1. INLEDNING 3 2 INTRODUKTION 7 3 BIOANLÄGGNINGENS RENINGSKAPACITET 24 4 PROVTAGNING OCH ANALYS RESULTAT 32

Transkript

1 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING BAKGRUND SYFTE METOD AVGRÄNSNINGAR UPPLÄGG 5 2 INTRODUKTION ANLÄGGNINGEN KVÄVEREDUCERING ALLMÄNT NITRIFIKATION DENITRIFIKATION SLAMPRODUKTION OCH SEPARATION SLAMMETS SAMMANSÄTTNING FAKTORER SOM PÅVERKAR SLAMPRODUKTIONEN KARAKTÄRISERING AV SEDIMENTERINGSEGENSKAPER DATAMODELLERING 19 3 BIOANLÄGGNINGENS RENINGSKAPACITET PROBLEMFORMULERING BIOLOGISTEGETS UTFORMNING AVLOPPSVATTNETS SAMMANSÄTTNING GARANTIVÄRDEN OCH RENINGSEFFEKT 26 4 PROVTAGNING OCH ANALYS UNDERSÖKNINGARNAS FÖRUTSÄTTNINGAR SLAMPRODUKTION SUSPENDERAD SUBSTANS-HALT I SLAMMET SLAMVOLYM OCH SLAMVOLYMINDEX SLAMPROFIL KVÄVEREDUKTION NITRAT- OCH AMMONIUMPROFIL NITRIFIKATION DENITRIFIKATION RESULTAT SLAMPRODUKTION OCH SEPARERING SS-HALT I SLAMMET SLAMPROFIL SLAMVOLYM 35 1

2 5.2 KVÄVEREDUKTION NITRAT OCH AMMONIUMPROFIL NITRIFIKATION DENITRIFIKATION DATAMODELLERING UPPBYGGNAD OCH KALIBRERING AV MODELLEN STEADY STATE BELASTNINGSVARIATIONER DISKUSSION SLUTSATSER REFERENSLISTA 49 BILAGOR 1. Sugslamskrapa 2. IAWQ AS Model No 1 3. Processer och substansgrupper i ASM1 4. Trender garantiåret 5. Slamproduktion 6. Kvävemetod 7. Datasimulering - anläggningen 8. Datasimulering - provtagning 9. Datasimulering - globala parametrar 10. Datasimulering - setpoint bio 11. Steady state - januari

3 1. INLEDNING 1.1 Bakgrund Bekkelaget Renseanlegg i utkanten av centrala Oslo byggdes om i slutet av 1990-talet och togs i drift under hösten Reduktion av kväve, fosfor och organiskt material i det inkommande avloppsvattnet sker i en aktiv slamprocess med simultanfällning. Det biologiska steget designades utifrån belastningsdata och vattensammansättning från I designen förutsattes att flöden över 1,7 m 3 /s passerar förbi den biologiska reningen och den viktiga reduktionen av närsalter går förlorad. Samtliga biologiska processer är temperaturberoende och verkar långsammare vid låga vattentemperaturer. Därför förväntades den biologiska processen fungera något sämre under kalla perioder. Det har dock visat sig att anläggningen har kunnat drivas med större belastning vintertid än vad dimensioneringen visade. För att reningsverket ska kunna utnyttjas optimalt är det av intresse att fastställa den biologiska reningsprocessens verkliga kapacitet. Avsikten är att en större andel av det inkommande avloppsvattnet ska kunna fullbehandlas. Det skulle leda till att reningsverket i större utsträckning kan undvika de straffavgifter de beläggs med vid för höga utsläpp. Den biologiska kvävereduktionen sker i bassänger med anoxisk respektive aerob miljö. Det inkommande avloppsvattnet innehåller kväve, främst i form av ammonium (NH + 4 ) som genom nitrifikation och denitrifikation reduceras till kvävgas (N 2 ). Det aktiva slammet hålls kvar i systemet genom recirkulering samt slamåterföring från eftersedimenteringsbassänger. Det inkommande avloppsvattnet fungerar som intern kolkälla, där det organiska materialet (COD) förbrukas under denitrifikationen. Reduktionen av fosfor sker genom simultanfällning. Den verkliga belastningsgränsen beror av flera samverkande delar. Innehållet i det inkommande avloppsvattnet, både vad gäller mängd och sammansättning av föroreningar, påverkar slamproduktion och kvävereduktion. Slamålder, belastning och sammansättning av organiskt material har betydelse för slammets sedimenteringskapacitet. Sedimenteringskapaciteten är i sin tur avgörande för avskiljning av slam i eftersedimenteringsbassängerna och påverkar även den slamhalt som kan hållas i bassängerna. Det aktiva slammets förmåga att oxidera ammonium till nitrat (nitrifikation) beror bland annat på slamålder, andel nitrifierare i slammet och syrehalt i vattnet. Denitrifikationen påverkas av sammansättningen av det inkommande avloppsvattnet och slamhalten i bassängerna. 3

4 1.2 Syfte Detta examensarbete har utförts i samarbete med PURAC AB som är ansvariga för ombyggnaden och driften av Bekkelaget Renseanlegg. Om anläggningen ska kunna utnyttjas optimalt måste den verkliga belastningsgränsen fastställas. Det aktuella avloppsvattnets sammansättning och det aktiva slammets egenskaper ska kartläggas för att en optimering ska vara möjlig. Tanken är att en större del av det inkommande avloppsvattnet ska kunna fullbehandlas. Eventuellt kan även en ökning av tillförseln till Bekkelaget vara aktuell. Syftet med examensarbetet är att fastställa sammansättningen av det verkliga avloppsvattnet utifrån befintlig driftdata från garantiåret Genom egna experiment och analyser, både i fullskala och på laboratoriet, studeras det aktiva slammets förmåga att reducera kväve och organiskt material samt dess sedimenteringsegenskaper. Avloppsvattnets sammansättning används sedan tillsammans med slammets egenskaper för att kalibrera en modell i datasimuleringsprogrammet Matlab SIMBA. När modellen är justerad så den motsvarar bioprocessen på Bekkelaget kan belastningen varieras och bioprocessens beteende i olika situationer kan studeras. 1.3 Metod Examensarbetet är uppbyggt av litteraturstudie, försök i både fullskala och laboratorieskala, behandling av driftsdata från anläggningen samt datamodelleringar. Litteraturstudien omfattar genomgång av främst läroböcker och artiklar avseende biologiska metoder att rena avloppsvatten, med tyngdpunkt på kvävereduktion, slamproduktion och sedimentering, samt faktorer som påverkar dessa processer. Möjligheter att med datamodeller simulera förloppen i en biologisk reningsprocess har också studerats. Försöken i fullskala utfördes på Bekkelaget under två veckor i oktober och november hösten 2003, i syfte att studera hur kvävereduktion, slamproduktion och eftersedimentering påverkas av en flödes- och belastningsökning. Försök i laboratorieskala skedde dels på laboratoriet vid Lunds Tekniska Högskola i förberedande syfte samt på Bekkelaget, parallellt med fullskaleförsöken, för att karaktärisera slammets egenskaper. Resultaten används sedan till att kalibrera simuleringsmodellen. 4

5 För att karaktärisera det aktuella avloppsvattnet användes driftdata från garantiåret. Provtagningarna och analyserna som utfördes då är omfattande och gör det möjligt att få en bra bild av vattnets sammansättning, till exempel vattenflöden, inkommande mängd ammonium, fördelning av COD med mera. Tills sist modelleras den biologiska reningsprocessen i simuleringsprogrammet Matlab SIMBA. Först och främst ska modellen kalibreras för att motsvara den aktuella processen med avseende på bland annat sammansättning av inkommande vatten, slamproduktion och dynamik i systemet. Effekten av olika typer av flödes- och belastningsökningar vid olika driftsituationer kan sedan studeras. 1.4 Avgränsningar Arbetet behandlar biologisk kvävereduktion i en aktiv slamanläggning. Faktorer som påverkar reningsgrad och slamproduktion, till exempel förmåga att reducera kväve och sedimenteringsegenskaper hos biologiskt slam, studeras. Vidare tas driftförhållandens betydelse för processen upp, samt omständigheter som är speciella för Bekkelaget, bland annat användandet av sugslamskrapa i eftersedimenteringsbassängerna. Studien behandlar inte den kemiska rening eller slambehandling som finns på anläggningen. Reduktionen av fosfor har inte heller undersökts. 1.5 Upplägg Rapporten inleds med en introduktion där anläggningen kortfattat presenteras. Vidare beskrivs kvävereduktion, slamproduktion och slamseparering med tonvikt på parametrar som påverkar de biologiska processerna och hur dessa parametrar samverkar. Möjligheterna att simulera biologiska reningsprocesser i dataprogram utreds också, då framför allt avseende det aktuella programmet Matlab SIMBA. Efter det redogörs för den aktuella reningsanläggningens reningskapacitet, där avloppsvattnets sammansättning, optimal drift, reningsgrad vid aktuell drift samt garantivärden presenteras och förklaras. 5

6 En kort beskrivning av de provtagningar och analyser som använts görs, innan resultaten av de olika analyserna och försöken presenteras. Avslutningsvis hålls en övergripande diskussion kring resultaten och slutsatser beträffande arbetets syfte som helhet presenteras. 6

7 2 INTRODUKTION 2.1 Anläggningen Bekkelaget Renseanlegg ligger strax utanför Oslo centrum och är designat för personekvivalenter. Reningsverket består av en förbehandling, biologisk reningsprocess med aktivt slam samt ett avslutande filtersteg. Avloppsvattnet anländer till reningsverket via ett tunnelsystem, med en kapacitet upp till 6 m 3 /s. Anläggningen är designad för ett medelinflöde på 1,4 m 3 /s. Vattenmängder upp till 1,7 m 3 /s genomgår fullständig behandling, men flöden mellan 1,7 och 3 m 3 /s genomgår direktfällning samt filtrering och får passera förbi det biologiska steget. Flöden över 3 m 3 /s passerar endast ett rensgaller innan det släpps till recipienten, Oslo fjord. (PURAC) Det inkommande avloppsvattnet når först förbehandlingen bestående av rensgaller, sand- /fettfång och försedimentering. Ibland, till exempel vid höga flöden, används även förfällning för att reducera fosfor. Nästa steg i reningsprocessen är den biologiska behandlingen i fyra parallella linjer där organiskt material, kväve och fosfor reduceras i en aktiv slamprocess. Varje linje består av totalt fem zoner; en anoxzon, en zon där man kan alternera mellan anoxiskt eller syresatt (aerob), samt tre syresatta (aeroba) zoner utan avgränsningar. Den zon där miljön kan alterneras är vanligtvis anoxisk. Den syresätts under kalla perioder för att säkerställa tillräcklig reduktion av ammonium. Den aktiva slamprocessen kombineras med simultanfällning, där fällningskemikalierna sätts direkt till det biologiska steget. Med fällning reduceras fosfor i avloppsvattnet medan kvävet och det organiska materialet bryts ned av det aktiva slammet. (Se vidare avsnitt 2.2 och 2.3). I den aeroba zonen där ammonium (NH + 4 ) oxideras i två steg till nitrat (NO - 3 ) tillsätts stora mängder syre. Syrehalten bör ligga över 2 mg/l för att inte begränsa nitrifikationen. Genom kraftig recirkulering återförs nitratrikt vatten från den aeroba zonen till den anoxiska zonen, se figur 2.1. Det inkommande vattnet är rikt på organiskt material och fungerar som intern kolkälla. I den anoxiska zonen finns inget fritt syre tillgängligt för mikroorganismerna. De kommer i stället att använda sig av det syre som finns kemiskt bundet i nitrat för att oxidera det organiska materialet. Restprodukterna blir kvävgas (N 2 ), koldioxid (CO 2 ) och vatten (H 2 O). 7

8 Från försedimentering Till sandfilter Anox Anox/ aerob Aerob 3 st Eftersedimentering Recirkulering Returslam Överskottsslam Figur 2.1: De olika stegen i den biologiska reningsprocessen på Bekkelaget. För att hålla kvar det aktiva slammet i anläggningen får det sedimentera i eftersedimenteringsbassänger där förtjockade slam på botten av bassängen sugs upp och återförs som returslam till den första anoxzonen. Vid Bekkelaget används sugslamskrapa, på grund av eftersedimenteringsbassängernas storlek (1300m 2 ). En traditionell slamskrapa har svårt att klara av så stora ytor. Sugslamskrapan består av fyra rör som når ned till botten av bassängen. Rören är placerade på en travers som förs fram och tillbaka över bassängen. Genom hävertfunktion sugs slammet upp från botten och överförs till en ränna som löper längs bassängen. I slutet av rännan finns ett skibord där slamflödet registreras. Slamnivån i rännan reglerar uttaget av slam från bassängen, vid låg nivå i rännan blir häverteffekten stor och sugs mycket slam ut. Vid hög slamnivå i rännan sugs en mindre mängd slam upp. (Se bilaga 1 Sugslamskrapa ) Aktivt slam recirkuleras även från sista syresatta zonen till anoxdelen, se figur 2.1. En viss mängd slam, representativt för mängden slam som kontinuerligt bildas i anläggningen, tas ut från eftersedimenteringen som överskottsslam. Överskottsslammet blandas med primärslam från förbehandlingen. Genom rötning reduceras organiskt material ytterligare, samtidigt som slammet stabiliseras och gas bildas. Efter rötningen avvattnas och torkas slammet innan det så småningom sprids på norska åkrar. Gasen som bildas används vid torkning av slam samt till uppvärmning av anläggningen. Utloppsvattnet passerar sandfilter, där det ytterligare renas från suspenderad substans, innan det slutligen når Oslo Fjord. (PURAC) 8

9 2.2 Kvävereducering Allmänt Det inkommande avloppsvattnet innehåller kväve i olika föreningar, framför allt i form av ammonium eller ämnen som kan hydrolyseras till ammonium. Den lilla mängd kväve som finns partikulärt bundet kan separeras bort under förbehandlingen. Största delen av kväveinnehållet reduceras i aktivt slam processen. Dels genom assimilativ kvävereduktion där bakterierna i slammet förbrukar kväve under nedbrytning av organiskt material. Framför allt reduceras kväveinnehållet genom nitrifikation och denitrifikation. Avloppsvattnet får först passera genom en syrgasfattig zon där det organiska materialet i det inkommande vattnet utnyttjas som kolkälla för denitrifikationen. I den efterliggande, luftade zonen sker sedan nitrifikationen samt fortsatt nedbrytning av det organiska materialet. Det krävs en kraftig recirkulation av nitrathaltigt vatten från nitrifikationssteget tillbaka till denitrifikationssteget för att processen ska fungera. Fördelen med denna processmetod är att man slipper tillsätta en extern kolkälla, till exempel metanol Nitrifikation Nitrifikationen sker i de syresatta zonerna där; ammoniumoxidanter i två steg oxiderar ammonium till nitrat: NH ,5O 2 NO H + + H 2 O NO ,5O 2 NO 3 - NH O 2 NO H + + H 2 O Nitrifikationshastigheten varierar med temperaturen och vid vattentemperaturer runt 4 C krävs lång uppehållstid då bakterierna arbetar mycket långsamt (Kemira Kemi AB). Nitrifikationsbakterierna är som effektivast i vatten med ph mellan 8 och 9. Eftersom det bildas H + när ammonium oxideras till nitrit (se formel ovan) sänks vattnets alkalinitet, det vill säga vattnets förmåga att tåla tillskott av vätejoner utan ph-sänkning. Vanligtvis är inte tillskottet av vätejoner från nitrifikationen något problem, men i relativt mjuka vatten med låg alkalinitet kan ph sjunka så mycket att processen avstannar. Nitrifikationsprocessen är mycket syrekrävande, O 2 koncentrationen bör vara minst 2 mg/l för att inte vara begränsande faktor och för att tillgodose processens syrebehov blåser man in luft i bassängen. 9

10 Luftinblåsningen skapar dessutom turbulens vilket gör att kontakten mellan organismer och vatten blir intensiv och underlättar oxidationen av ammonium Denitrifikation Denitrifikationen kräver syrgasfria förhållanden och tillgång till nedbrytbart organiskt material, det vill säga anoxisk miljö. Bristen på syre i vattnet gör att det kemiskt bundna syret i nitrat används vid oxidation av det organiska materialet. Kvävet kommer då att avgå till atmosfären som kvävgas (N 2 ): 2NO H + + organiskt material N 2 + HCO 3 - Även denitrifikationshastigheten är temperaturberoende, men inte i samma utsträckning som nitrifikationshastigheten. Optimalt ph ligger mellan 7 och 9. Oxidationen av organiskt - material leder till att vätekarbonat (HCO 3 ) bildas och återställer hälften av den alkalinitet som går förlorad under nitrifikationssteget. När intern kolkälla används kan denitrifikationshastigheten variera ganska kraftigt beroende på sammansättningen av det organiska materialet i avloppsvattnet. Enkelt sett kan man dela upp det organiska materialet i avloppsvattnet efter partikelstorlek. Det lösta materialet är lättast för bakterierna att bryta ned, det kolloidala och partikulära svårare. Numera har man övergått till att dela upp det organiska materialet efter biologisk nedbrytbarhet, se figur 2.3. Den lättnedbrytbara fraktionen oxideras i första hand och ger högst denitrifikationshastighet. Om uppehållstiden i anoxzonerna är lång kommer även de mer svårnedbrytbara föreningarna att utnyttjas efter hand som det lättnedbrytbara förbrukas. Nedbrytningen tar dock längre tid och denitrifikationshastigheten sjunker. Det inerta COD kan inte utnyttjas av bakterierna och det inerta partikulära och kolloidala påverkar slamproduktionen, likaså biomassan, se vidare avsnitt 2.3. Det lösta inerta COD passerar ut i effluenten. 10

11 partikulärt inert biomassa kolloidalt löst Partikelstorlek inert inert svårnedbrytbart lättnedbrytbart metaboliseras direkt Biologisk modell Figur 2.3: Uppdelning av biologiskt material (COD) i avloppsvatten. (Kemira Kemi AB) 2.3 Slamproduktion och separation Slammets sammansättning Det aktiva slammet består av olika mikroorganismer, till exempel bakterier och protozoer som är uppslammade i vattnet. Bakterierna är den viktigaste organismen och i ett aktivt slam kan man finna hundratals olika bakteriearter, som vanligtvis delas in i tre grupper; frisimmande, flockbildande och filamentbakterier. Sammansättningen av bakteriekulturen är aldrig konstant och varierar allt eftersom omgivningen förändras. Den art som är bäst anpassad till den aktuella miljön kan föröka sig kraftigt. På så sätt konkurrerar arten helt eller delvis ut andra arter och kommer att dominerar floran. Slammets volym och sedimenteringsegenskaper påverkas av bakteriesammansättningen. Vid normala driftsförhållanden dominerar de flockbildande bakterierna som kan slå ihop sig med varandra och bilda större bioflockar. Bioflockarna har högre sjunkhastighet än enskilda bakterier och kommer att falla mot botten i eftersedimenteringsbassängen, en grundförutsättning för att processen ska fungera. Vid olika störningar i driften, till exempel om slamåldern eller belastningen förändras kraftigt, kommer andra typer av bakterier att dominera. De frisimmande bakterierna tillväxer snabbt och gynnas av låg slamålder. Deras ringa storlek gör att de inte kommer att sedimentera utan följer med 11

12 det utgående vattnet. Filamentbakterier däremot tillväxer långsamt och drar fördel av hög slamålder eller låg vattentemperatur. Dessa bakterier växer i rad och bildar långa filarment i slammet. För stor del filamentbakterier gör slammet bulkigt och försvårar sedimenteringen. Ett väl fungerande aktivt slam innehåller till största delen flockbildande bakterier med inslag av filamentbakterier som håller ihop bioflockarna, vilket gör att de blir tyngre och därmed lättare sedimenterar Faktorer som påverkar slamproduktionen Reningsgraden och slamproduktionen i en aktiv slamprocess påverkas av en rad faktorer. Slambelastningen är ett mått på mängden biologiskt nedbrytbart organiskt material (BOD) som varje dag tillförs i förhållande till mängden suspenderad substans som redan finns i luftningsbassängen. Slambelastning (kg BOD/kg SS*dygn) = ( Q * C )/( V * X ) Q = Flöde (m 3 /dygn) C = Org. mtrl (kg BOD/m 3 ) V = Volym luftningsbassäng (m 3 ) X = Slammängd (kg SS/m 3 ) Belastningen påverkar slammets uppehållstid i bassängerna. Då belastningen ökar kommer slamproduktionen att stiga, ett större uttag av överskottsslam blir nödvändigt och uppehållstiden och slamåldern sjunker. Vid flödestoppar då flödet in i anläggningen ökar, men inte nödvändigtvis belastningen, ska stora volymer vatten behandlas. Luftningsbassängernas volym är konstant vilket gör att vattnet kommer passera genom bassängerna fortare och innehållet omsätts snabbare. Även om omsättningstiden sjunker, påverkas inte slammets uppehållstid i systemet. Vid långvarig hög belastning kan slammets karaktär förändras då bakteriefloran ändras, både med avseende på artsammansättning och koncentration. Kort uppehållstid gör även att innehållet av levande mikroorganismer i uttaget överskottsslam ökar då färre organismer hinner dö innan de tas ut ur processen. Slamåldern, det vill säga den genomsnittstid partiklarna i slammet befinner sig i luftningsbassängen, beror på mängden uttaget överskottsslam (Lunds Tekniska Högskola, Institutionen för VA-teknik 1986) 12

13 Slamålder = (V * SS m )/ (Q ö * SS r + Q in * SS ut ) V = luftningsbassängens volym (m 3 ) SS m = Suspenderad substans i luftningsbassängen (mg/l) Q ö = Överskottsslamflöde (m 3 /h) SS r = Suspenderad substans i överskottsslammet (mg/l) Q in = Inflöde (m 3 /d) SS ut = Suspenderad substans i utgående vatten (g/m 3 ) Uttaget av överskottsslam ska motsvara den mängd slam som kontinuerligt bildas i bassängen. Om produktionen överstiger mängden uttaget överskott kommer slamåldern att stiga och slam lagras in i bassängerna, vilket så småningom leder till slamflykt. Även bakteriesammansättningen påverkas som sagt av slamåldern. Risken för tillväxt av filamentbakterier ökar med stigande slamålder, med driftstörningar som följd. För att reningsprocessens effektivitet ska bibehållas krävs det att halten mikroorganismer hålls på en hög och jämn nivå. Genom reglering av mängden uttaget överskottsslam styrs koncentrationen av organismer och suspenderad substans i bassängerna. Stort uttag av överskottsslam sänker både koncentration och slamålder samt vice versa Karaktärisering av sedimenteringsegenskaper Det finns en rad metoder för att karaktärisera slammets olika egenskaper. Slamvolymindex (SVI) är ett enkelt sätt att fastställa slammets förmåga att sedimentera. SV = Slamvolym (ml/l) Slamvolymindex (ml/g) =1000 * ( SV / SS ) SS = Suspenderad substans i luftningsbassängen (mg/l) Ju lägre slamindex, desto lättare sedimenterar slammet. Ett högt slamindex indikerar någon typ av störning i processen, vanligtvis beror den dåliga sedimenteringen på för högt innehåll av filarmentbakterier. Slamindex bör normalt ligga mellan 50 och 150 ml/g (Lunds Tekniska Högskola, Institutionen för VA-teknik 1986). Nackdelen med slamvolymindex är att det inte är särskilt tillförlitligt och framför allt inte vid höga koncentrationer. (Hasselblad S., m.fl. 1998) 13

14 Det är viktigt att slammet separeras från vattnet för att reningen ska vara effektiv. Det utgående vattnet ska vara så klart och fritt från partiklar som möjligt. Slammet ska föras tillbaka in i processen som returslam för att slamåldern ska hållas på önskad nivå och koncentrationen av suspenderad substans i luftningsbassängen ska förbli konstant. När slammet i en eftersedimenteringsbassäng, tack vare gravitationen, sjunker mot botten uppträder tre zoner i bassängen; klarfas, sedimenteringsfas och förtjockningsfas, se figur 2.4. (Larsen P., Rissler S. 1976) Klarfas Utlopp Inlopp Sedimenteringsfas Förtjockningsfas Figur 2.4 Tre zoner kan särskiljas i en sedimenteringsbassäng när slam sedimenterar. I klarfasen är partikelkoncentrationen låg och klart vatten passerar ut vid utloppet. I sedimenteringsfasen är koncentrationen av partiklar högre. Interpartikulära krafter verkar mellan partiklarna och tvingar dem samman. Trots att slammets olika partiklar har olika sjunkhastighet, kommer slammet att sjunka som en enhet när koncentrationen är tillräckligt hög, så kallad hindered settling. Sjunkhastigheten kontrolleras av vattnets hastighet upp genom slammet och allt eftersom massan sjunker längre ned i bassängen kommer partikelkoncentrationen att öka och sjunkhastigheten minska. Övre delen av sedimenteringsfasen utgör slamspegel, som dagligen kontrolleras för att upptäcka eventuell inlagring i eftersedimenteringsbassängen. I förtjockningsfasen är koncentrationen så hög att bioflockarna inte längre kan sjunka och varje partikellager ger mekaniskt stöd åt lagret ovanför. Från förtjockningsfasen tas returslam upp och återförs till bioprocessen. (University of Cape Town 1984) Tidig forskning kring förtjockning betonar gravitationens betydelse för suspensioners rörelser i avskiljningsbassänger. Begreppet mass-flux uppstod tidigt och gällde inkompressibla icke flockulenta suspensioner med Newtonska sjunkegenskaper. Dick & Young visade 1972 att mass-flux även kan tillämpas på kompressibla flockulenta suspensioner, till exempel aktivt slam (Göhle 1995). Mängden nedströmmande suspenderat material, per yt- och tidsenhet, 14

15 betecknas solids flux och definieras som produkten mellan sedimenteringshastighet och slammets halt av suspenderat material enligt nedan. Solids flux-kurvor för slam med olika sjunkegenskaper visas i figur 2.5. G S = V S * X G S = Solids flux (kg/m 2 /d) V S = Slammets sjunkhastighet (m/d) X = Slammets halt av suspenderat material (kg SS/m 3 ) Figur 2.5 Exempel på solids fluxkurvor för aktivt slam med olika sjunkkaraktär. Kurvorna visas som en funktion av slamkoncentrationen X. Sjunkkaraktäristiska värden; A: V 0 = 179 m/d, n v = 0,29 m 3 /kg samt B: V 0 = 223 m/d, n v = 0,60 m 3 /kg (Göhle 1995). Sedimenteringen av slam i en eftersedimenteringsbassäng påverkas av gravitationen, så kallad gravitationsflux G G. Även uttaget av returslam vid bassängbotten ger upphov till krafter som har betydelse för sedimenteringen. Den kraft som orsakas av returslamuttaget kallas bulk flux G B. Storleken på bulkfluxen styrs av slamkoncentrationen, returslamflödets storlek och sedimenteringsbassängens area enligt: 15

16 G B = U R * X U R = Q R / A G B = Bulk flux (kg/m 2 /d) U R = Nedåtgående ytbelastning, m.a.p. returslamflöde (m/d) X = Slammets halt av suspenderad substans (kg SS/m 3 ) Q R = Returslamflödet (m 3 /d) A = Sedimenteringsbassängens area (m 2 ) Om de båda flux-krafterna adderas får man fram den totala fluxen som verkar mot sedimenteringsbassängens botten, G T, se nedan. Den totala fluxen presenteras grafiskt i figur 2.6. G T = G G + G B = X * (V S + U R ) Figur 2.6 Den sammanlagda, totala flux som verkar mot sedimenteringsbassängens botten (G T = G G + G B ) som en funktion av slamhalten X. Den begränsande fluxen (G L ) vid slamhalten XL är ett minivärde som begränsar slammets nedåtgående strömningshastighet / ytenhet. (Göhle 1995) 16

17 Vid en specifik ytbelastning, U R, har den totala fluxen ett minsta värde vid en viss slamhalt. Det minsta värdet för G T betecknas G L (limiting flux, begränsande flux) vid slamhalten X L, se figur 2.6. G L begränsar den strömningshastighet med vilken slammet kan sjunka mot bassängbotten, det vill säga den aktuella nedåtgående strömningshastigheten (G A ) i eftersedimenteringsbassängen måste vara mindre eller lika med G L för att inte slam ska lagras in i bassängen (Göhle, 1995). Begränsande flux anger den maximala mängd partiklar som kan separeras i eftersedimenteringen innan slam börjar lagras in i bassängen. Storleken på den aktuella solids flux i eftersedimenteringsbassängen beror på slamytbelastningen in till bassängen per areaenhet: G A = ( Q in + Q r ) * C o / A G A = Aktuell solids flux (kg/m 2 *h) Q in = Inflöde till anläggningen (m 3 /h) Q r = Returslamflöde (m 3 /h) C o = Suspenderad substans i inflödet till sedimenteringsbassängen (kg/m 3 ) A = Sedimenteringsbassängens area (m 2 ) Trots att konceptet solids flux är både effektivt och flexibelt har det inte fått någon omfattande tillämpning. Anledningarna till detta tros vara att det krävs ett antal olika tester för att uppskatta vissa modellparametrar, slammets sedimenteringsegenskaper är svåra att fastställa med mera. För att underlätta användandet av solids flux analyser har flera forskare arbetat med att finna samband mellan sedimenteringsparametrar och andra, lättanalyserbara variabler. Daigger och Roper (1985), Härtel och Pöpel (1992) med flera har funnit ett samband mellan biomassans sedimenteringsegenskaper (egentligen hindrad sedimenteringshastighet) och slamvolymindex (SVI). Samtliga koefficienter i beräkningarna grundade sig i den av Vesilind (1974) utvecklade empiriska modellen avseende hindrad sedimenteringshastighet. (Hasselblad S., Xu S., 1996) 17

18 V i C i = V 0 e -nci V i = Hindrad sedimenteringshastighet vid partikelkoncentration Ci (m/s) C i = Partikelkoncentration i nivå i (kg/m3) V 0 = koefficient (m/h) n = koefficient (m 3 /kg) Dock skiljde sig de olika forskarnas metoder åt, framför allt metodiken bakom slamvolymindexanalyserna, vilket gjorde det svårt att jämföra de olika resultaten. von Sperling (1994) lyckades kombinera de tidigare resultaten i en metod där slammet karaktäriseras i tre kategorier utifrån sedimenteringsegenskaperna (bra, ganska bra och dålig). Metoden kräver färre ingående data och antalet modelparametrar som behöver uppskattas i varje analys minskade avsevärt. (von Sperling 1994). Solids flux har inte fått någon spridd användning, framför allt inte inom drift av biologiska reningsprocesser. Däremot har konceptet använts till att utveckla modeller för olika simuleringsstudier av sedimenteringstankar. Till exempel har Dupont och Henze utvecklat en modell som återfinns i EFOR, ett vanligt förekommande datamodelleringsprogram. (Hasselblad S., Xu S., 1998). I SIMBA finns möjligheten att välja mellan olika varianter av eftersedimenterigsbassänger. Den enklaste modellen, Ideal Secondary Clarifier, är baserad på att samtliga partiklar avskiljs från vattnet och hamnar i returslammet. I SC-OF modellen däremot, delas eftersedimenteringstanken in i upp till 10 horisontella lager. Bioflockarna i slammet klassas som mickroflockar och mackroflockar, med olika sedimenteringsegenskaper. Sedimenteringshastigheten beräknas utifrån bland annat slamkoncentration, djupet i reaktorn och slamvolymindex. Kalibreringen av modellen är relativt enkel att genomföra då endast slamvolymindex (SVI) och partikelkoncentrationen i det utgående vattnet behöver anges. Tillförlitligheten är begränsad, då SVI används som kalibreringsparameter, se avsnitt Dessa båda metoder är dock förenklingar av verkligheten och en fullständigt tillfredställande metod saknas. Det senaste tillskottet i SIMBA är en sedimenteringsmodell framtagen av Takacs m.fl. (1991) (Hasselblad S, Xu S, 1998) (Ifak system 1998). Grundprincipen i SC-F 18

19 är den samma som i SC-OF ovan. Dock har funktionen för sedimenteringshastigheten beroende av partikelkoncentrationen, delats upp i två exponentiella uttryck: V S = V 0 e -rhx V 0 e -rpx Där X = X j X min V S = Sedimenteringshastighet (m/d) V 0 = Maximal teoretisk sedimenteringshastighet (m/d) r h = Sedimenteringsparameter associerad med hindrad sedimentering (m 3 /g) r p = Sedimenteringsparameter associerad med låg koncentration och långsam sedimentering (m 3 /g) X j = Suspenderad substabs lager j (g/m 3 ) X min = Minimal koncentration av suspenderad substans i utgående vatten (g/ m 3 ) Funktionen ovan resulterar i fyra typer av sedimenteringsegenskaper beroende av partikelkoncentrationen. Kalibreringen av denna modell är mer omständlig, då fler parametrar måste vara kända, men gör samtidigt att man får en modell som bättre överensstämmer med verklighetens eftersedimenteringsbassänger. 2.4 Datamodellering Med hjälp av matematiska modeller och datasimuleringar kan man beskriva och förutsäga processerna i ett reningsverk. Fördelarna med modellerna är många, framför allt kan mängden praktiska experiment reduceras, vilket sparar tid och pengar. Det börjar bli vanligt att använda sig av simuleringar i designen av ett nytt reningsverk. På så sätt kan man optimera anläggningen med avseende på både konstruktion, drift och kostnader. I en befintlig anläggning kan enkla modeller användas i den dagliga driften. Olika scenarier, som till exempel flödestoppar och belastningsökningar, kan tillföras anläggningen i modellen och lämpliga åtgärder kan simuleras fram på ett snabbt och billigt sätt vid skrivbordet. Detta förfarande gör det möjligt att effektivt undvika driftstörningar genom att möjligheten att vidta korrekta åtgärder i rätt tid ökar. Det finns dock vissa omständigheter som försvårar användandet av modeller. Ofta saknas tillräckliga kunskaper om olika processer, till exempel sedimenteringsegenskaper, organismernas tillväxthastigheter med mera. Variationerna i inflödet kan vara stora och svåra 19

20 att kontrollera, lämplig mätutrustning kan saknas och mikroorganismernas beteende kan ändras då miljön förändras. Det kan då vara svårt att få modellen att överensstämma med verkligheten. Vidare består de biologiska processerna i ett reningsverk av en mängd reaktioner och organismer, en modell som beskriver alla dessa ingående riskerar att bli alltför invecklad och komplicerad. Den idag vanligast förekommande modellen, i syfte att beskriva de biologiska processerna i ett reningsverk, är IAWQ Activated Sludge Model No.1. Den togs fram av Task Group on Mathematical Modelling for Design and Operation of Biological Wastewater Treatment Systems och presenterades 1987 av Henze med flera. (Xu S. 1996) Massbalansen i systemet anges i COD och modellen är baserad på 8 processekvationer och 13 variabler, se bilaga 2 IAWQ AS Model No1. De 13 variablerna utgörs framför allt av olika fraktioner av organiskt material och kväve. Det organiska materialet delas upp i nedbrytbart COD, ickenedbrytbart (inert) COD samt biomassa, se figur 2.5. Det nedbrytbara COD delas sedan i sin tur upp i lätt nedbrytbart material (S S ) respektive svårt nedbrytbart material (X S ). Nedbrytbart organiskt material (COD) utnyttjas av bakterierna och påvverkar bakteriemängden och därmed slamproduktionen. När det gäller det icke-nedbrytbara (inerta) COD skiljer man på löst (S I ) och partikulärt (X I ) material. Det lösta materialet (S I ) lämnar systemet i effluenten medan det partikulära (X I ) kommer att utgöra en del av slammassan och så småningom uttas som överskottslam. Den aktiva biomassan utgörs av heterotrof biomassa (X B,H ) och autotrof biomassa (X B,A ). I modellen finns även en variabel som representerar den inerta partikulära biomassan som härstammar från avdödningen av biomassa (X P ). 20

21 Total COD Nedbrytbart COD Icke nedbrytbart COD Aktiv massa COD Löst S S Partikulärt X S Heterotrofer X B,H Autotrofer X B,A Löst S I Partikulärt X I & X P Figur 2.5: Uppdelningen av COD i IAWQ AS Model No.1. (Jeppsson 1996). Det kväveinnehållande materialet delas upp på liknade sätt, i löst ammonium (S NH ), organiskt bundet kväve och kväve i aktiv massa (X NB ). Det organiskt bundna kvävet delas i sin tur upp i icke nedbrytbart löst (S NI ) och nedbrytbart löst (S ND ) samt ickenedbrytbart partikulärt (X NI och X NP ) och nedbrytbart partikulärt (X ND ). Slutligen beskrivs också syrekoncentrationen (S O ), angivet i negativt COD och alkaliniteten (S ALK ). Koncentrationerna av de olika variablerna påverkas av de 8 olika processerna i modellen, som kortfattat beskrivs nedan. Aerob tillväxt av heterotrofer: Tillväxten av heterotrofa bakterier modelleras med hjälp av Monods kinetik. Ammonium används som kvävekälla och en del av det lätt nedbrytbara organiska materialet bryts ned. Tillväxten av heterotrofa bakterier är den process som bidrar mest till produktionen av ny biomassa och reduktionen av COD. Tillväxthastigheten kan begränsas av både koncentrationen av löst nedbrytbart COD (S S ) och syre (S O ). Anoxisk tillväxt av heterotrofer: I anoxisk miljö använder de heterotrofa bakterierna nitrat som elektronacceptor istället för syre och det bildas heterotrof biomassa och kvävgas. Här beräknas tillväxten med Monods kinetik. Dock är tillväxten under anoxiska förhållande något lägre än under aeroba förhållanden. Därför reduceras hastigheten med en faktor η g (<1). Den lägre tillväxthastigheten beror på antigen lägre maximal tillväxthastighet eller att endast en del av den heterotrofa biomassan kan fungera med nitrat som elektronacceptor. 21

22 Aerob tillväxt av autotrofer: Oxidationen av ammonium till nitrat (nitrifikation) producerar autotrof biomassa och skapar en syreförbrukning. Dock är tillväxthastigheten hos den autotrofa biomassan låg så påverkan på den totala bildade biomassan är inte så stor. Även här används Monods kinetik. Syre- och ammoniumtillgången begränsar tillväxthastigheten. Avdödning av heterotrofer och autotrofer: Organismerna dör med en bestämd hastighet där en del av materialet är biologiskt ej nedbrytbart och påverkar variabeln X P. Resterande del räknas till biologiskt långsamt nedbrytbart material. Under dessa två processer sker ingen reduktion av COD. Processen modelleras utifrån död-regenereringshypotesen som presenterades av Dold med flera 1980 (Jeppsson 1996). Ammonifiering av löst organiskt kväve: Biologiskt nedbrytbart löst organiskt kväve omvandlas till fritt ammonium av heterotrof biomassa. Hydrolys av bundet organiskt material: Långsamt nedbrytbart material i slammassan bryts ned och bildar lätt nedbrytbart material. Hydrolys av bundet organiskt kväve: Nedbrytbart partikulärt organiskt kväve bryts ned till löst organiskt kväve. Hur de olika grupperna och processerna samverkar åskådliggörs i bilaga 3 Processer och substansgrupper i ASM1 För att en modell rent praktiskt ska kunna användas måste vissa förenklingar göras. Temperatur och ph hålls konstanta i systemet, hänsyn till förändringar av avloppsvattnets sammansättning tas inte, den heterotrofa biomassan är homogen med mera. Alla restriktioner som gäller för IAWQ AS Model No.1 finns listade i Henze et al. Activated Sludge Model No.1 (1987). (Jeppsson 1996) För att simuleringen ska motsvara den verkliga reningsprocessen och resultaten bli så tillförlitliga som möjligt måste modellen kalibreras. Vanligtvis används välkontrollerade experiment i pilot- eller laboratorieskala under konstanta driftsförhållanden. Resultaten är oftast bra ur ren statistisk synpunkt men sällan helt tillförlitliga, av två anledningar. Experimenten och beräkningarna baseras på konstanta koefficienter men många parametrar varierar över tiden i en biologisk reningsprocess i fullskala. Bakteriesammansättning, inhibering av toxiska ämnen, temperatur och framför allt sammansättning av inkommande vatten kan förändras över ett par timmar eller dagar. Vidare är det svårt att konfigurera och driva en försöksanläggning i liten skala på exakt samma sätt som en fullskaleanläggning. Risken finns då att mikroorganismers beteende och andra faktorer förändras. Många 22

23 parametrar och hur de samverkar, till exempel avdödnings- och tillväxthastigheter, är svåra att kartlägga. Vissa parametrar får ofta uppskattas och lämpliga värden hämtas ur litteratur, även detta försvårar en korrekt kalibrering. IAWQ AS Model No.1 ligger till grund för simuleringen av den aktiva slamprocessen i SIMBA programmet som har utvecklats av ifak system i Tyskland. I SIMBA är det möjligt att simulera hela reningsprocessen i en anläggning, då ytterligare sektioner har lagts till i modellen, till exempel försedimentering, magasinering av vatten med mera. Det finns även möjlighet att simulera slamprocessen i en modell baserad på IAWQ AS Model No 2d, presenterad av Henze 98 (Ifak system 1998). Denna modell inkluderar även biologisk reduktion av fosfor, men är inte lika beprövad som modell nr 1 och ska främst användas för beskrivning av fosforreduktion och som diskussionsunderlag. I mina simuleringsförsök har jag använt mig av SIMBA AS Modell No.1. SIMBA är ett öppet system som gör det möjligt för användaren att bygga upp sin egen anläggningsmodell. I olika bibliotek återfinns de block som aktuell reningsanläggning byggs upp av. Här finns till exempel flera typer av inflöde, aktivslamreaktorer, sedimenteringsbassänger, provtagningar och displayer samt kontroller för reglering av syrehalt med mera. Önskade block kopieras över till anläggningen i modellen och förbinds med flödespilar. Varje flödespil motsvaras av önskade vatten- eller aktivtslamflöden eller input/output signaler för kontroll/reglering. Provtagningsblock kan placeras in på önskad plats och på så sätt kan man under eller efter simuleringen enkelt följa processen i anläggningen. Kända konstanter, hastigheter och koncentrationer avseende till exempel avloppsvattnets sammansättning läggs in i matriser. Värdena i matriserna ligger sedan till grund för beräkningar i processerna under simuleringen. Anläggningen kan sedan simuleras under önskat antal dagar och resultaten presenteras grafiskt i modellen. 23

24 3 BIOANLÄGGNINGENS RENINGSKAPACITET 3.1 Problemformulering I den ursprungliga designen av Bekkelaget utgick man från belastningsdata och vattensammansättning från Effektiviteten hos anläggningens biologiska reningssteg förväntades vara något sämre under kalla perioder eftersom organismerna i det aktiva slammet tillväxer långsammare vid lägre vattentemperaturer. Det visade sig dock att bioprocessen fungerade tillfredsställande trots lägre temperaturer och anläggningen har kunnat drivas med större belastning än vad som från början var avsett. Det är av intresse att fastställa biologins verkliga kapacitet för att kunna utnyttja anläggningen optimalt. För att undersöka bioanläggningens förmåga att behandla det inkommande avloppsvattnet vid olika belastningar kan man med fördel använda datasimuleringsprogram, i det här fallet SIMBA Modellen i simuleringsprogrammet måste kalibreras för att motsvara den verkliga anläggningen med avseende på sammansättning av inkommande vatten, slammets förmåga att reducera kväve samt slam- och vattenflöden i systemet. Under första driftsåret gjordes omfattande analyser av det inkommande vattnets sammansättning i olika delar av reningsverket. Utifrån dessa analyser går det att få en bra bild av hur det till biologin inkommande vattnet ser ut, främst med avseende på mängd och fördelning av organiskt material (COD). De olika fraktionerna av organiskt material påverkar systemet på olika sätt; det inerta partikulära materialet har betydelse för hur mycket slam som bildas, tillgången på lättnedbrytbart organiskt material kan begränsa denitrifikationen och så vidare. Mikroorganismernas kvävereducerande förmåga undersöks i nitrifikations- och denitrifikationshastighetsförsök. I det senare kan man även få en bild av hur god kolkälla det inkommande avloppsvattnet är, i förhållande till en optimal extern kolkälla. Sedimenteringsegenskaperna hos slammet är svårare att undersöka, vissa värden får därför hämtas från litteraturen. För att säkerställa att eftersedimenteringsbassängen klarar av att avskilja slam och effluenten förblir klar, görs försök i fullskala där den hydrauliska belastningen ökas. Slamspegelns förändring och inlagringen av slam i bassängerna studeras för att utesluta att slamflykt inträffar. Försöken i full- och laboratorieskala har utförts på Bekkelaget under hösten Undersökningarna har gjorts både under normala flöden och under flödesökning till 1,7 m 3 /s 24

25 respektive 2,0 m 3 /s. Försöken har utförts under ordinarie drift utan justering av till exempel recirkulation, returslamåterföring och överskottsslamuttag. 3.2 Biologistegets utformning Den biologiska reningsprocessen i Bekkelaget består av fyra parallella linjer som är uppbyggda enligt figur 3.1. Inflödet har passerat förbehandling innan det når biosteget. Det utgående vattnet passerar genom sandfilter innan det når recipienten. Från försedimentering Till sandfilter Anox Anox/ aerob Aerob Eftersedimentering Recirkulering Returslam Överskottsslam Figur 3.1. Principskiss över en linje av fyra i biologianläggningen vid Bekkelaget Renseanlegg. Processdata för anläggningen (4 linjer): Inflöde Q in <1,7 m 3 /s < m 3 /d Volym anox zon, V anox = 7500 m 3 Volym anox/aerob zon, V aerob/anox = 2250 m 3 Volym aerob zon, V aerob = 9500 m 3 Sedimenteringsyta eftersedimentering, A sed = 1300 m 2 Djup sedimenteringsbassäng, D sed = 6 m Slamhalt luftningsbassäng, SS aerob 3500 mg/l Syrehalt luftningsbassäng, C O2 2 mg/l Recirkulering, per linje Q recirk = 2,4 x Q in < m 3 /d Returslam, Q retur 0,3 m 3 /s Överskottsslam Q överskott 1200 m 3 /d TS överskottsslam SS överskott 8000 mg/l Slamålder, SÅ 30 dygn 25

26 3.3 Avloppsvattnets sammansättning Bekkelagets upptagningsområde utgörs till största delen av hushåll i utkanten av Oslo. En större jästfabrik i området har avvecklat sitt interna reningsverk och släpper COD-rikt vatten till Bekkelaget 2 gånger i veckan. Det inkommande avloppsvattnets sammansättning karaktäriseras utifrån analysdata från garantiåret Trender över flöde med mera under garantiåret redovisas i bilaga 4 Trender garantiåret. 3.4 Garantivärden och reningseffekt När Bekkelaget återigen togs i drift efter ombyggnaden hade garantivärden med avseende på reningsgrad, kemikalieförbrukning med mera formulerats. För bioprocessen finns värden som berör reduktionen av kväve fosfor och BOD samt även garantier gällande slamproduktion. Garantivärdena för fosfor, BOD och kväve har fördelats olika över månaderna eftersom biologins reningsförmåga förväntades vara lägre under de kalla perioderna. Garantivärden för bioprocessen redovisas i tabell 3.1. I samma tabell återfinns även uppnådd reningseffekt från garantiåret Garantikraven för året som helhet uppfylls men vissa perioder överskreds fosforkraven på grund av höga utsläpp vid några enstaka tillfällen. De höga utsläppen orsakades av störningar i slamuttaget från bioprocessen, som i kombination med höga flöden resulterade i slamflykt. 26

27 Tabell 3.1. Garantikrav och reningseffekt för bioprocessen på Bekkelaget under garantiåret oktober 2001 september Värdena är uppdelade månadsvis på grund av förväntad sämre effektivitet under de kalla årstiderna. Månad P-tot BOD N-tot Garanti mg/l Reningseffekt mg/l Garanti mg/l Reningseffekt mg/l Garanti % ,21 0, , ,21 0, , ,20 0, , ,21 0, , , ,21 0,51 13,25 14,4 62,9 62, ,20 0, , , ,20 0,19 10,29 5,2 69,4 70, ,21 0,13 12,25 3,0 65,5 67, ,20 0, ,8 75, ,21 0,11 12,8 5,4 63,8 70, ,20 0,07 10,4 3,1 69,2 72, ,20 0,12 10,9 4,7 68,3 71,0 Medel 0,21 0,21 11,3 4,95 67,5 70,4 Reningseffekt % När det gäller slamproduktionen är garantikravet 1,5 kg TS/kg BOD och gäller över hela året. Anläggningens slamproduktion under garantiåret uppgick till 1,1 kg TS/kg BOD. 27

28 4 PROVTAGNING OCH ANALYS 4.1. Undersökningarnas förutsättningar Provtagningarna och analyserna utfördes under två veckor hösten 2003 (oktober och november). Vattentemperaturen låg runt 13 C, nederbördsmängden och dygnsmedelflöde in till anläggningen var normala för årstiden. Slamåldern var vid tidpunkten mycket hög, närmare 70 dygn. Den höga slamåldern berodde på en trasig pump i överföringen mellan blandslamlager och rötkammare. Detta ledde till att slamlagren fylldes och mindre mängd slam togs ut från reningsprocessen. Primärslamuttaget har högre prioritet än uttaget av bioslam vilket fick till följd att uttaget av överskottsslam från eftersedimenteringen var obefintligt vid flera tillfällen. För att flödesökningarna skulle kunna genomföras måste inkommande vatten lagras upp i tunnelsystemet in till reningsverket. Inflödet sattes till en konstant låg nivå under cirka 16 timmar, för att sedan ökas till 1,7 m 3 /s respektive 2,0 m 3 /s. Det höga flödet bibehölls tills tunneln var tömd, cirka 6-8 timmar senare Slamproduktion Suspenderad substans-halt i slammet När flödet och därmed belastningen ökar kommer halten suspenderade ämnen in i eftersedimenteringsbassängen att stiga. Hur denna förändring sker på olika nivåer i bassängen kan studeras genom att prover tas ut på varje meter längs en lodrät linje i en punkt, samt från returslamflödet. Proverna tas med en så kallad Ruthger-hämtare, en cylinder som öppen sänks ned i bassängen och sedan kan förslutas på önskat djup. Slam strömmar igenom cylindern så länge den hålls öppen, vid önskat djup stängs cylindern och man får ett prov som endast innehåller slam från rätt nivå. Proverna analyseras enligt svensk Standard SS , bilaga 5 Slamproduktion Slamvolym och slamvolymindex Slamprovet till beräkning av slamvolym och slamvolymindex tas ut från luftningsbassängen. För att få upp provet används en kanna fäst i ett rep som sänks ned i bassängen. Denna metod används dagligen på reningsverket. Slammet får sedimentera i 30 minuter och därefter avläses 28

29 volymen slam som har sedimenterat. Eventuella avvikelser från normala sedimenteringsegenskaper noteras, till exempel förekomst av flytslam. Med hjälp av slamvolymen kan slamvolymindex beräknas. Då måste även halten suspenderade ämnen i provet bestämmas. Slamvolymindex är det vanligaste måttet på slammets sedimenteringsegenskaper, se bilaga Analysmetoder slamproduktion Slamprofil För att få en bild av hur slamspegeln fördelar sig över eftersedimenteringsbassängen används ett lod, Partech 715 Portable, som ger utslag vid en bestämd halt av suspenderad substans. Provpunkterna är jämnt fördelade i bassängen enligt figur i bilaga Analysmetoder slamproduktion. Lodet sänks ned i bassängen från traversen och när den ger utslag avläses djupet i meter med hjälp av markeringar på lodets sladd. Denna metod används av personal på verket för att kontrollera slamspegeln. För att få en bättre bild av mängden slam, räknas utslagsdjupet om till slamhöjd från botten sett. Lodet kalibreras, för att fastställa vid vilken SS-halt det ger utslag, genom att ett slamprov tas på det djup lodet ger utslag. Därefter bestäms mängden suspenderad substans enligt svensk Standard SS , bilaga 5 Slamproduktion Kvävereduktion Nitrat- och ammoniumprofil Ett enkelt sätt att kontrollera så kvävereduktionen fungerar är att mäta nitrat- och ammoniumhalt i olika steg i biologin. Prover tas ut med hjälp av en kanna i ett rep och analyseras omedelbart med snabbmätare, se bilaga 6 Kvävemetod. Någon filtrering av proven innan analys krävs ej Nitrifikation Det aktiva slammets förmåga att nitrifiera ammonium till nitrat/nitrit kan fastställas genom att minskningen av ammoniuminnehållet mäts. Försöket utförs på slam från luftningsbassäng, se bilaga 6 Kvävemetod. Mängden ammonium mäts var 15:e minut under 90 minuter, filtreras 29

30 och analyseras med avseende på mängden ammonium. Resultaten sätts in i ett diagram, vars lutning motsvarar hastigheten. NH 4 -N (mg/l) y = -0,095x + 44,89 R 2 = 0, Tid (min) Figur 4.1 Exempel på diagram över oxidering av ammonium under ett nitrifikationsförsök. Utifrån diagrammets ekvation kan sedan nitrifikationshastigheten beräknas. Ur korrelationskvoten, som beskriver hur pass linjär kurvan är, hämtas x-värdet som används till beräkning av hastigheten, som anges i mg NH 4 -N/(gVSS*h): Nitrifikationshastighet (mg NH 4 -N/(gVSS*h)) = x * 60 / VSS (g/l) Denitrifikation På samma sätt som nitrifikationshastigheten kan beräknas kan även slammets förmåga till denitrifikationen fastställas. Dels kan man undersöka hur effektiv denitrifikationen i slammet är med en optimal, extern kolkälla dels hur bra avloppsvattnet fungerar som intern kolkälla. När det gäller den maximala denitrifikationen tillsätts en extern kolkälla, till exempel natriumacetat, med ett bestämt COD-innehåll. Enligt labbhandledning från Lth ska kvävgas tillföras för att få en anoxisk miljö, men laborationen utfördes utan kvävgas, då det tyvärr inte fanns någon gas att tillgå i laboratoriet på Bekkelaget Renseanlegg. Detta kompenserades genom att en hög, smal, täckt bägare används vilket gör att endast en liten del av slammet kommer i kontakt med syre. Försöket utförs under långsam omrörning. 30