780 69 6213 69 6920 47 5 3110,4 7,8 1 SS-halten i bassäng 7, där överskottsslammet tas ut SS-halten i utflödet är för det mesta < 5 mg/l eller strax över, efter laborationsanalyser av Alcontrol Laboratories. 3 utflödet 2011-10-20, när prover för SS- och VSS-analyserna togs, var 3110,4 m3. 2 Tabell C.13. Beräkning av anaerob slamålder, baserat på SS-halter uppmätta 10 oktober 2011. SS1 V1 SSös Qös SSut Qut SRT g/m3 m3 g/m3 m3/dag g/m3 m3/dag dagar 3189 99 6920 47 5 3110,4 0,93 Tabell C.14. Beräkning av anox slamålder, baserat på SS-halter uppmätta 10 oktober 2011. SS2+3 V2+3 SS7 V7 SS8 V8 SSös Qös SSut Qut SRT 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 g/m m g/m m g/m m g/m m /dag g/m m /dag dagar 3189 196 6920 14 4860 14 6920 47 5 3110,4 2,3 Total slamålder för Torekovs avloppsreningsverk är därmed 11 dagar. Beräkning av rekommenderad slamålder Beräkning av rekommenderad slamålder görs enligt den tyska standarden ATV-DVWK-A 131E (2000) med hjälp av Ekvation 4 och 5. t SS ,aerob t SS SF 3,4 1,103 (15 t SS ,aerob T) (Ekvation 4) 1 1 (Ekvation 5) VD V AT Tabell C.15. Beskrivning av parametrar och resultat från ekvation 4 och 5. SF T VD VAT tss,aerob tss 1 Säkerhetsfaktor Temperatur Anox volym Luftad volym Aerob slamålder Total slamålder 1,8 12 ˚C1 224 m3 690 m3 8,2 dagar 12 dagar Uppmätt i inkommande vatten på Torekovs avloppsreningsverk den 20 oktober 2011. VFA-titrering VFA-titrering utfördes i laboratoriet på Torekovs avloppsreningsverk. Tabell C.16. Protokoll över VFA-titreringen (10 oktober 2011). Provvolym (ml) Spädfaktor Konc. HCl (mol/l) pH initialt pH 1 pH 2 pH 3 pH 4 Volym HCl 1 (ml) Volym HCl 2 (ml) Volym HCl 3 (ml) Volym HCl 4 (ml) Temperatur Konduktivitet (mS/m) PO4-P (mg/l) Alkalinitet (mg CaCO3/l) HAc (mg/l) CODVFA (mg/l)1 1 50 1:1 50 1:1 50 1:1 50 1:1 bassäng 9 (returslam) 50 1:1 0,05 0,05 0,05 0,05 0,05 7,53 6,7 5,87 5,16 4,21 1,13 2,74 3,37 3,66 14,2 7,55 6,71 5,93 5,21 4,32 1,08 2,52 3,1 3,32 15,7 7,89 6,7 5,9 5,11 4,33 2,18 4,94 6,12 6,52 17 7,23 6,67 5,9 5,19 4,33 0,86 2,36 2,99 3,28 17 7,18 6,72 5,9 5,21 4,29 0,76 2,2 2,76 3,06 15,9 6,38 63,4 102,4 76,6 74 0,159 0,179 0,278 0,044 0,036 167 169 315 155 136 6,4 6,8 0,2 0,2 16 17 9,6 10 10,3 11 inkommande efter sandfång rejektvatten bassäng 6 Källa Omvandlingsfaktor 1,07 mg CODVFA / mg HAc (Henze et. al, 1997). Tabell C.17. Tabell över flöden i de olika bassängerna där VFA beräknades. inkommande efter sandfång rejektvatten bassäng 6 Flöde (l/s) 50,11 50,11 ? 202 bassäng 9 (returslam) 23,53 1 Utgående flöde 4328,4 m3 den 2011-10-20, från månadsrapport oktober 2011. Pump på 20 l/s från mellansedimenteringen till bassäng 6. 3 Flödet i bassäng 6 adderat med 304,3 m3/dygn från slutsedimenteringen, uttaget överskottsslam försummas 2 Genom massbalans kan mängden VFA in till den anaeroba bassängen (b.1) beräknas, se Tabell C.18. Rejektvattnets flöde är inte känt, men antas vara så litet att det är försumbart. Returslammets flöde grundas på att uttaget av överskottsslam försummas då uppskattningen av detta flöde visade sig vara mycket svårt. Försumningen av överskottsslammet skulle dock kunna kompensera för det försummade rejektvattnet. Produktionen av VFA beräknades utifrån hydrolyshastigheten från hydrolysförsök 2 och VSS-halten uppmätt den 20 oktober 2011. Resultatet finns sammanställt i Tabell C.19. VFA-potentialen som behövs för bio-P är beräknat till 14 mg CODVFA/mg P (Jönsson et al.,1996). Denna siffra används i Tabell C.20 för beräkning av mängd CODVFA nödvändig för bio-P samt hur mycket CODVFA som skulle behöva produceras i eventuell hydrolys för att tillgodogöra behovet. Tabell C.18. Beräkning av mängd VFA in till b.1 VFA i inkommande, efter sandfång (mg CODVFA/l) 0,2 Flöde inkommande, efter sandfång (l/s) 50,1 VFA i returslam (mg CODVFA/l) 11 Flöde returslam (l/s) 23,5 Massflöde in till b.1 (mg/s) 269 Uppehållstid b.1 (h) 0,37 Mängd VFA in i b.1 (g) 361 Tabell C.19. Beräkning av producerad mängd VFA i b.1 hydrolyshastighet (mg CODVFA/ g VSS x h) 0,271 uppehållstid b.1 (h) 0,37 VSS b.1 (g/l) 2,622 Produktion VFA b.1 (mg CODVFA /l) 0,26 3 Volym b.1 (m ) 99 Produktion VFA b.1 (g CODVFA) 25,5 1 från hydrolysförsök 2. antaget att VSS-halten i b.1 är samma som i b.4 och b.5. Medelvärde från b.4 och b.5, se Tabell 6.5. 2 Tabell C.20. Beräkning av VFA-behov i b.1 Nödvändig Bio-P-potential (mg CODVFA / mg Pborttagen) 141 Pborttagen (mg/l) 1,92 VFA-behov inflöde (mg CODVFA/l) 27 Flöde inkommande (l/s) 50,1 Uppehållstid b.1 (h) 0,37 VFA-behov b.1 (g CODVFA) 1790 VFA-potential i b.1 (g) (mängd VFA in+Produktion) 387 VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (g) 1410 VFA som behövs genom ex. returslamhydrolys (mg/l) 14,2 1 VFA-potentialen 14 mg CODVFA/mg P (Jönsson et al.,1996). skillnad mellan inkommande koncentration totalfosfor och utgående, se Tabell 6.3. 2 Bilaga D Hydrolysförsök Hydrolysförsök 1 Uttagen mängd prov är den totala mängden, det vill säga både den mängd som togs ut för analys av COD, fosfat, ammonium och VFA och den mängd som togs ut för SS- och VSSanalys. Tabell D.1. Uppmätta värden i reaktor 1 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). Dag 0 Temp. (˚C) 14 pH CODf (mg/l) 6,54 150 PO4-P (mg/l) 0,763 NH4-N (mg/l) 2 Acetat (mg/l) 7 Propionat (mg/l) 1 CODVFA (mg/l) 8 Prov (ml) 50 0,25 14,6 6,93 155 1,7 2,07 8 2 10 10 1 14,3 7,3 242 2,93 4,6 29 6 35 15 2 13,7 7,39 340 4,8 8 61 8 69 10 3 13,7 7,52 339 4,28 10,9 73 29 102 30 Tabell D.2. Uppmätta samt beräknade värden i reaktor 1 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). Koncentrationerna är beräknade per g initial VSS. Dag SS (mg/l) VSS (mg/l) mg CODVFA / g VSS mg CODf / g VSS mg PO4-P / g VSS mg NH4-N / g VSS 0 5967 4733 1,69 31,7 0,16 0,42 0,25 2,11 32,8 0,36 0,44 1 7,39 51,1 0,62 0,97 2 14,6 71,8 1,01 1,69 21,6 71,6 0,90 2,30 3 6533 5147 Tabell D.3. Uppmätta värden i reaktor 2 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). Dag Temp. (˚C) pH CODf (mg/l) PO4-P (mg/l) NH4-N (mg/l) Acetat (mg/l) Propionat (mg/l) CODVFA (mg/l) Prov (ml) 0 13,8 6,63 150 0,727 2 7 0 7 50 0,25 14,5 7,17 155 1,87 4,57 6 2 8 10 1 14,2 7,26 211 2,24 4,57 26 6 32 15 2 13,7 7,52 361 5,49 8,29 63 7 70 10 3 13,5 7,77 354 6,95 11,8 76 28 104 40 4 14,9 7,7 673 9,36 20,8 123 68 191 40 Tabell D.4. Uppmätta samt beräknade värden i reaktor 2 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). Koncentrationerna är beräknade per g initial VSS. Dag SS (mg/l) VSS (mg/l) mg CODVFA / g VSS mg CODf / g VSS mg PO4-P / g VSS mg NH4-N / g VSS 0 5987 4680 1,50 32,1 0,155 0,427 0,25 1,71 33,1 0,400 0,976 1 6,84 45,1 0,479 0,976 2 15,0 77,1 1,17 1,77 3 6913 5347 22,2 75,6 1,49 2,52 4 7287 5600 40,8 144 2,00 4,44 Tabell D.5. Uppmätta värden i reaktor 3 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). Dag Temp. (˚C) pH CODf (mg/l) PO4-P (mg/l) NH4-N (mg/l) Acetat (mg/l) Propionat (mg/l) CODVFA (mg/l) Prov (ml) 0 14,1 6,73 150 0,847 2 7 0 7 50 0,25 14,2 7,3 164 1,58 2,14 8 2 10 15 1 14 7,7 299 4,7 5,92 34 7 41 15 2 13,6 7,69 499 8,34 12,1 75 18 93 10 3 13,6 7,84 504 8,63 18,9 89 41 130 40 4 14,9 7,88 833 12,5 17,8 141 84 225 40 5 15 7,88 1070 18,0 36,9 198 131 329 10 6 15 7,91 1310 19,7 50,1 259 172 431 10 7 15 7,83 1700 19,6 60,3 326 220 546 30 8 15 7,83 3450 31 90 408 279 687 15 9 15 7,73 2350 27 105 500 351 851 15 10 15,2 7,67 3010 40,4 112,5 588 426 1014 40 Tabell D.6. Uppmätta samt beräknade värden i reaktor 3 under hydrolysförsök 1 (12-22 november 2011). Koncentrationerna är beräknade per g initial VSS. Dag SS (mg/l) VSS (mg/l) mg CODVFA / g VSS mg CODf / g VSS mg PO4-P / g VSS mg NH4-N / g VSS 0 6173 4860 1,44 30,9 0,174 0,412 0,25 2,06 33,7 0,325 0,440 1 8,44 61,5 0,967 1,22 2 19,1 103 1,72 2,49 3 7313 5693 26,8 104 1,78 3,89 4 7120 5507 46,3 171 2,57 3,66 5 67,7 219 3,71 7,59 6 88,7 269 4,06 10,3 7 112 349 4,04 12,4 8 141 711 6,38 18,5 9 175 483 5,56 21,6 209 619 8,31 23,1 10 13640 9987 Hydrolysförsök 2 Tabell D.7. Uppmätta värden under hydrolysförsök 2 (29 nov-5 dec 2011). Dag Temp. (˚C) pH CODf (mg/l) PO4-P (mg/l) NH4-N (mg/l) Acetat (mg/l) Propionat (mg/l) CODVFA (mg/l) Prov (ml) 0 13,9 6,65 69 0,316 <2 19 1 20,3 13,9 0,25 15,1 7,12 91 0,924 1,36 12 0 12,2 15,1 1 15,2 7,52 193 1,91 4,48 36 2 38,5 15,2 2 15,1 7,61 237 3,04 8,08 58 2 60,1 15,1 3 15,1 7,77 348 4,38 15,7 107 0 107 15,1 4 15,8 7,91 458 5,76 21,4 127 26 153 15,8 5 15,3 7,97 550 5,84 29,2 141 47 189 15,3 6 15,2 7,96 162 66 228 15,2 7 15,2 7,99 170 78 248 15,2 8 15,9 8,01 207 102 309 15,9 16 8,03 226 124 350 16 670 6,68 42,4 9 10 952 11,0 57,6 Tabell D.8. Uppmätta samt beräknade värden under hydrolysförsök 2 (29 nov-5 dec 2011). Koncentrationerna är beräknade per g initial VSS. Dag SS (mg/l) VSS (mg/l) mg CODVFA / g VSS mg CODf / g VSS mg PO4-P / g VSS 0 8120 5593 3,64 12,3 0,06 0,25 2,19 16,3 0,17 0,24 1 6,88 34,5 0,34 0,80 2 10,7 42,4 0,54 1,44 3 19,0 62,2 0,78 2,81 4 27,3 81,9 1,03 3,83 33,7 98,3 1,04 5,22 120 1,19 7,58 170 1,96 10,30 5 6900 4787 6 40,8 7 44,3 8 55,2 mg NH4-N / g VSS 9 10 6607 4380 62,6 Hydrolyskonstanten Beräkningen av den hydrolyskonstant som används i EFOR utifrån hydrolysförsök 2 som utfördes i denna studie utgick ifrån en artikel som beskriver ASM2d modellen skriven av Henze et al. 1999. Från denna artikel hämtades Ekvation 2 som användes för att beräkna hydrolyskonstanten. anaerob hydrolys Kh fe KO 2 K NO 3 XS / XH XH K O 2 SO 2 K NO 3 S NO 3 K X X S / X H (Ekvation 2) Då andelen löst syre och nitrat anses vara noll under hydrolysförsöket blir de första två kvoterna ett varpå ekvationen blir såsom den är skriven i Ekvation 3, definitioner av de parametrar som används i ekvationen finns sammanställda i Tabell D.9. anaerob hydrolys Kh fe XS / XH XH KX XS / XH (Ekvation 3) Tabell D.9. Definitioner av parametrarna som används i Ekvation 3 (Henze et al., 1999). ρanaerob hydrolys ηfe Kh Kx Xh Xs Anaerob hydrolyshastighet Anaerobisk hydrolysreduktionsfaktor 0,4 Hydrolyskonstant (/dag) Mättnadskoefficient för partikulärt COD 0,1 Heterotrof biomassa (g COD/m3) Långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (g COD/m3) Den anaerobiska hydrolyshastigheten bestämdes utifrån hydrolysförsök 2 som koncentrationsökningen av löst COD per dag. För att inte enbart titta på COD-koncentrationerna beräknades även hydrolyshastigheten utifrån fosfat, ammonium och VFA med hjälp av en linjär regression av mätdata, se Figur D.1 till Figur D.4. För att kunna omvandla koncentrationsökningen av fosfat, ammonium och VFA till löst COD beräknades kvoten mellan dessa med hjälp av linjär regression, se kapitel 6.3. Hydrolyshastigheten dividerades sedan med denna kvot för att omvandlas till en ökning av COD. Resultatet redovisas i Tabell D.10. 7 6 y = 1,3x + 0,48 R² = 0,9972 mg PO4-P / l 5 4 3 2 1 0 0 1 2 3 4 5 dagar 6 7 8 9 10 Figur D.1. Fosfatkoncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression. 70 60 y = 6,0x - 1,3 R² = 0,9948 mg NH4-N / l 50 40 30 20 10 0 0 1 2 3 4 5 dagar 6 7 8 9 10 Figur D.2. Ammoniumkoncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression. 400,0 y = 36x + 6,0 R² = 0,9915 350,0 mg VFA / l 300,0 250,0 200,0 150,0 100,0 50,0 0,0 0 1 2 3 4 5 dagar 6 7 8 9 10 Figur D.3. VFA-koncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression. 1200 y = 87x + 83 R² = 0,9948 mg COD / l 1000 800 600 400 200 0 0 1 2 3 4 5 dagar 6 7 8 9 10 Figur D.4. COD-koncentrationen under hydrolysförsök 2 samt en linjär regression Tabell D.10. Beräkning av hydrolyshastigheten vid 15 ˚C. PO4-P NH4-N CODVFA CODf 1 mg / l×dag1 mg / mg CODf2 1,33 6,0 36 87 0,011 0,069 0,39 1 mg COD / l×dag (15 ˚C) 120 86 91 87 Utifrån resultat från hydrolysförsök 2 Figur D.1, Figur D.2, Figur D.3 och Figur D.4. Utifrån värden från hydrolysförsök 2 samanställt i Tabell 6.10. 3 Beräknad utifrån fosforkoncentrationsökningen de första 4 dagar. 2 Då den hydrolyskonstant som används i EFOR är beräknad för 20 ˚C gjordes en temperaturkorrigering med hjälp av en exponentiell ekvation (Ekvation 6) (Henze et al.,1997). Den slutliga hydrolyshastigheten redovisas i Tabell D.11. max (T ) max (20 C) exp( (T 20)) (Ekvation 6) µmax max specific tillväxthastighet (d-1) temperaturkonstant för µmax (˚C-1) 0,08 κ Tabell D.11. Hydrolyshastigheten vid 20 ˚C. PO4-P NH4-N CODVFA CODf mg COD / l×dag (20 ˚C) 170 130 140 130 För att få fram mängden heterotrof biomassa (Xh) och mängden långsamt biologiskt nedbrytbart substrat (Xs) användes referensscenariot i EFOR, se kapitel 7.2. Värdet för Xs och Xh avlästes i slutet på november för att överrensstämma med tidpunkten då hydrolysförsök 2 gjordes. Då det krävs en hydrolyskonstant för att kunna köra referensscenariot utfördes en iterering för att komma fram till den rätta hydrolyskonstanten. Den beräknade hydrolyskonstanten är ett medelvärde av hydrolyskonstanterna utifrån hydrolyshastigheten för fosfat, ammonium och VFA-ökningen. Tabell D.12. Iterering med hjälp av EFOR och Ekvation 3 för att hitta hydrolyskonstanten (Kh). Kh- EFOR Xs Xh dag-1 3,0 1,0 0,60 0,20 0,30 0,29 mg/l 136 1160 3980 5225 5040 5078 mg/l 3340 3000 1810 1145 1264 1255 Kh (PO4-P) dag-1 0,45 0,18 0,25 0,39 0,35 0,35 Kh (NH4-N) dag-1 0,33 0,14 0,19 0,29 0,26 0,26 Kh (CODVFA) dag-1 0,35 0,14 0,20 0,30 0,27 0,28 Kh (CODf) dag-1 0,34 0,14 0,19 0,29 0,27 0,27 Kh (medel) dag-1 0,37 0,15 0,21 0,32 0,29 0,29 Bilaga E P-släppsförsök Med acetat Samtliga resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla samt referensförsöket med bioslam från Öresundsverket. Försöket utfördes i laboratoriet på Öresundsverket i Helsingborg. Tabell E.1. Mätvärden från P-släppsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla (26 oktober 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (mg/l) VSS (mg/l) start luftning 14,4 7,13 x x x avslutad luftning 15,0 7,96 9,25 x x t = 1 min t = 15 min t = 180 min x 8,05 x 3460 2650 15,0 x 0,11 x x 15,5 7,97 0,18 3510 2630 Tabell E.2. Resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla (26 oktober 2011). Tid (min) 1.0 15.0 30.0 45.0 60.0 75.0 90.0 105.0 120.0 135.0 150.0 165.0 180.0 PO4-P (mg/l) x x x x x x x x x x x 1,02 1,06 K (mg/l) x x x x x x x x x x x <8 8,24 PO4-P/VSSinitialt K/VSSinitialt (mg/g) (mg/g) x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x 0,39 x 0,40 3,11 Tabell E.3. Mätvärden från referensförsöket med bioslam från Öresundsverket och acetat som kolkälla (26 oktober 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (mg/l) VSS (mg/l) start luftning 16,9 6,87 x x x avslutad luftning 15,0 8,20 9,63 x x t = 1 min t = 15 min t = 180 min x 7,87 x 3480 2690 15,0 x 0,10 x x 15,0 7,67 0,12 3220 2550 Tabell E.4. Resultat från referensförsöket med bioslam från Öresundsverket och acetat som kolkälla (26 oktober 2011). Tid (min) 1.0 15.0 30.0 45.0 60.0 75.0 90.0 105.0 120.0 135.0 150.0 165.0 180.0 PO4-P (mg/l) < 0,5 2,38 11,3 20,7 26,6 36,6 36,8 54,0 48,8 57,4 64,4 60,6 79,0 K (mg/l) 22,1 20,9 28,6 31,0 33,6 37,1 36,4 40,0 41,0 37,6 39,8 46,4 44,8 PO4-P/ VSSinitialt (mg/g) 0,88 4,20 7,70 9,89 13,6 13,7 20,1 18,1 21,3 23,9 22,5 29,4 K/ VSSinitialt (mg/g) 8,22 7,77 10,6 11,5 12,5 13,8 13,5 14,9 15,2 14,0 14,8 17,3 16,7 Med inkommande vatten Samtliga resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket och inkommande vatten från Torekov som kolkälla samt referensförsöket med bioslam och inkommande vatten från Öresundsverket. Försöket utfördes i laboratoriet på Öresundsverket i Helsingborg. Tabell E.5. Mätvärden från P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket och inkommande vatten från Torekov (26 oktober 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (mg/l) VSS (mg/l) start luftning 17,7 6,87 x x x avslutad luftning 16,6 8,05 9,40 x x t = 1 min t = 15 min t = 180 min x 7,55 x 3500 2700 x x 0,11 x x 15,0 7,62 0,13 3190 2430 Tabell E.6. Resultat från P-släppsförsöket med bioslam från Öresundsverket och inkommande vatten från Torekov (26 oktober 2011). Tid (min) 1.0 15.0 30.0 45.0 60.0 75.0 90.0 105.0 120.0 135.0 150.0 165.0 180.0 PO4-P (mg/l) x x x x x x x x x x x 0,220 0,224 PO4-P/ VSSinitialt (mg/g) x x x x x x x x x x x 0,081 0,083 Tabell E.7. Mätvärden från referensförsöket med bioslam och inkommande vatten från Öresundsverket (26 oktober 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (mg/l) VSS (mg/l) start luftning 17,7 6,92 x x x avslutad luftning 16,6 8,06 8,55 x x t = 1 min t = 15 min t = 180 min x 7,44 x 3700 2870 x x 0,07 x x 14,9 7,46 0,10 3580 2760 Tabell E.8. Resultat från referensförsöket med bioslam och inkommande vatten från Öresundsverket (26 oktober 2011). Tid (min) 1.0 15.0 30.0 45.0 60.0 75.0 90.0 105.0 120.0 135.0 150.0 165.0 180.0 PO4-P (mg/l) 2,2 10,8 13,3 14,6 14,8 12,8 14,3 15,2 13,9 15,5 14,1 15,1 15,8 PO4-P/ VSSinitialt (mg/g) 0,75 3,75 4,62 5,07 5,16 4,45 4,98 5,29 4,84 5,39 4,91 5,26 5,50 Med hydrolysat Samtliga resultat från P-släppsförsöket med hydrolysat som kolkälla samt referensförsöket med acetat som kolkälla. Försöket utfördes i VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. Tabell E.9. Mätvärden från P-släppsförsöket med hydrolysat som kolkälla (15 november 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (mg/l) VSS (mg/l) start luftning 16,1 6,86 x x x avslutad luftning 16,2 x 6,33 x x t = 1 min t = 15 min t = 180 min x x x 3340 2820 16,5 7,15 0,30 x x 15,8 7,33 x 3050 2650 Tabell E.10. Resultat från P-släppsförsöket med hydrolysat som kolkälla (15 november 2011). Tid (min) 1.0 15.0 30.0 45.0 60.0 75.0 90.0 105.0 120.0 135.0 150.0 165.0 180.0 PO4-P (mg/l) 2,9 15,0 25,8 31,5 30,3 34,0 32,6 36,2 36,6 38,2 36,8 37,0 40,8 PO4-P/ VSSinitialt (mg/g) 1,04 5,32 9,15 11,2 10,7 12,1 11,6 12,8 13,0 13,6 13,1 13,1 14,5 Tabell E.11. Mätvärden från referensförsöket med acetat som kolkälla (15 november 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (mg/l) VSS (mg/l) start luftning 16,0 6,87 x x x avslutad luftning 16,5 x 6,49 x x t = 1 min t = 15 min t = 180 min x x x 3490 3030 15,8 7,31 0,28 x x 15,8 7,31 x 3430 3010 Tabell E.12. Resultat från referensförsöket med acetat som kolkälla (15 november 2011). Tid (min) 1.0 15.0 30.0 45.0 60.0 75.0 90.0 105.0 120.0 135.0 150.0 165.0 180.0 PO4-P (mg/l) 0,5 6,4 20,1 19,2 38,0 46,4 51,0 62,4 67,0 65,4 59,8 69,0 69,8 PO4-P/ VSSinitialt (mg/g) 0,17 2,11 6,63 6,33 12,5 15,3 16,8 20,6 22,1 21,6 19,7 22,8 23,0 Bilaga F Denitrifikationsförsök Denitrifikationsförsöket utfördes på VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund. De tillsatta lösningar som användes vid försöket finns presenterade i Tabell F.1. Tabell F.1. Beskrivning av de lösningar som tillsattes under denitrifikationsförsöket. Lösning Innehåll Tillsatt mängd Näringslösning 4720 mg/l (NH4)2SO4 2830 mg/l K2HPO4 18 ml Kaliumnitratlösning 72 000 mg/l KNO3 (10 000 mg/l NO3-N) 4,5 ml Acetatlösning 20 000 mg COD/l 18 ml Bioslam från Öresundsverket med acetat som kolkälla Tabell F.2. Mätvärden från denitrifikationsförsöket med bioslam från Öresundsverket och acetat som kolkälla, i samband med uppstart och avslut (16 november 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (g/l) VSS (g/l) NH4-N (mg/l) NO2-N (mg/l) NO3-N (mg/l) start luftning x x x x x <2 0,057 3,45 avslutad luftning 15,4 7,36 8,20 x x <2 0,15 3,81 t = 15 min t = 31 min t = 180 min x x 0,27 x x x 0,52 66,0 x x x 3,53 2,97 16,8 0,46 29,1 15,1 7,98 x 3,42 2,82 17,6 2,30 11,6 Tabell F.3. Mätvärden och beräkningar från denitrifikationsförsöket med bioslam från Öresundsverket och acetat som kolkälla, under försökets gång (16 november 2011). tid (h) 0,0 0,3 0,5 0,5 0,8 1,0 1,3 1,5 1,8 2,0 2,3 2,5 2,8 3,0 CODf (mg/l) < 150 x x 293 x x x x x x x x x 153 NH4-N (mg/l) 17,6 x 16,8 16,8 x x x x x x x x x 17,6 NO3-N (mg/l) 57,0 66,0 57,8 29,1 25,7 22,5 20,8 19,3 17,8 16,7 14,8 13,5 12,9 11,6 NO2-N (mg/l) 0,34 0,52 0,72 0,46 1,07 1,74 2,18 2,54 2,67 2,54 2,90 2,75 2,25 2,30 NOx-N (mg/l) 57,3 66,5 58,5 29,6 26,8 24,2 23,0 21,8 20,5 19,2 17,7 16,3 15,2 13,9 mg NOx-N/ g VSSinitialt 19,3 22,4 19,7 10,0 9,0 8,2 7,7 7,4 6,9 6,5 6,0 5,5 5,1 4,7 Bioslam från Torekov med acetat som kolkälla Tabell F.4. Mätvärden från denitrifikationsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla, i samband med uppstart och avslut (16 november 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (g/l) VSS (g/l) start luftning x x x x x avslutad luftning 14,9 7,10 7,82 4,35 3,45 t = 15 min t = 180 min x x 0,22 x x 15,3 8,52 x 4,24 3,30 Tabell F.5. Mätvärden och beräkningar från denitrifikationsförsöket med bioslam från Torekov och acetat som kolkälla, under försökets gång (16 november 2011). tid (h) 0,0 0,3 0,5 0,5 0,8 1,0 1,3 1,5 1,8 2,0 2,3 2,5 2,8 3,0 CODf (mg/l) < 150 x x 259 x x x x x x x x x 170 NH4-N (mg/l) 8,50 x 8,01 6,44 x x x x x x x x x 8,18 NO3-N (mg/l) 28,0 30,0 28,0 28,6 24,0 18,7 14,3 9,27 4,70 3,06 2,17 1,74 1,30 0,72 NO2-N (mg/l) 0,28 0,64 0,85 1,08 2,04 4,22 7,25 9,70 12,8 11,4 8,85 6,70 4,55 2,20 NOx-N (mg/l) 28,3 30,6 28,9 30,0 26,0 22,9 21,6 19,0 17,5 14,4 11,0 8,44 5,85 2,92 mg NOx-N/ g VSSinitialt 8,20 8,88 8,36 8,60 7,55 6,64 6,25 5,50 5,06 4,18 3,19 2,45 1,70 0,85 Bioslam från Öresundsverket med hydrolysat som kolkälla Tabell F.6. Mätvärden från denitrifikationsförsöket med bioslam från Öresundsverket med hydrolysat som kolkälla, i samband med uppstart och avslut (16 november 2011). Temp. (˚C) pH O2 (mg/l) SS (g/l) VSS (g/l) start luftning x x x x x avslutad luftning 15,0 7,52 7,60 x x t = 15 min t = 31 min t = 180 min 15,1 x 0,22 x x x x x 3,83 3,15 15,2 7,90 x 3,31 2,77 Tabell F.7. Mätvärden och beräkningar från denitrifikationsförsöket med bioslam från Öresundsverket och hydrolysat som kolkälla, under försökets gång (16 november 2011). tid (h) 0,0 0,3 0,5 0,5 0,8 1,0 1,3 1,5 1,8 2,0 2,3 2,5 2,8 3,0 CODf (mg/l) < 150 x x 249 x x x x x x x x x < 150 NH4-N (mg/l) 8,09 x 7,59 7,05 x x x x x x x x x 7,12 NO3-N (mg/l) 29,8 31,4 29,0 29,9 28,9 27,1 25,8 23,5 21,6 19,9 15,7 14,7 12,8 11,0 NO2-N (mg/l) 0,10 0,42 0,56 0,46 0,50 0,72 1,06 1,27 1,51 1,81 2,45 2,80 3,10 3,05 NOx-N (mg/l) 29,9 31,8 29,6 30,4 29,4 27,8 26,9 24,8 23,1 21,7 18,2 17,5 15,9 14,0 mg NOx-N/ g VSSinitialt 9,5 10,1 9,4 9,6 9,3 8,8 8,5 7,9 7,3 6,9 5,8 5,6 5,0 4,4 Bilaga G Modellering i EFOR Referensscenario Tabell G.1. De olika bassängernas dimensioner. Volym (m3) 73 99 87 109 276 276 69 13,5 13,5 69 690 1820 Sandfång b.1 (anaerob) b.2 (anox) b.3 (anox) b.4 (aerob) b.5 (aerob) b.6 (slamb.) b.7 (slamb.) b.8 (slamb.) b.9 (slamb.) Mellansed. tot. Slutsed. tot. Area (m2) 29 33 29 36 92 92 20 5,4 5,4 20 230 560 Djup (m) 2,5 3,0 3,0 3,0 3,0 3,0 3,5 2,5 2,5 3,5 3,0 3,25 Tabell G.2. Maxkapacitet på de blåsmaskiner som finns i de olika bassängerna. Luftkapacitet Sandfång b.4+b.5 b.3 b.6 b.9 kg luft/h 92 695 100 87 87 Tabell G.3. Pumpkapaciteter Pumpkapacitet Slam från mellansed. Slam från slutsed. Överskottsslam Internrecirkulation m3/h 72 12,7 18 504 l/s 20 140 m3/dygn 304 Tabell G.4. Beskrivning av de kolkällor som användes i modelleringen. Kolkälla Etanol Acetat 1 konc. 97 % 100 % g COD /m3 20900001 1070000 Som lättnedbrytbart substrat Tabell G.5. Uppmätta och justerade inflödeskoncentrationer 2008. Uppmätta Justerade COD N-tot. P-tot. Susp. COD N-tot. P-tot. Susp. Flöde kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d m3/d Datum 2008-01-08 740 123 14,8 407 400 123 14,8 407 4108,7 2008-02-05 387 105 9,7 339 387 105 9,7 339 4035,9 2008-03-18 2105 75 16,4 426 400 75 16,4 426 4678,3 2008-04-15 609 67 14,4 58 609 67 14,4 400 3203,4 2008-05-27 1018 99 16,5 358 1018 99 16,5 358 2752,3 2008-06-24 1168 100 19,1 953 1168 100 19,1 953 2382,7 2008-07-22 571 106 7,1 400 571 106 16,0 400 2853,8 2008-08-19 982 136 15,0 178 400 136 15,0 350 4677,9 2008-09-16 384 56 7,4 384 384 56 7,4 384 2951,7 2008-10-07 752 88 9,7 442 752 88 9,7 442 4422 2008-11-04 519 83 9,9 316 519 83 9,9 316 5188,1 2008-12-09 371 66 6,1 144 371 66 6,1 300 5534,3 Tabell G.6. Uppmätta och justerade inflödeskoncentrationer 2009. Uppmätta Justerade COD N-tot P-tot Susp. COD N-tot P-tot Susp. Flöde kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d m3/d Datum 2009-01-13 326 55 7,0 348 326 55 7,0 348 3662,4 2009-02-03 404 71 7,1 47 404 71 7,1 300 3365,7 2009-03-17 335 60 8,8 194 335 60 8,8 194 3522,3 2009-04-14 426 88 14,3 700 426 88 14,3 700 3043,2 2009-05-26 696 109 20,9 668 696 109 20,9 668 2783,9 2009-06-23 232 136 14,7 368 232 136 14,7 368 3873,4 2009-07-21 1245 125 16,8 344 1000 125 16,8 400 3662,4 2009-08-18 225 77 8,4 162 225 77 8,4 162 3514 2009-09-15 584 85 12,2 716 584 85 12,2 716 2653,1 2009-10-06 462 110 9,7 308 462 110 9,7 308 2565,2 2009-11-03 452 108 12,5 417 452 108 12,5 417 3477,7 2009-12-08 334 68 9,7 2898 334 68 9,7 300 4025,3 Tabell G.7. Uppmätta och justerade inflödeskoncentrationer 2010. Uppmätta Justerade COD N-tot P-tot Susp. COD N-tot P-tot Susp. Flöde kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d m3/d Datum 2010-01-19 260 66 6,6 211 260 66 6,6 211 3295,6 2010-02-09 400 74 6,9 191 400 74 6,9 191 2856,7 2010-03-22 351 77 6,0 187 351 77 6,0 187 5489,4 2010-04-20 797 183 10,4 363 797 183 10,4 363 3984,5 2010-06-01 714 46 11,4 86 714 100 11,4 700 3570 2010-06-29 2721 186 30,8 862 1000 186 20,0 862 4534,9 2010-07-27 990 328 17,1 683 990 200 17,1 683 3415,3 2010-08-24 271 62 7,2 264 271 62 7,2 264 3425 2010-09-21 763 73 6,0 251 763 73 6,0 500 3178,6 2010-10-12 854 93 11,9 668 854 93 11,9 668 3712,5 2010-11-09 651 104 11,7 98 651 104 11,7 500 6507 2010-12-14 691 65 10,4 298 350 65 10,4 298 4317,7 Tabell G.8. Temperaturprofil i EFOR för modellering av år 2010. Datum Temp. (˚C) 01-01-2010 10 29-01-2010 12 08-02-2010 11 18-02-2010 12 28-02-2010 12 10-03-2010 12 20-03-2010 11 30-03-2010 13 09-04-2010 13 19-04-2010 14 29-04-2010 14 09-05-2010 15 Datum Temp. (˚C) 19-05-2010 16 29-05-2010 15 08-06-2010 17 18-06-2010 17 28-06-2010 18 08-07-2010 18 18-07-2010 18 28-07-2010 18 07-08-2010 19 17-08-2010 18 27-08-2010 19 06-09-2010 18 Datum Temp. (˚C) 16-09-2010 18 26-09-2010 18 06-10-2010 18 16-10-2010 17 26-10-2010 17 05-11-2010 17 15-11-2010 17 25-11-2010 16 05-12-2010 14 31-12-2010 12 Kalibrering SS-halt i de aeroba bassängerna mg/l SS-halter uppmättes i bassäng 4 och 5 den 2011-10-20 till 3270 mg/l respektive 3110 mg/l. I modellen styrs uttaget av överskottsslam för att bibehålla ett bestämt värde på SS-halten i de aeroba bassängerna och halten valdes därför att ställas in på 3000 mg/l året runt. Hydrolyskonstanten (Kh) sattes till 0,29 d-1 vilket beräknats utifrån hydrolysförsök 2 i 6.3. Utgående kvävekoncentrationer från modellen visas i Figur G.1 och kan jämföras med de uppmätta koncentrationerna i Figur G.2. 22 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) Figur G.1. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid kalibrering av referensscenariot 2010 med 3000 mg SS/l året runt och Kh=0,29 d-1. 18 16 14 12 g/m3 10 8 6 4 2 0 Tot-N NH4-N Riktvärde Figur G.2. Uppmätta kvävekoncentrationer i utflödet år 2010. Vid jämförelse mellan figurerna är det tydligt att ammoniumkoncentrationerna i modellen är alldeles för höga i jämförelse med de uppmätta. För att uppnå bättre resultat ökades SS-halten i de aeroba bassängerna till 4000 mg/l under sommaren (fas 2). Att SS-halten stiger på sommaren anses vara ett troligt antagande då flertalet inflödeskoncentrationer har visat sig stiga markant under sommarmånaderna, se kapitel 6.1 om inläckage. Resultatet av den justerade SS-halten ses i Figur G.3. 20 18 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) Figur G.3. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid kalibrering av referensscenariot 2010 med 4000 mg SS/l under sommaren och Kh=0,29 d-1. Ammoniumkoncentrationerna sjunker markant, dock är det fortfarande långt ifrån de uppmätta koncentrationerna. Koncentrationerna totalkväve sjunker också något medan koncentrationerna av nitrat och nitrit stiger. Utseendet på totalkvävekoncentrationens kurva stämmer inte så väl överens med den modellerade, vilken ligger på ett mer konstant värde runt 12 mg/l hela året. De stämmer relativt bra övrerens under sommarmånaderna men sämre under resten av året. En trolig förklaring till detta kan vara det faktum att modellen arbetar utifrån inflödesdata som bara uppmätts en gång per månad och därmed är en dålig representation av variationen under hela månaden. Utflödeskoncentrationerna är uppmätta två gånger per månad och ger därmed en säkrare bild av verkligheten. Vad som dock kan läggas märke till är att de modellerade koncentrationerna håller sig under eller strax över riktvärdet på 12 mg/l och har likande max- och minvärde som de uppmätta, även om tidpunkterna inte stämmer överens. Luftning i bassäng 3 på sommaren Då de i dagsläget luftar i bassäng 3 under sommaren för att få ner höga ammoniumhalter undersöktes möjligheterna med det även i modellen, då just höga ammoniumhalter visade sig vara ett problem under sommarmånaderna. Resultatet blir betydligt bättre ammoniumkoncentrationer i utflödet, men koncentrationerna nitrat och nitrit stiger drastiskt på grund av minskad denitrifikation och därmed stiger totalkvävekoncentrationen långt över 15 mg/l vilket inte är önskvärt. Alternativet att lufta i bassäng 3 på sommaren valdes därför bort i modellen. Hydrolyskonstanten Då ammoniumkoncentrationerna fortfarande är högre än vad som uppmäts i verkligheten justerades hydrolyskonstanten i modellen. Enligt modellen ASM-2d (Henze et al., 1999) vilken EFOR är anpassad efter bör hydrolyskonstanten ligga mellan 2 d-1 (10 ˚C) och 3-1 (20 ˚C), vilket innebär att den beräknade konstanten på 0,29 d-1 kan vara alldeles för låg. Det finns en temperaturkorrigeringskonstant i EFOR som omvandlar Kh baserat på ett inmatat Kh för 20 ˚C, varför Kh på 3 d-1 användes i modellen för att undersöka hur utflödeskoncentrationerna påverkades. Resultatet ses i Figur G.4. 18 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut Riktvärde N-tot. (12 mg/l) Figur G.4. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet vid kalibrering av referensscenariot 2010 med Kh=3 d-1. Ammoniumkoncentrationerna i utflödet stämmer nu mycket bättre överens med verkligheten. Totalkvävekoncentrationen sjunker dessutom något trots en stigande koncentration av nitrat och nitrit. Då modellen nu anses stämma bra överens med verkligheten baserat på kvävekoncentrationer i utflödet undersöktes sedan andra parametrar som finns uppmätta på avloppsreningsverket. Först undersöktes hur stor slammängd som tas bort i verkligheten och i modellen. Mängden bortkört slam med en TS-halt på 20 % finns presenterat i Tabell G.9. Mängden SS i ton/år beräknades både för modellen och för verkligheten. Resultatet finns sammanställt i Tabell G.11 och Tabell G.12. Tabell G.9. Bortkört slam från Torekovs avloppsreningsverk 2010. bortkört slam (ton) jan-10 66 feb-10 66 mar-10 66 apr-10 33 maj-10 99 jun-10 66 bortkört slam (ton) jul-10 132 aug-10 99 sep-10 33 okt-10 66 nov-10 99 dec-10 66 Tabell G.10. Beräkning av mängd producerat kemslam 2010. Tillsatt mängd fällningskemikalie (ton/år) 100 7,3 Mängd aluminium (vikt%) 0,01 Mängd järn (vikt%) 150 Kloridhalt (g/kg) 5 Sulfathalt (g/kg) kemikalier i slam (ton/år) 23 Tabell G.11. Beräkning av mängd bortkört bioslam år 2010. bortkört slam, TS 20 % (ton/år) 891 178 bortkört slam (ton SS/år) 23 kemikalier i slam (ton/år) bioslam (ton SS/år) 155 Tabell G.12. Beräkning av mängd uttaget överskottsslam vid kalibrering i EFOR för år 2010. Kh=3 d-1 432 pumpkapacitet överskottsslam (m3/dag) 35 antal dagar uttag öveskottsslam 3 15120 uttaget överskottsslam (m /år) 8648 SS-halt AS7 (g SS/m3) uttaget överskottsslam (ton SS/år) 131 Kh=2 d-1 432 44 19008 8645 164 Vid jämförelse mellan uttagen mängd bioslam i verkligheten (155 ton SS/år) med resultaten från scenariorna med hydrolyskonstant på 3 d-1 respektive 2 d-1 i Tabell G.12 resulterade i valet att fortsätta modelleringen med hydrolyskonstanten 2 d-1 då det var närmast verkligheten. Resultatet av kalibreringen blev ett referensscenario med SS-halt i de luftade bassängerna på 4000 mg SS/l på sommaren och 3000 mg SS/l resterande del av året och en hydrolyskonstant på 2 d-1. Bassäng 3 luftades inte på sommaren. Resultatet på kvävekoncentrationerna i utflödet ses i Figur G.5. 18 16 14 mg/l 12 10 8 6 4 2 0 N-tot,ut NH4-N,ut NOx,ut gränsvärde N-tot. (12 mg/l) årsmedel N-tot. (8,0 mg/l) Figur G.5. Modellerade kvävekoncentrationer i utflödet med referensscenariot 2010. Beräkning av överskottsslam för föreslagna förändringar Tabell G.13 visar beräkningen av uttaget överskottsslam vid de två scenariona med 50 % större aerob volym och ändrad placering av internrecirkulationen. Tabell G.13. Beräkning av mängd uttaget överskottsslam vid optimering i EFOR för år 2010. 50 % större aerob volym pumpkapacitet överskottsslam (m3/dag) antal dagar uttag öveskottsslam uttaget överskottsslam (m3/år) SS-halt b.7 (g SS/m3) uttaget överskottsslam (ton SS/år) 432 43 18576 8656 161 Ändrad internrecirkulation 432 50 21600 8688 188 Evaluation of the potential for biological phosphorus removal at Torekov wastewater treatment plant using dynamic simulations Lisa Magnusson, Frida Skult Water and Environmental Engineering, Department of Chemical Engineering, Lund University, Sweden 2012-02-27 Abstract Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) has both financial and environmental advantages compared to chemical removal through precipitation. To establish EBPR the biosludge must be exposed to alternating anaerobic and aerobic environments, where the poly-P accumulating organisms release phosphate during the anaerobic phase and take up an excessive amount of phosphate during the aerobic phase. Torekov wastewater treatment plant is located in the southern part of Sweden. It is built with an EBPR configuration but is today operated with chemical phosphorus removal. The possibility to operate the plant with EBPR has been investigated through simulation of the plant in EFOR® 2003. Simulations show that it is difficult to combine EBPR with a sufficient nitrogen removal through minor alterations. It is however possible to improve the nitrogen removal through only minor alterations if the chemical phosphorus removal is kept. This is accomplished by increasing the internal recirculation and increasing the ethanol dosage during the summer. If this is combined with creating hydrolysis and P-release in the sludge treatment tanks, establishment of EBPR is possible. It is however necessary to do some more expensive changes to compensate for the reduced aerobic sludge age. Two alternatives were found; increasing the aerobic volume in the biostage or moving the location of the internal recirculation to be able to aerate the tanks that today are used for denitrification. Keywords: EBPR, modeling, EFOR®, hydrolysis, PAO, VFA Introduction Eutrophication in the Baltic Sea has been a serious problem for a long time [1]. It is caused by high amounts of nitrogen and phosphorus increasing the growth of photosynthetic organisms, such as the Cyanobacteria causing algal blooms. Phosphorus is considered to be the most critical nutrient for the Cyanobacteria since they can bind nitrogen from the atmosphere [2]. To reduce the problems with eutrophication caused by phosphorus released from wastewater treatment plants (WWTP) the phosphorus limit in the effluent from most Swedish WWTP is set to 0.3-0.5 mg/l [3]. This is a rather strict limit compared to the limit set by the EU Urban Wastewater Directive (91/271/EEC) of 1-2 mg/l [4]. The most common method for phosphorus removal in Sweden is chemical precipitation [5]. The interest for enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is however growing since it has both financial and environmental advantages compared to chemical precipitation [3]. In this study simulations with EFOR® 2003 were made to investigate the possibility to operate Torekov WWTP with EBPR. The plant is currently operated with chemical precipitation but is designed with EBPR configuration. EBPR To establish EBPR the biosludge must be exposed to alternating anaerobic and aerobic environments where the poly-P accumulating organisms (PAO) release phosphate during the anaerobic phase [2] and take up and accumulate an excessive amount of phosphorus during the aerobic phase [6]. A requirement for the phosphate release in the anaerobic environment is that there is a sufficient available amount of easily biodegradable substrate in the form of volatile fatty acids (VFA) [7]. If the amount of VFA in the anaerobic tank is too low it is possible to produce VFA through anaerobic hydrolysis. There are three main alternatives for creating hydrolysis for VFA production at a WWTP with EBPR; primary sludge hydrolysis, return sludge hydrolysis and longer retention time in the anaerobic tank [3]. Figure 1. Process scheme of Torekov WWTP [10]. Torekov WWTP Torekov WWTP is located in the southern part of Sweden releasing its water into the Kattegat. It is a rather small plant dimensioned for 14 000 pe receiving mainly municipal wastewater. The area is a popular tourist location during the summer which causes up to the double load of pollutants at the WWTP during this period. The plant is built for EBPR with A2O configuration [8] but is today operated with chemical post-precipitation. Laboratory tests showed very low EBPR potential in the biosludge, probably because of low amounts of PAO [9]. The laboratory tests also showed that the incoming water does not contain sufficient amounts of VFA. Process scheme A process scheme of the plant is seen in Figure 1. The plant is operated with one line consisting of mechanical treatment (micro strainer and an aerated sand trap) followed by an activated sludge treatment (predenitrification). The activated sludge treatment consists of five tanks designed for the following processes: t.1: anaerobic tank to enable P-release. Here ethanol is added as an external carbon source to improve the denitrification in tank 2 and 3. t.2+t.3: anoxic tanks for denitrification. t.4+t.5: aerobic tanks for carbon oxidation, nitrification and P-uptake. Following the activated sludge treatment is an intermediate sedimentation tank (IS) removing biosludge. Since the plant today is operated with chemical precipitation a flocculation tank, where aluminum chloride is added to the water, follows the sedimentation tank. Thereafter a secondary sedimentation tank (SS) enables the aluminum phosphate particles to settle before the water is released to the Kattegatt. The sludge withdrawn from the sedimentation tanks are treated biologically in four tanks in series: t.6: aerobic tank receiving the biosludge. t.7: anoxic tank where excess sludge is withdrawn for dewatering in a centrifuge. t.8: anoxic tank receiving chemical sludge. t.9: aerobic tank where return sludge is withdrawn. The return sludge enters t.1 together with supernatant from the centrifuge. Table 1, Table 2 and Table 3 give the basic technical information of Torekov WWTP. Table 1. Volumes and conditions of the activated sludge tanks at Torekov WWTP. Tank t.1 t.2 t.3 t.4 t.5 Condition anaerobic anoxic anoxic aerobic aerobic Volume (m3) 99 87 109 276 276 Table 2. Volumes and conditions of the sludge treatment tanks at Torekov WWTP. Tank t.6 t.7 t.8 t.9 Condition aerobic anoxic anoxic aerobic Volume (m3) 69 13.5 13.5 69 Table 3. Dimensioning load and limits for Torekov WWTP. Flow BOD7, yearly mean N-tot. yearly mean P-tot. yearly mean Dimensioning load 5400 m3/d 800 kg/d 160 kg/d 42 kg/d Limit values 10 mg/l 12 mg/l 0.3 mg/l Method The program used for simulating Torekov WWTP is called EFOR® 2003. The program is developed by the DHI Water & Environment in Denmark specifically for modeling of WWTP. The model used is called CNDP, based on ASM-1 and ASM-2d [11] and includes carbon reduction, nitrification, denitrification and EBPR. Inlet data Monthly measured values of pollutant concentrations in the influent to Torekov WWTP in 2010, analyzed by Alcontrol Laboratories, were used as inlet data for the model. Some values were subject to minor adjustments in order to fit the mass balance equations in EFOR®. To get a smoother transition between the measured values a linear interpolation was made, creating two extra values per month. The same was done with monthly mean values of the influent flow. Since no temperature profile of incoming water to Torekov WWTP was available a temperature profile for 2011 from the intermediate sedimentation tank at Öresundsverket WWTP in Helsingborg, approximately 40 km from Torekov WWTP, was used in the model. Calibration of the reference scenario All tanks and connections at Torekov WWTP were drawn in EFOR® (Figure 2) and known information regarding pump capacities, aeration capacities and the bypass flow at Torekov WWTP was transmitted into the model. The chemical precipitation was not included in the model to be able to see the effect when establishing EBPR. Thereafter a reference scenario was found through calibration of the model in order to get results similar to the real measured values regarding effluent concentrations. The calibration was performed by adapting the outtake rate of excess sludge and the hydrolysis constant. For a more detailed description of the calibration reference is made to Magnusson & Skult [9]. The resulting nitrogen and phosphorus concentrations in the effluent are presented in Figure 3 and Figure 4. Note that since the model does not include the chemical precipitation the phosphorus concentration in the effluent is very high, confirming that there is no EBPR at the plant today. Figure 2. Process scheme of Torekov WWTP drawn in EFOR® 2003. 20 N-tot,out 16 mg/l NH4-N,out 12 8 4 0 NOx,out limit value N-tot. yearly mean N-tot. (8.0 mg/l) Figure 3. Modeled nitrogen concentrations in the effluent with the reference scenario year 2010. 7 P-tot,in 6 mg/l 5 P-tot,out 4 3 PO4-P,in 2 PO4-P,out 1 yearly mean P-tot. (1.6 mg/l) 0 Figure 4. Modeled phosphorus concentrations in the effluent with the reference scenario year 2010. Finding a scenario for EBPR The aim was to establish EBPR in combination with nitrogen removal at Torekov WWTP through minor alterations. Minor alterations includes turning on/off aeration in a tank, changing internal recirculation, changing ethanol dosage and changing the outtake of excess sludge. More expensive alterations were also investigated to find a scenario with optimal EBPR in combination with nitrogen removal. Example of expensive alterations includes increased tank volumes, changing pipe flows, addition of acetate and addition of tanks. Results & Discussion After trying different minor alterations in the model in EFOR® 2003 it became evident that it was difficult to establish EBPR combined with nitrogen removal at Torekov WWTP. It is possible to establish EBPR, but the nitrogen removal is then deteriorating. Two different scenarios with minor alterations are presented below, one to improve the nitrogen removal and one to establish EBPR. Thereafter follows two more expensive solutions to establish EBPR combined with improved nitrogen removal. Improved nitrogen removal To lower the nitrogen levels in the effluent the denitrification has to be improved. To accomplish this the internal recirculation is increased from todays 75% of the influent to 150% and by increasing the dosage of ethanol during the summer period with high pollution load. As a result the nitrate/nitrite concentration in the effluent is significantly lower and the yearly mean of total nitrogen is lowered from 8.0 mg/l to 6.2 mg/l, well below the limit of 12 mg/l. Establishment of EBPR Based on the alterations above for improved nitrogen removal, other alterations were made to establish EBPR. It was necessary to turn off the aeration in both tank 6 and 9 in the sludge treatment to achieve return sludge hydrolysis and P-release. An increased biomass of PAO was noticed although it took about one year before the level was stable. Dosage of acetate into tank 6 can speed up this process. The scenario resulted in a yearly mean of 0.4 mg/l total phosphorus in the effluent, compared to 1.6 mg/l in the reference scenario. This is however above todays limit of 0.3 mg/l but below the limit of 0.5 mg/l that Öresundsverket WWTP got as a limit when they introduced EBPR [12]. Investigating the possibility for a similar solution for Torekov WWTP might be of interest, no chemical precipitation would then be necessary. As a result of the decreased aerobic sludge age, due to less aerated tanks, the nitrification at the plant was deteriorated. The yearly mean of total nitrogen increased to 11 mg/l. This value is below the limit value of 12 mg/l, but during the summer period the concentration reached values as high as 26 mg/l which is why this solution was considered unreliable. Increased aerobic volume To compensate for the decreased aerobic sludge age that occurred when establishing EBPR an expensive solution by increasing the aerobic volume was found. This was done in the model by increasing the volume of tank 4 and 5 with 50%, which could be done e.g. by increasing the depth from 3 to 4.5 meter. A yearly mean of 0.4 mg/l total phosphorus and 6.9 mg/l total nitrogen was reached. Changed position recirculation of the internal Instead of increasing the volume of the aerobic tanks another solution was found where the internal recirculation from tank 4 to tank 2 was moved so that it entered tank 1 instead. The aerobic sludge age at the plant could then be increased by aerating tank 3 all year as well as tank 2 during heavy loads in the summer period. The P-release occurs then only in tank 6 to 9 simultaneously with the hydrolysis. In tank 1 and 2 there will be denitrification and nitrification will occur in tank 3, 4 and 5. A yearly mean of 0.4 mg/l total phosphorus and 7.3 mg/l total nitrogen was then reached. Conclusions The following conclusions were made after simulations in EFOR® 2003: It is possible to improve the nitrogen removal by increasing the internal recirculation and increasing the ethanol dosage during the summer. To be able to establish EBPR it is necessary to create return sludge hydrolysis to increase the amount of VFA in the anaerobic tank. This is done by turning off the aeration in the sludge treatment tanks (t.6 and t.9) but it is then necessary to compensate for the decreased aerobic sludge age. One of the two following alternatives are suggested: - Increase the volume of the aerobic tanks in the biostage (t.4 and t.5), for example by increasing the depth. - Moving the location of the internal recirculation so that it enters tank 1 instead of tank 2, enabling aeration in tank 3. When establishing EBPR a yearly mean for the effluent concentration of phosphorus of 0.4 mg/l was reached. This is above todays limit of 0.3 mg/l but below the limit of 0.5 mg/l that Öresundsverket WWTP got as a limit when they introduced EBPR. Investigating the possibility for a similar solution for Torekov WWTP might be of interest. Acknowledgement This article is a part of a master thesis at Water and Environmental Engineering, Department of Chemical Engineering, Lund University together with NSVA. It could not have been made without the help from Karin Jönsson, Marinette Hagman, Jes la Cour Jansen, Tobias Hey and the great staff at NSVA. References [1] HELCOM. (2010) Ecosystem Health of the Baltic Sea 2003–2007: HELCOM Initial Holistic Assessment. Baltic Sea Environment Proceedings 122. [2] Seviour R.J., Mino T., Onuki M. (2003) The microbiology of biological phosphorus removal in activated sludge systems. FEMS Microbiology Reviews 27, 99-127. [3] Tykesson E. (2005) Enhanced biological phosphorus removal – processes, competing substances and tools for operation of wastewater treatment plants. TVVA-1008. Lund. Department of Water and Environmental Engineering, Lund institute of Technology / Lund University. ISBN 91-628-6478-5. [4] 91/271/EEC (1991) Council directive concerning urban waste water treatment. Official Journal of the European Communities, L 135/40. [5] Borglund A.M., Jönsson L-E. (2003) Drifterfarenheter av bio-P i Sverige. Nordisk avloppskonferens, Helsingfors. From: http://www.kappala.se/default.asp?show=11&varui d=11&lid=1&ulid=98&uulid=130. [6] Brdjanovic D., Slamet A., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Alaerts G.J., Heijnen J.J. (1998) Impact of excessive aeration on biological phosphorus removal from wastewater. Water Research 32 (1), 200-208. [7] Abu-ghararah Z.H., Randall C.W. (1991) The effect of organic compounds on biological phosphorus removal. Water Science and Technology 23, 585-594. [8] Metcalf & Eddy, Inc. (1991) Engineering – treatment, disposal, reuse (Third edition). Singapore. McGraw-Hill, Inc. ISBN 0-07-0416907. [9] Magnusson L., Skult F. (2012) Pontential for biological phosphorus removal at Torekov WWTP. Master thesis 2012-03. Department of Chemical Engineering, Lund University, Sweden [10] NSVA (2012) through Marinette Hagman, 2012-01-10. [11] Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.v.R., Loosdrecht M.C.M. (1999) Activated Sludge Model No.2d, ASM2D. Water Science and Technology 39 (1), 165-182. [12] NSVA (2010) Öresundsverket Helsingborg; Miljörapport 2010.
© Copyright 2024